Methodenentwicklung und Messung von Radon-222 in Oberflächengewässern

Transkript

1 Methodenentwicklung und Messung von Radon-222 in Oberflächengewässern Autor: Dario Widmer (Klasse 16e) Betreuung: Peter Looser Patenschaft: Philipp Steinmann Maturaarbeit / Gymnasium Biel-Seeland, Maturajahrgang 2016

2 Inhaltsverzeichnis Vorwort Einleitung Theoretische Grundlagen Allgemeine Informationen zu Radon Zerfallsreihen Vorkommen Radonbelastung Radon als geochemischer Tracer Messung von Radon Flüssigszintillationszähler (LSC) Methodenentwicklung Ziel Die Methode Grundidee der Methodenentwicklung Allgemeines Vorgehen Resultate und Diskussion Erstversuche (Handling) Schüttelzeit Zerfallsgleichgewicht Radonidentifikation via Halbwertszeit Kalibrierkurve Reproduzierbarkeit Vergleichsmessungen Ausblick Hydrologische Anwendungen Radonmessungen im Lyssbach Vorgehen Resultate und Diskussion Längsprofil der Aare Vorgehen Resultate und Diskussion Bielersee: Tiefenprofil und Untersuchung von Pockmark-Strukturen Vorgehen I

3 4.3.2 Resultate und Diskussion Ausblick Zusammenfassung Fazit, Nachwort Quellenverzeichnis Literaturverzeichnis Onlinequellen Abbildungsverzeichnis Tabellenverzeichnis Anhang Glossar Tabelle mit Messergebnissen Excel-Dateien Berechnungen Informationen zur Ausblas-Methode LSC-Anwendertreffen Redlichkeitserklärung II

4 Vorwort Als Schüler mit dem Schwerpunktfach Biologie und Chemie war für mich schon zu Beginn des Themenfindungsprozesses klar, dass meine Maturaarbeit in diesen Bereich passen sollte. Durch Gespräche mit diversen Lehrkräften wurde ich auf das Angebot der Akademie der Naturwissenschaften Schweiz (SCNAT) aufmerksam. Die SCNAT bietet Maturandinnen und Maturanden die Möglichkeit, schweizweit mit Universitäten und Forschungsinstituten im Rahmen der Maturaarbeit zusammenzuarbeiten. Ich sah dieses Angebot als Chance, um von der Expertise und professioneller Infrastruktur zu profitieren und mir neues, fachlich fundiertes Wissen zu erarbeiten. Des Weiteren sah ich darin die Möglichkeit, erste Erfahrungen im Bereich der Forschung zu sammeln und so Einblick in wissenschaftliches Arbeiten zu erhalten, was als Entscheidungshilfe für meine spätere Studienwahl dienen könnte. Das Angebot des Bundesamtes für Gesundheit (BAG) Radioaktivität in der Umwelt sprang mir sogleich ins Auge, da die Radioaktivität für mich schon immer eine grosse Faszination darstellte und ich mir gut vorstellen konnte, mein Wissen in diesem Bereich zu vertiefen. Glücklicherweise wurde meine Anfrage bestätigt und nach einem ersten Gespräch in Bern mit meinem Betreuer Herrn Looser und Herrn Steinmann vom Bundesamt für Gesundheit stand schliesslich auch das konkrete Thema meiner Arbeit fest - Die Analytik von Radon im Wasser. An dieser Stelle möchte ich allen Personen danken, die mich bei meiner Maturaarbeit unterstützt haben, vor allem Philipp Steinmann vom BAG, der mir über mehrere Wochen das Analytiklabor zur Verfügung gestellt hat und bei Fragen und Unklarheiten stets Auskunft gegeben hat. Zudem möchte ich einen speziellen Dank an Alois Zwyssig, Alfred Lück und Nathalie Dubois von der Eawag (Eidgenössische Anstalt für Wasserversorgung, Abwasserreinigung und Gewässerschutz) richten. Sie haben freundlicherweise das Boot sowie das nötige Equipment für die Messungen auf dem Bielersee bereitgestellt. 1

5 1. Einleitung Die Radioaktivität ist omnipräsent, sei es bei unserer Stromversorgung, in der Medizin oder in der Atompolitik, von der man täglich in der Zeitung liest - nicht umsonst spricht man heute auch vom Atomzeitalter. Die meisten Menschen stehen der Radioaktivität im Allgemeinen eher kritisch gegenüber, weil damit vor allem Ereignisse wie die Atombombenabwürfe über Hiroshima und Nagasaki 1945 oder die Nuklearkatastrophe von Fukushima im Jahr 2011 in Verbindung gebracht werden. Oft wird dabei aber vergessen, dass Atomkraftwerke und -bomben menschliche Anwendungen der Radioaktivität sind. Bei den genannten Beispielen ist nicht die Radioaktivität an sich, sondern menschliches Versagen verantwortlich dafür, dass Menschen unnatürlich hoher Strahlenbelastung ausgesetzt wurden. Man spricht bei der Strahlung, die bei solchen Ereignissen freigesetzt wird, deshalb auch von künstlicher Radioaktivität. In dieser Arbeit geht es vielmehr um die natürliche Radioaktivität in unserer Umwelt. Überall auf der Erde - im Wasser, in der Atmosphäre und vor allem auch in der Lithosphäre, also im Gestein, finden sich natürlich vorkommende Elemente, die zerfallen. Neben der durch diese Elemente verursachten terrestrischen Strahlung kommt eine kosmische Strahlung aus dem Weltall hinzu, von der wir jederzeit umgeben sind (Baggenstos & Zeller 1999). Im Vordergrund dieser Arbeit steht die Analytik, also der Nachweis und die Messung von Radon-222, einem natürlich vorkommenden radioaktiven Element, im Wasser. In einem ersten Teil wird eine Methode entwickelt bzw. verfeinert, mit dem Ziel, am Ende für das BAG eine empfindlichere Messmethode zu haben. Empfindlicher machen bedeutet, dass man die Nachweisgrenze der Methode heruntersetzen will, um auch sehr geringe Konzentrationen im Wasser noch nachweisen zu können. Im zweiten Teil geht es darum, die neue Methode an mehreren Anwendungen zu testen. Die ersten Radonmessungen werden am Lyssbach durchgeführt, wobei untersucht wird, ob die Methode funktioniert und welche Schwierigkeiten und Probleme sich bei der Arbeit im Feld ergeben. Da in den umliegenden Feldern erhöhte Urankonzentrationen festgestellt wurden, wird zudem die Hypothese überprüft, dass Uranvorkommen Einfluss auf die Radonkonzentration im Wasser haben. Anschliessend wird ein Längsprofil der Aare erstellt, um den Verlauf der Radonkonzentration und den Einfluss von Zuflüssen wie der Saane oder der Giesse festzustellen. Des Weiteren werden auch bei dieser Anwendung diverse Thesen überprüft, beispielsweise, dass die Konzentration des Radons nach einer Stromschnelle vermutlich geringer ist, da dieses, der Theorie nach, bei solchen Turbulenzen ausgasen sollte. Als Hauptanwendung sind Messungen auf dem Bielersee geplant. Auf einer älteren Arbeit von Dr. Prof. Peter Santschi (Texas A&M University) basierend, werden in verschiedenen Tiefen des Sees Proben entnommen, um den Eintritt von Grundwasser oder Strömungen im geschichteten See anhand der Radonkonzentration nachzuweisen. Des Weiteren wird untersucht, welchen Einfluss kraterähnliche Strukturen, sogenannte Pockmarks, durch welche Sickerwasser aus dem Jura in den Bielersee gelangen könnte (Reusch et al. 2015), auf den Radon-Gehalt des Wassers haben. 2

