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Chemie
Versenkungen radioaktiver Abfälle durch die ehemalige UdSSR in der Barents- und Karasee,
oder das 1989 gesunkene russische Atom-U-Boot ,Komsomolets‘ in etwa 1 700 m Tiefe in
der Norwegensee führten zu keiner erhöhten Belastung dieser Meeresgebiete oder gar der
Nordsee.
Am 11. März 2011 kam es infolge eines Tsunamis zu Freisetzungen künstlicher Radionuklide
aus den Reaktoren des japanischen Kernkraftwerks Fukushima Daiichi auch in den Nordwestpazifik.
Ein Stromausfall sorgte dafür, dass das Kühlwasser im Reaktor nicht mehr ausgetauscht
wurde, was zur Überhitzung der Brennstäbe und einem Ansteigen der Temperatur im
Reaktordruckbehälter führte. Dabei kam es zur Kernschmelze und zu Wasserstoffexplosionen,
so dass künstliche Radionuklide in die Umwelt gelangten. Nach einem GAU geht die größte
Gefährdung zunächst von den flüchtigeren Elementen wie lod und Cäsium aus. Dabei sind
die Isotope 131 1 (Flalbwertszeit acht Tage), 133 l (Flalbwertszeit 20 Stunden), 134 Cs (Flalbwertszeit
zwei Jahre) und 137 Cs (Flalbwertszeit 30 Jahre) dosisrelevant. Das hohe Gefährdungspotenzial
dieser Radionuklide resultiert aus deren Bedeutung bei physiologischen Prozessen im Organismus.
Cäsium verhält sich analog zu Kalium, was als wichtigstes intrazelluläres Element an
physiologischen Prozessen in jeder Zelle beteiligt ist und lod reichert sich in der Schilddrüse
an. Zur Freisetzung und Verteilung der schwer flüchtigen Isotope des Strontiums, Urans und
Plutoniums bedarf es großer Energiemengen um diese in die Troposphäre zu transportieren,
wo der entscheidende Teil des globalen Schadstofftransports stattfindet. Die Freisetzungen
aus dem Kernkraftwerk Fukushima erfolgten eher langsam und in niedrigere Flöhen, was für
eine vielmehr lokale Verteilung der Radionuklide sorgte.
Aufgrund der zurzeit der Reaktorkatastrophe hauptsächlich vorherrschenden westlichen
Winde wurde die Kontamination vorwiegend auf See transportiert. Bis Meerwasser und damit
mögliche Kontaminationen über das globale „Conveyor Belt” den Atlantik und dessen Randmeere
erreicht, vergehen Jahrzehnte bis Jahrhunderte. Durch diese weiträumige Verteilung,
der daraus resultierenden Verdünnung und den Zerfall der kurzlebigen radioaktiven Stoffe
ist allenfalls mit radiologischen Auswirkungen zu rechnen, die nur Bruchteile der hierzulande
herrschenden natürlichen Strahlenexposition ausmachen, sofern man sie überhaupt im Meerwasser
nachweisen kann (BUESSELER et al. 2012, GRS 2013).
4.5.3 Caesium-137 und Strontium-90
137 Cs und 90 Sr werden seit den atmosphärischen Kernwaffenversuchen in den 50er-und 60er-Jahren
des vorigen Jahrhunderts als die künstlichen Radionuklide angesehen, deren Überwachung
aufgrund der auftretenden Umweltkonzentrationen, ihrer Radiotoxizität und ihrer
chemischen Eigenschaften dringend notwendig ist. Messungen ihrer Aktivitätskonzentration
im Meerwasser wurden daher schon sehr frühzeitig begonnen und bis heute lückenlos fortgeführt.
Die zeitliche Entwicklung der Aktivitätskonzentration von 137 Cs und 90 Sr seit 1961 ist in Abbildung
4-73 für die Positionen der früheren Feuerschiffe ,Elbe 1‘ und ,Borkumriff 1 dargestellt.
Deutlich treten die hohen Konzentrationen von 137 Cs aus dem Fallout nach dem Tschernobyl-Unfall
hervor, der sich im April 1986 ereignete. An der Position ,Elbe 1‘ in der inneren
Deutschen Bucht wurden längere Zeit höhere Konzentrationen gemessen als an der Position
,Borkumriff 1 , was sich aus den höheren Konzentrationen des Abflusswassers der Elbe erklärt.
Fleute ist der Tschernobyl-Fallout in der Deutschen Bucht nicht mehr nachweisbar. Lediglich
im Skagerrak entlang der norwegischen Küste lassen sich noch geringe Spuren aus dieser
Quelle im Ausstromwasser der Ostsee feststellen.