6 2. Theoretische Grundlagen Die Radioaktivität ist ein komplexes und weitläufiges Themenfeld. Für das Verständnis des folgenden Inhalts ist jedoch ein Grundwissen in diesem Bereich unabdingbar. Da der Fokus dieser Arbeit auf der Analytik von Radon-222 liegt, wird im Folgenden Basiswissen anhand dieses Elements vermittelt. Zusätzlich sind im Anhang wichtige Begriffe und Fachausdrücke (fettgedruckt) in einem Glossar genauer erklärt. 2.1 Allgemeine Informationen zu Radon-222 Radon ist ein natürlich vorkommendes, radioaktives Element aus der Gruppe der Edelgase. Es ist farb-, geruch- und geschmacklos. Edelgase besitzen eine besonders stabile Elektronenkonfiguration, so dass Radon als Vertreter dieser Gruppe, chemisch mit fast keinem anderen Element reagiert. Da das Element radioaktiv ist, wandelt es sich ohne Einfluss von aussen, in ein anderes Element um, es zerfällt also. Im ersten Moment klingt es widersprüchlich, dass Radon auf der einen Seite chemisch gesehen stabil ist, auf der anderen Seite aber radioaktiv ist, also zerfällt. Diese scheinbare Widersprüchlichkeit lässt sich mit dem Aufbau der Atome erklären. Alle Stoffe bestehen aus Atomen, welche ihrerseits aus einem Kern und einer Hülle aus Elektronen (negativ geladene Teilchen) bestehen. Für die chemischen Eigenschaften und somit auch für die Reaktionsfreudigkeit eines Elements sind nur die Elektronen, die den Kern umgeben, verantwortlich. Das Radon besitzt auf der äussersten Schale acht dieser Elektronen, was als sehr stabil gilt. Für die Eigenschaft der Radioaktivität sind jedoch nicht die Elektronen, sondern die Protonen (positiv geladene Teilchen) und Neutronen (neutrale Teilchen) im Kern des Atoms verantwortlich. Bei allen Elementen werden die Protonen und Neutronen durch sogenannte Kernbindungskräfte zusammengehalten. Bei Radon und allen anderen radioaktiven Elementen stehen diese Kräfte nicht mehr im Gleichgewicht, da das Verhältnis von Protonen zu Neutronen nicht optimal ist. Das Element wandelt sich durch radioaktiven Zerfall in ein anderes Element um. Dabei sendet der Kern mit hoher Geschwindigkeit energiereiche Strahlung aus (Stöckli 1993). Im Fall von Radon spricht man von sogenannter Alphastrahlung. Alphastrahlen sind Teilchen, bestehend aus zwei Protonen und zwei 4 Neutronen, was einem Helium-Kern ( 2He 2+ ) entspricht. Besitzen zwei Atome dieselbe Anzahl Protonen, fasst man sie unter einem Element zusammen. Beispielsweise besitzen alle Radonatome 86 Protonen im Kern. Diese Zahl nennt man Ordnungszahl. In der Anzahl Neutronen können sich die Atome eines Elements jedoch unterscheiden. Zwei Atome mit gleicher Anzahl Protonen, aber unterschiedlicher Anzahl Neutronen nennt man Isotope oder Nuklide des betreffenden Elements. Sind diese Isotope radioaktiv, werden sie Radionuklide genannt. Vom Element Radon kommen drei Isotope, die alle radioaktiv sind, natürlich in der Umwelt vor: Radon-222, Radon-220 (historischer Trivialname: Thoron) und Radon-219 (historischer Trivialname: Actinon). Die nachgestellte Zahl ist die Summe von Neutronen und Protonen, man bezeichnet sie als Massenzahl. Isotope werden oft auch in folgender Schreibweise dargestellt: Massenzahl, unten: Ordnungszahl) Rn (oben: Radon-222 besitzt eine (physikalische) Halbwertszeit von Tagen. Das bedeutet, dass nach Tagen die Hälfte einer anfänglich vorhandenen Anzahl Kerne zerfallen ist. Nach Tagen sind nur noch 25% der Kerne vorhanden. 3

7 Mit der Zeit nimmt dementsprechend die Strahlung bzw. die Aktivität (Zerfälle pro Zeiteinheit) einer radioaktiven Probe ab und nähert sich exponentiell dem Wert null an. Mathematisch lässt sich dieser Verlauf mit dem Zerfallsgesetz beschreiben (Abbildung 1). Da die anderen zwei Radionuklide des Radons wesentlich kürzere Halbwertszeiten besitzen, kommen sie weniger häufig in der Erdatmosphäre vor als das langlebigste Nuklid Radon-222. Im Folgenden beziehen sich deshalb meine Ausführungen ausschliesslich auf 222 Rn, das im Isotopenverhältnis 90% ausmacht (Internetchemie 2015). Legende N t: Anzahl noch nicht zerfallene Kerne zur Zeit t N 0: Anzahl Kerne zur Zeit 0 e: Euler sche Zahl λ: Zerfallskonstante (isotopspezifisch) t: Zeit T 1/2: Halbwertszeit Abbildung 1: Die Zerfallskurve zeigt, dass der radioaktive Zerfall einem Exponentialgesetz gehorcht. Die Zerfallskonstante λ sagt etwas über die Geschwindigkeit des Zerfalls eines Isotops aus. 2.2 Zerfallsreihen Beim radioaktiven Zerfall entstehen oftmals Elemente bzw. Kerne, die selbst wieder radioaktiv sind. So entsteht eine Kette von Zerfällen, eine sogenannte Zerfallsreihe. Radon bildet dabei ein Zwischenprodukt in den drei natürlichen Zerfallsreihen. In der Uran-238-Zerfallsreihe entsteht über Radium-226 schliesslich Radon-222. Die beiden anderen Radon-Isotope sind Zerfallsprodukte aus der Thorium-232-Reihe bzw. aus der Uran-235-Actinium-227-Zerfallsreihe. Daher auch die Namen Thoron und Actinon. Da Radon-222 das weitaus häufigste und langlebigste Isotop darstellt, wird im Folgenden die Uran- 238-Zerfallsreihe (Abbildung 2) etwas genauer erläutert. Uran-238, welches den natürlichen Beginn der Uran-Radium-Reihe darstellt, ist das schwerste natürlich in der Natur vorkommende Element und tritt in Mineralien auf, wodurch fast überall im Boden Uran vorkommt (Stöckli 1993). Mit einer Halbwertszeit von Milliarden Jahren zerfällt es sehr langsam, aber stetig. Unter Aussendung von Alphateilchen entsteht das Radionuklid 234 Th, das seinerseits durch Ausstrahlen eines Elektrons (Betateilchen) sich in 234 Pa umwandelt. Beim β - -Zerfall zerfällt im Kern ein Neutron in ein Proton und ein Elektron, das emittiert wird (Stöckli 1993). Dadurch wird die Ordnungszahl um eins erhöht, während die Massenzahl gleich bleibt. Ein Alphazerfall hingegen verringert die Massenzahl um vier und die Ordnungszahl um zwei Einheiten. 4

8 Abbildung 2: Uran-238-Zerfallsreihe; über Radium-226 (Mutternuklid) entsteht Radon-222. Dieses zerfällt weiter, bis schliesslich das stabile Endnuklid Blei-206 entsteht. Das unmittelbare Mutternuklid von Radon-222 ist Radium-226, ein α-strahler. Die Isotope, die nach dem Radon folgen, werden Tochternuklide oder Zerfallsprodukte genannt. Aus einer vorhandenen Menge Radon, in einer Wasserprobe beispielsweise, bildet sich durch den Zerfall ein Gemisch der Tochternuklide (Wikipedia, Zerfallsreihe 2015). Das bedeutet, dass in der Probe nach einer gewissen Zeit auch Polonium-218, Blei-214, Bismut-214 sowie Polonium-214 vorhanden und zu messen sind. Nach einer bestimmten Zeit stellt sich in einer solchen Probe ein Gleichgewicht ein, man spricht von säkularem oder radioaktivem Gleichgewicht (Abbildung 3). Man kann dies mit dem chemischen Gleichgewicht vergleichen: Geht man davon aus, dass zu Beginn nur Radonatome in der Probe sind, so zerfallen diese zunächst in 218 Po. Dadurch nimmt die Aktivität des Radons zu Beginn ab, diejenige des Poloniums steigt hingegen an. Die Aktivität wird normalerweise in Becquerel (Bq), was einem Zerfall pro Sekunde (Einheit: reziproke Sekunde [s -1 ]) entspricht, angegeben. Das Polonium zerfällt dann weiter in 214 Pb, wodurch die Aktivität des 218 Po wieder kleiner wird. Nach etwa zehn Halbwertszeiten des Tochternuklids hat sich ein Gleichgewicht eingestellt, in dem die Aktivität des Mutternuklids der Aktivität des Tochternuklids entspricht. In diesem Zustand werden vom Mutternuklid durch dessen Zerfall jeweils gerade so viele Kerne nachgeliefert, wie in der gleichen Zeit Atome der Tochter zerfallen (Analytik ETHZ 2012; Wikipedia, Gleichgewicht 2013). Abbildung 3: Säkulares Gleichgewicht; nach einer gewissen Zeit stellt sich ein Gleichgewicht zwischen der Aktivität des Mutter- und des Tochternuklids ein. Die Gesamtaktivität nimmt mit der Zeit ab, da kein Blei-211 nachgebildet wird. (Beispiel aus Uran-235- Zerfallsreihe) 5

9 2.3 Vorkommen Wie der Abbildung 2 zu entnehmen ist, stellt Radon ein Zerfallsprodukt des radioaktiven Schwermetalls Uran dar. Pro Quadratkilometer befinden sich im Durchschnitt etwa 1.5 Tonnen Uran in den obersten rund 30cm Erdboden (Schätzung der US-amerikanischen Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR)) (chemie.de 2015). Aus diesem Grund kommt Radon vor allem in Böden und Gesteinen vor. Als Edelgas ist die Mobilität von Radon im Vergleich zu anderen Zerfallsprodukten, die meist Metalle sind, relativ gross. Aus dem Boden kann es deshalb durch feine Poren und Risse im Gestein entweichen und sich über die Bodenluft oder physikalisch gelöst im Wasser ausbreiten (Bundesamt für Gesundheit 2012; von Philipsborn 2013). Da es mit keinem anderen Element reagiert, also keine Bindungen eingeht, kann es ohne Probleme bis zur Erdoberfläche aufsteigen. Grundsätzlich steht das Vorkommen von Radon also mit dem Uran-Gehalt des Bodens in Verbindung. Die Zusammensetzung (Radium- und Urangehalt) sowie natürlich vorkommende Uranlagerstätte haben Einfluss auf die Radonkonzentration in der Bodenluft. Wie viel Radon aber an die Oberfläche gelangt ist abhängig von der Gesteinsart und Beschaffenheit des Bodens. Während das Edelgas durch poröse Gesteine wie Granit oder Gesteine in Karstgebieten (Kalkstein) ohne Probleme an die Oberfläche gelangt, sind lehmhaltige Böden kaum durchlässig für Radon (Bundesamt für Gesundheit 2012). In der Bodenluft ist daher die Radonkonzentration am grössten (über Bq/m 3 ), während in der Erdatmosphäre auf Moleküle sich im Durchschnitt ein Radonatom findet, was einer Aktivitätskonzentration von ungefähr 10 Bq/m 3 entspricht. Das bedeutet, dass in einem Kubikmeter Luft pro Sekunde zehn Radonatomkerne zerfallen. Im Grundwasser misst man zudem höhere Konzentrationen als in Oberflächengewässern, da von dort das Edelgas beim ersten Kontakt mit der Luft wegen des Konzentrations- bzw. Druckgradienten (Diffusion) in diese übergeht. Man spricht von Ausgasen (Bundesamt für Gesundheit 2008; Wikipedia, Radon 2014). Betrachtet man das Radonrisiko (Abbildung 4) in der Schweiz, fällt auf, dass vor allem der Jura und die Kantone Graubünden und Tessin in der Region der Alpen erhöhte Radonwerte aufweisen. Abbildung 4: Die Karte zeigt das Radonrisiko bzw. das Vorkommen des Gases in der Schweiz; auffällig sind die hohen Werte im Jura, Tessin und im Graubünden. 6

10 Die erhöhten Werte im Jura lassen sich damit erklären, dass man in dieser Region viele Karstböden mit porösen Gesteinen wie Kalkstein vorfindet, wodurch das Radon einfach an die Oberfläche gelangt. Die Zentralalpen bestehen unter anderem aus Granit und Gneis, welche einerseits reich an Uran und andererseits für das Radon aufgrund der hohen Porosität gut passierbar sind (Uni Bonn 2014). 2.4 Radonbelastung Radon ist zwar ein edles, aber unerwünschtes Gas. In der Atmosphäre kommt es nur in Spuren vor, d.h. es stellt keine Gefahr dar. Dennoch macht Radon mit rund 40% den grössten Teil der Strahlenbelastung in der Schweiz aus (Abbildung 5). Das Bundesamt für Gesundheit schätzt sogar, dass in der Schweiz jedes Jahr ca. 240 Menschen an den Folgen zu hoher Radonbelastung sterben (Bundesamt für Gesundheit 2005). Abbildung 5: Radon macht beinahe die Hälfte der Strahlenbelastung in der Schweiz aus. Von der jährlichen Strahlendosis in der Schweiz, die 4.0 msv (Millisievert) beträgt, macht das Edelgas mit 1.6 msv mehr als die terrestrische und kosmische Strahlung zusammen (0.8 msv) aus. Sievert ist die Einheit der Dosis, welche ein Mass für die Beurteilung des gesundheitlichen Risikos durch ionisierende Strahlung ist. Darin berücksichtigt sind die Energieabgabe der Strahlung (in Gray) pro Kilogramm Masse (an Gewebe oder an ein Organ) sowie die unterschiedliche biologische Wirksamkeit der Strahlungsart, welche durch den zugehörigen Faktor miteinbezogen wird. Ein Gray entspricht dabei einem Joule pro Kilogramm (Baggenstos & Zeller 1999). Radon, das aus dem Boden aufsteigt, kann über Risse oder undichte Stellen in die Raumluft von Gebäuden gelangen. Dort kann es sich aufgrund der hohen Dichte (9,73 kg m 3 ) bis auf eine physiologisch bedeutsame Konzentration ansammeln (Bundesamt für Gesundheit 2012; Wikipedia, Radon 2014). Unterstützt wird die Anreicherung von Radon in Kellern und unteren Gebäudestöcken auch durch den sogenannten Kamineffekt. Dadurch dass die warme Luft in Gebäuden aufsteigt, entsteht ein Unterdruck und die daraus resultierende Sogwirkung saugt das Gas gewissermassen in die Wohnräume. Im Winter werden daher in Häusern in der Regel höhere Konzentrationen gemessen, da durch das Heizen dieser Kamineffekt noch verstärkt wird. Gutes Lüften sorgt nur für eine kurzfristige Senkung der Konzentration, denn Häuser, die auf uranreichen Böden stehen, 7

11 erhalten von unten her stets Nachschub. Ist der Grenzwert von 1000 Bq/m 3 überschritten, sind meist Renovationsmassnahmen nötig. Die vom Radon in der Raumluft ausgehende Alphastrahlung ist für den Körper relativ ungefährlich, denn sie hat nur eine kurze Reichweite und dringt daher kaum in die Haut ein. Im Prinzip ist auch bei der eingeatmeten Luft nicht in erster Linie das Radon selbst, sondern die kurzlebigen Zerfallsprodukte Polonium, Blei und Bismut gefährlich, denn der grösste Teil des Radons wird wieder ausgeatmet. Da die Folgeprodukte aber keine Gase sondern positiv geladene Schwermetallionen sind, können sie sich an kleine Staubteilchen in der Luft (Aerosole) anlagern, beim Einatmen in der Lunge ablagern und das Gewebe der Atmungsorgane bestrahlen (Lungendosis). In diesem Fall spricht man von innerer Bestrahlung. Dies kann zu somatischen Schäden und langfristig gar zu Lungenkrebs führen. Da der Durchschnittsmensch Dreiviertel seines Lebens im Innern von Gebäuden verbringt, ist Radon bzw. seine Töchter, nach dem Rauchen, die zweithäufigste Ursache für Lungenkrebs (Bundesamt für Gesundheit 2012; Wilkening 1990). Für Radon im Trinkwasser gibt es bislang keine Grenz- oder Richtwerte, da aufgrund des Ausgasens meist kaum höhere Werte als 5 Bq/l (5000 Bq/m 3 ) gemessen werden. Massnahmen aus Strahlenschutzgründen sind erst ab Konzentrationen im Trinkwasser von über 100 Bq/l notwendig. Dennoch kann es beim Kochen, Duschen oder Waschen zu einer leichten Konzentrationserhöhung in der Luft kommen (Bundesamt für Gesundheit 2000). 2.5 Radon als geochemischer Tracer Bei der Messung von Radon im Wasser sind die gesundheitlichen Auswirkungen eher nebensächlich. In den Geowissenschaften ist das im Wasser gelöste Edelgas aber ein häufig verwendeter Tracer (engl. Spur oder Indikator ). Da bei unserer Methodenentwicklung das Radon im Wasser analysiert wird, steht die Funktion des radioaktiven Stoffs als Tracer im Vordergrund. Tracer sind im Allgemeinen Substanzen im Wasser, welche Hinweise geben über Prozesse wie: Fliessgeschwindigkeit Abflussmengen Strömungen und Strömungsrichtung Herkunft von Wasser Ausbreitung von Stoffen im Wasser Grundwassereintritt und -zirkulation Einfluss von Sickerwasser Erkennung der Anteile verschiedener Wasserarten Die Bedeutung von Tracer ist vielfältig. Die Wechselwirkung zwischen Grund- und Oberflächenwasser ist beispielsweise bei der Beurteilung der Trinkwasserqualität von Bedeutung. Kommt es zu Kontaminationen im Grundwasser, ist es hilfreich zu wissen, wo und wie Grund- und Oberflächenwasser interagieren. Auch bei der Suche nach geeigneten geologischen Tiefenlagern für radioaktive Abfälle sind Kenntnisse bezüglich unterirdischem Wasserfluss und Wechselwirkung mit dem Oberflächenwasser wichtig (Grolander 2009). In der Hydrologie (Gewässerkunde) unterscheidet man zwischen natürlichen, sogenannten Umwelttracern und künstlichen Tracern, welche dem Wasser vor einer Untersuchung hinzugeführt 8

12 werden. Wird einem Gewässer beispielsweise Kochsalz zugeführt, kann man anhand der Leitfähigkeit des Wassers, die man an gewissen Stellen misst, bestimmen, wohin und wie schnell das Wasser fliesst. Zudem erhält man weitere Informationen über den Wasserkreislauf und kann die Ausbreitung eines Schadstoffs experimentell simulieren (Wikipedia, Tracer 2014; Schudel et al. 2002). Ein Beispiel für einen Umwelttracer ist Radon, das aufgrund seiner Konzentration im Wasser etwas über dessen Herkunft aussagt. Als inertes Gas mit einer relativ hohen Mobilität ist Radon sehr gut als Tracer geeignet (Wilkening 1990). Im Grundwasser misst man höhere Konzentrationen als in Oberflächengewässern, da dort das Radon eher mit der Luft in Kontakt tritt und dabei ausgast. Somit ist Radon-222 mit einer Halbwertszeit von 3.8 Tagen ein geeigneter Tracer in Studien von Grund- und Oberflächengewässern, denn es kann den Grundwassereinfluss in Seen oder Küstengewässer sowie den Zutritt von Bodensickerwasser in Flüssen anzeigen (Schubert et al. 2014). Abbildung 6: Die Abbildung illustriert die Freisetzung des Radons aus dem Gestein ins Grundwasser. Ein Radonatom legt im Durchschnitt 1.6 Meter zurück bzw. diffundiert über diese Strecke, bevor es zerfällt (Wilkening 2014). Lee und Hollyday (1987) schreiben dazu, dass in Fliessgewässern exfiltrierendes Grundwasser anhand von Radonmessungen erkannt werden könne. Erhöhte Radongehalte im Fluss, welcher normalerweise praktisch radonfrei ist, könne auf den unsichtbaren Zustrom von radonhaltigem Grundwasser hinweisen und Aufschluss über die Herkunft des Wassers geben. Wichtig für Radionuklide, die als Tracer verwendet werden, ist, dass sie auch in geringen Konzentrationen noch nachweisbar sind, da sie im Wasser meist stark verdünnt sind. Zudem sollten sie eine möglichst konstante Produktionsrate besitzen (Hirner et al. 2000). Beim Radon trifft letzteres zu (siehe Zerfallsreihe). Eine empfindliche Messmethode zu erarbeiten, um auch geringste Konzentrationen noch nachweisen zu können, ist unter anderem Ziel dieser Arbeit. 2.6 Messung von Radon Die radioaktive Strahlung, die von Radon und dessen Zerfallsprodukte ausgeht, können wir Menschen mit unseren Sinnesorganen nicht wahrnehmen. Wir spüren nicht, wie Alpha-Teilchen auf unsere Haut auftreffen, sondern bemerken eine starke Exposition erst, wenn eine Strahlenkrankheit auftritt (Looser 2014). Für den Nachweis von Radon bzw. ionisierender Strahlung gibt es jedoch zahlreiche Möglichkeiten. Zur Bestimmung der Radonkonzentration in der Raumluft kommen häufig sogenannte Dosimeter zum Einsatz. Diese werden in einem Raum aufgestellt und nach einer bestimmten Messdauer zur Auswertung in ein Labor geschickt. Durch die radioaktive Strahlung wird im Innern ein empfindlicher fotografischer Film geschwärzt. Nach der Entwicklung des Films lässt sich die aufgenommene Dosis 9

13 mit Hilfe von Vergleichsfilmen abschätzen. Neben dieser passiven Messmethode gibt es weitere aufwendigere und kompliziertere Methoden, um den Radongehalt der Luft zu messen. Im Folgenden liegt der Fokus aber auf der Messung von Radon im Wasser mittels Flüssigszintillation Flüssigszintillationszähler (LSC) Will man das Radon im Wasser analysieren, wird dies meist nicht direkt im Wasser gemacht. Für die Messung der Proben bei unserer Methodenentwicklung wird ein Flüssigszintillationszähler (liquid scintillation counting LSC) verwendet. Dabei wird die zu analysierende Probe mit einer Szintillationsflüssigkeit (von lateinisch scintillare: funkeln, flackern) gemischt. Das Radon verlässt die wässrige Phase, da es lieber in den Szintillator übergeht. Gemessen wird das Radon im Szintillator anschliessend in einem sogenannten LSC-Analyzer (Abbildung 7). Abbildung 7: LSC-Analyzer des Bundesamtes für Gesundheit (BAG) in Bern Liebefeld. Ein Szintillator ist eine Substanz, deren Elektronen durch ionisierende Strahlung angeregt werden können. Das Elektron absorbiert dabei die kinetische Energie eines Teilchens (Alpha-, Beta- oder Gammaquant), wodurch es in ein energetisch höher gelegenes Orbital gehoben wird. Dieser Zustand ist jedoch instabil und das Elektron besitzt einen Drang, wieder in den energetisch tiefer gelegen Zustand (stabiler) zu gelangen. Nach einiger Zeit fällt das Elektron über spontane Emission zurück und sendet dabei Energie in Form von Licht (Fluoreszenzlicht) einer bestimmten Wellenlänge aus. Je nach Energie des Teilchens oder Photons, welches das Elektron des Szintillators angeregt hat, hat das ausgelöste Lichtteilchen (Photon) eine charakteristische Energie. Abbildung 8: Funktionsprinzip eines einfachen Szintillationszählers mit anorganischem Szintillator (Zinksulfid). Aus den Alphateilchen des Radons wird im Szintillator also ein Lichtblitz (Photonen) erzeugt. Dieser Photonenimpuls muss als nächstes in ein elektrisches Signal umgewandelt werden. Hierzu macht man sich den Photoeffekt, für dessen Entdeckung Albert Einstein 1921 den Nobelpreis für Physik erhalten hat, zu Nutze. In einem sogenannten Photomultiplier (Abbildung 9) löst das Photon Elektronen aus einer Metallplatte, wodurch das Signal der ungeladenen Photonen messbar wird. Die 10

14 Anzahl gelöster Elektronen ist dabei proportional zur Energie des Photons und somit auch zur Energie des radioaktiven Teilchens, in unserem Fall des Helium-Kerns (Alpha-Teilchen). Die Intensität des Lichts, die man in ein elektrisches Signal umwandelt, ist also ein Mass für die Intensität bzw. Energie der ionisierenden Strahlung (Kopka 2014). Abbildung 9: Im Photomultiplier wird aus dem Photonenimpuls (ungeladene Teilchen) ein messbares, elektrisches Signal aus Elektronen (geladene Teilchen) erzeugt. Der Photomultiplier besteht aus einer Metallplatte, die als Kathode fungiert. An sie wird eine negative Spannung angelegt. Die Photonen aus dem Szintillator treffen auf sie und schlagen Elektronen frei (Photoeffekt). Anschliessend werden die Elektronen über die Spannung zwischen Kathode und Anode beschleunigt. Zwischen Kathode und Anode sind mehrere Dynoden geschaltet, aus denen jedes Elektron wegen seiner Beschleunigung mehr als ein Elektron herausschlägt. Dies führt zu einer Kaskade, in der das elektrische Signal proportional zum ursprünglichen Signal der Photonen verstärkt wird. Am Ende kann im Detektor ein Ladungsimpuls gemessen werden, der im Spektrum als Peak (Ausschlag) ersichtlich wird (Spieler & Kraus 2010). Im Protokoll sind die Impulse als counts per minute (cpm) aufgeführt. Dies entspricht der Einheit dpm (Zerfälle pro Minute). Durch jeden radioaktiven Zerfall können zwar mehrere Elektronen angeregt werden, da aber alle Photonen zeitgleich im Detektor eintreffen, wird das Gerät dies als einen Impuls (count) registrieren. Im Spektrum wird der Peak von Radon-222 (Abbildung 10) im Bereich von 500 bis 700 kev (Kiloelektronenvolt) ersichtlich. Die vom Radon-222 emittierten Alpha-Teilchen haben dementsprechend eine für dieses Isotop charakteristische Energie, die derjenigen des Peaks entspricht. Abbildung 10: Typisches α/β-spektrum von 222 Rn und seinen vier kurzlebigen Tochternukliden. Gut zu erkennen ist auf dieser Abbildung zudem das Grundrauschen, das nicht von der Probe, sondern von anderen Quellen wie der Höhenstrahlung verursacht wird. 11

15 Grundsätzlich unterscheidet man organische und anorganische Szintillatoren. Die meisten Flüssigszintillatoren bestehen aus organischen Flüssigkeiten. Beim Szintillator, der bei der Methodenentwicklung verwendet wird, handelt sich um den High Efficiency Mineral Oil Scintillator von PerkinElmer. Dieser Szintillator setzt sich zusammen aus 1,2,4-Trimethylbenzol und 2,5- Diphenyloxazol (PerkinElmer 2012). Des Weiteren unterscheidet man zwischen Szintillatoren, welche mit der Wasserprobe mischbar sind, sogenannte hydrophile Flüssigkeiten, und solchen, welche nicht mit dem Wasser mischbar sind (hydrophob). Bei hydrophoben Szintillatoren wie dem High Efficiency Mineral Oil Scintillator bilden sich zwei Phasen zwischen Wasser und Szintillator und das Radon geht durch Diffusion und durch Schütteln (Oberflächenvergrösserung) in die Szintillationsflüssigkeit über, wo es schlussendlich gemessen wird. Ein Flüssigszintillator besteht nebst der eigentlichen Szintillatorsubstanz auch immer aus einem Lösungsmittel. Die Energie der ionisierenden Teilchen regt daher zunächst die Moleküle des Lösungsmittels an. Diese Anregungsenergie wird anschliessend vom Lösungsmittel auf den Szintillator übertragen, der die übernommene Energie als Fluoreszenzlicht abstrahlt. Das Lösungsmittel ist notwendig, damit der Szintillator sowie die Radonatome im Cocktail homogen verteilt sind, so dass das Ergebnis (die schlussendliche Zählausbeute) möglichst exakt ist. Zu beachten ist auch, dass der Szintillator für die emittierten Lichtquanten transparent sein muss. Es kann sein, dass durch chemische Substanzen, eine Einfärbung der Probe oder sonstige Partikel einige Photonen absorbiert werden und somit den Photomultiplier nicht erreichen. Dieser Effekt, bei dem die Zählausbeute sinkt, wird Quench genannt (Kopka 2014). Radonatom zerfällt Alpha-Teilchen regt an Elektron in Szintillator fällt zurück und setzt frei Kaskade von Elektronen löst in PM 1 aus Elektron (aus Metallplatte) löst Energie in Form von Licht (Photon) treffen auf Detektor verarbeitet Ladungsimpuls der Elektronen wird weitergeleitet an Computer zeigt an Abbildung 11: Funktionsweise eines Flüssigszintillationszählers. (Ausgelassen wurde die Anregung des Lösungsmittels durch das primäre Strahlungsteilchen) 1 Abk.: Photomultiplier 12

16 3. Methodenentwicklung In diesem Teil wird die Methodenentwicklung bzw. -verfeinerung der Messmethode für Radon-222 im Wasser am Bundesamt für Gesundheit (BAG) vorgestellt. Die Arbeit beanspruchte insgesamt 14 Labortage und wurde in Bern unter Aufsicht und Betreuung von Philipp Steinmann durchgeführt. Der Arbeitsprozess, Resultate und Überlegungen wurden in einem Laborjournal festgehalten. Im Folgenden werden das Ziel, die Methode sowie eine Zusammenfassung der Resultate und Erkenntnisse präsentiert. 3.1 Ziel Hauptziel der Methodenentwicklung ist, die am BAG vorhandene Messmethode so umzufunktionieren, dass das System empfindlicher wird. Die bestehende Methode hat eine Nachweisgrenze von 2 Bq/l (Steinmann 2015). Im besten Fall will man eine 20-mal empfindlichere Methode entwickeln, was bedeuten würde, dass auch Konzentrationen von 0.1 Bq/l noch nachgewiesen werden können. Da die Radonkonzentration in Oberflächengewässern in der Regel deutlich unter 2 Bq/l liegt (Wilkening 1990), wird mit der Verfeinerung der Messmethode die Grundlage für den anschliessenden Anwendungsteil geschaffen. Da Radon bei unterschiedlichen hydrologischen Anwendungen als Tracer nachgewiesen werden soll, ist eine empfindliche Methode unerlässlich (vgl. Kapitel 2.5). Des Weiteren wird eine Methode angestrebt, die möglichst labortauglich ist, d.h. sie sollte mit den vorhandenen Geräten und Materialen am BAG realisierbar sein. Auch eine gewisse Nachhaltigkeit aus ökonomischer (Kosten) und ökologischer Sicht (Anwendung von umweltschädlichem Szintillator im Feld) wurde als Ziel definiert. Schliesslich sollte die neue Methode im Feld praktisch zu handhaben sein. Bei den Anwendungen wird sie deshalb auf Feldtauglichkeit geprüft und, wo angezeigt, verbessert. 3.2 Die Methode Die am BAG vorhandene Methode für Radon im Wasser basiert auf Flüssigszintillation (LSC). Die Messmethode ist ausgelegt für die Analyse von Feldproben, d.h. Wasserproben werden grundsätzlich direkt am Gewässer entnommen und anschliessend im Labor analysiert. Die Hauptaufgabe der Abteilung Strahlenschutz des Bundesamtes für Gesundheit ist, die Bevölkerung vor zu hoher Strahlenexposition zu schützen. Im Wasser stellt Radon im Normalfall keine gesundheitliche Gefahr (vgl. Kapitel 2.4) dar, weshalb die Methode für qualitative Messungen bis anhin nicht empfindlicher sein musste. Um die Methode auch zur Messung von Radon in der Funktion als Tracer zu nutzen, will das BAG die Methode nun verbessern Grundidee der Methodenentwicklung Bislang wurden am BAG Wasserproben mit einem Volumen von 10 ml gemessen. Diese werden von unten her in ein 20ml-LSC-Vial (Abbildung 1), in dem sich bereits 10 ml Szintillator (hydrophob, vgl. Kapitel 2.6.1) befinden, eingespritzt. Anschliessend wird das Fläschchen intensiv geschüttelt, damit die beiden nicht mischbaren Phasen eine grössere Kontaktfläche erhalten und das Radon vom 13

17 Wasser in den Szintillator übergehen kann. Nach einer Wartezeit für das Einstellen des radioaktiven Gleichgewichtes zwischen Radon und seinen vier kurzlebigen Nachkommen, werden die counts im Szintillationscocktail in einem LSC-Analyzer gemessen. Mit dieser Methode wurde eine Nachweisgrenze von etwa 2 Bq/l erreicht. Es stellt sich nun natürlich die Frage, wie diese Methode verfeinert bzw. die Nachweisgrenze nach unten gesetzt werden kann. Die Nachweisgrenze ist in der Analytik generell abhängig vom Probevolumen. Der zu analysierende Stoff (Radon) wird bei der LSC-Methode aus der Probe herausgelöst und im Szintillator aufkonzentriert. Wird nun das Volumen einer Wasserprobe erhöht, so wird auch eine grössere Menge des Analyten (zu analysierenden Stoffs) erfasst. Um auch geringere Radonkonzentrationen noch nachweisen zu können, muss also das Wasservolumen erhöht werden. Eine Forschergruppe aus Deutschland und Polen hat untersucht, bei welchem Mischverhältnis zwischen Szintillator und Wasserprobe die Empfindlichkeit dieser Methode optimal ist. Schubert et al. (2014) haben für tiefere Nachweisgrenzen ein optimales Mischverhältnis von 500 bis 900 ml Probe plus 20 ml Szintillator vorgeschlagen. Szintillator: 10ml Wasserprobe: 10ml Szintillator: 20ml Wasserprobe: 480ml Abbildung 1: Die Grundidee hinter der neuen Methode liegt darin, das Probevolumen zu erhöhen. Anstelle von 10ml Wasser und 10ml Szintillator im LSC-Vial (engl. Fläschchen) werden neuerdings 20ml Szintillator und 480ml Wasser in einem Messkolben gemischt. Aus dem Hals des 500ml-Messkolbens werden die 20ml Szintillator nach dem Schütteln ins Vial abpipettiert. Der Zusammenhang zwischen dem Probevolumen und der Empfindlichkeit der Messmethode wird im Folgenden genauer erläutert und mathematisch veranschaulicht. Für das Verständnis der Methode ist es notwendig, zunächst die mathematischen Grundlagen der Methode zu kennen. Das Radon aus der Wasserprobe kann sich frei zwischen den drei Phasen (Luft, Szintillator und Wasser) im Messkolben bzw. im Fläschchen bewegen. Als Edelgas geht es lieber in die Gasphase (Luft) über. Diesen Drang eines hydrophoben Stoffs wie Radon, die Wasserphase zu verlassen, bezeichnet man auch als Fugazität. Noch lieber als in der Luft aber hält sich das Radon im apolaren Lösungsmittel des Szintillators auf. Nach einer gewissen Zeit stellt sich ein dynamisches Gleichgewicht ein, d.h. die Konzentration des Radons in den drei Phasen ist konstant, aber die Atome wandern weiter zwischen Wasser, Luft und Szintillator hin und her. Die ursprüngliche Aktivität im Wasser (dpm w0 : disintegrations per minute (Zerfälle pro Minute); 1 Bq 60 dpm) verteilt sich also 14

18 auf die drei Phasen (scintillator, water und air), was mit folgender Gleichung beschrieben werden kann: dpm w0 = dpm sc + dpm w + dpm air (1) Die Verteilung des Radons in diesem Gleichgewichtszustand kann mit Verteilungskoeffizienten beschrieben werden. Diese experimentell bestimmten Werte sind temperaturabhängig, denn je wärmer eine Flüssigkeit ist, desto weniger Gas kann darin gelöst werden. Bei Raumtemperatur lauten die Werte für die Koeffizienten folgendermassen (Schubert et al.): K w/sc = 0.03 ± K air/sc = ± K w/air = 0.24 Diese Koeffizienten beschreiben das Verhältnis zwischen den Konzentrationen in den jeweiligen Phasen. Dies kann mit folgender Gleichung (Beispiel K w/sc und K air/sc ) veranschaulicht werden: dpm w V w = K w/sc dpm sc V sc (2) dpm air V air = K air/sc dpm sc V sc (3) (V x bedeutet Volumen der jeweiligen Phase) Der Verständlichkeit halber kann man Gleichung 2 nach K w/sc auflösen und erhält: K w/sc = (dpmw Vw ) ( dpm sc Vsc ) (4) Vereinfacht lässt sich die Konzentration C in der jeweiligen Phase auch folgendermassen darstellen: dpm w V w = C w (5) Daraus folgt als Vereinfachung von Gleichung 4: K w/sc = C w C sc (6) Der Wert für K w/sc beträgt 0.03, was bedeutet, dass die Konzentration im Wasser nach Einstellen des dynamischen Gleichgewichts rund 33 mal kleiner ist als die Konzentration im Szintillator (vgl. Gleichung 4). Somit widerspiegelt dieser Wert die hohe Affinität des Radons zu organischen Flüssigkeiten (Schubert et al. 2014). Nachdem die Probe geschüttelt wurde, ist das System also in einem dynamischen Gleichgewicht (Verteilungsgleichgewicht). Als nächstes werden quantitativ die 20 ml Szintillator abpipettiert. Um sicherzustellen, dass das Zerfallsgleichgewicht (vgl. Kapitel 2.2) erreicht wird, müssen die Vials anschliessend drei Stunden stehen gelassen werden. Ist auch das Zerfallsgleichgewicht erreicht, so haben das Radon sowie seine vier kurzlebigen Töchter 218 Po, 214 Pb, 214 Bi und 214 Po dieselbe Aktivität. Im Detektor werden also pro Radon-Zerfall theoretisch fünf Impulse gemessen. Von der Aktivität, die im Szintillator gemessen wird, kann man anhand von folgender Gleichung auf die die ursprüngliche 15

19 Aktivität in der Probe schliessen. Hierzu müssen die Gleichungen 1 bis 3 zusammengeführt werden (siehe Berechnung im Anhang, Kapitel 8.4): dpm w0 = dpm sc (1 + V wk w/sc + V air K air/sc V sc ) (7) Um die Konzentration (in Bq/ml) des Radons in der ursprünglichen Wasserprobe zu berechnen, muss man die Zerfälle pro Minute (dpm) durch 60 und das Wasservolumen (V w ) dividieren. Die Tatsache, dass nie alle 5 Impulse pro Radonzerfall gemessen werden, ist durch die Efficiency ε berücksichtigt: C Rn [Bq/ml] = dpm w0/(60*ε) V w (8) Die Efficiency für unsere Methode muss experimentell bestimmt werden. Der theoretische Wert von 5 wird nicht erreicht, da ein gewisser Verlust von Radon beim Transferieren des Szintillators ins Mess-Vial unvermeidbar ist. Des Weiteren ist die Geometrie des Messgeräts nicht perfekt, sodass nicht alle Photonen vom Detektor erfasst werden. Einige Lichtteilchen gehen beispielsweise in den Deckel und lösen somit keinen Impuls aus. Zusätzlich können Verluste durch Absorption von Photonen in der Glaswand oder im Szintillator auftreten. Führt man Gleichung 7 in Gleichung 8 ein, so erhält man die endgültige Gleichung, mit der man von der im Gerät gemessenen Aktivität im Szintillator (dpm sc ) auf die ursprüngliche Konzentration in der Wasserprobe (C Rn ) in Bq/l (Umwandlungsfaktor 1000, da zuvor Bq/ml) schliessen kann: C Rn [Bq/l] = 1000 dpm sc ( 1 + K w/sc + V airk air/sc ) 60 ε V w V sc V w V sc (9) (Quelle der mathematischen Grundlagen: Schubert et al. 2014) Die Konzentration ist eine intensive Grösse, die unabhängig vom Volumen ist, aber bei gleichem Volumen und zunehmender Anzahl an Radonatomen N grösser wird. Die Anzahl Atome widerspiegelt sich in der Aktivität A (A = λ * N), wobei Lambda (λ) eine Konstante ist. Die Aktivität ist eine extensive Zustandsgrösse, die sich mit der Grösse des betrachteten Systems ändert. Hierzu ein kleines Erläuterungsbeispiel: Im Bereich der Radioaktivität verwendet man oft anstelle von Konzentration den etwas genaueren Begriff Aktivitätskonzentration. Die Einheit ist Becquerel (Aktivität) pro Liter (Volumen). Hat ein Gewässer nun eine Aktivitätskonzentration von 100 Bq/l, so enthält eine 10ml- Probe (0.01 l) eine (absolute) Aktivität von 1 Becquerel (1 Zerfall pro Sekunde). Entnimmt man hingegen eine Probe von 480ml (0.48 l), so hat diese zwar dieselbe Konzentration, aber absolut gesehen eine grössere Aktivität (48 Bq). Demnach sagt die Aktivitätskonzentration nichts über die absolute Aktivität in Bq aus, da diese mit zunehmendem Volumen auch grösser wird. Die Verteilungskoeffizienten zeigen das Verhältnis der Aktivitätskonzentrationen in den drei Phasen. Anhand von Gleichung 2 und 3 kann man die prozentuale Verteilung des Radons (absolute Anzahl Radonatome pro Phase) im Gleichgewicht berechnen (siehe Anhang: Verteilungsgleichgewicht). Die Verteilung des Radons (Aktivität) im Gleichgewichtszustand bei der alten Methode (10/10) sowie bei der neuen Methode (480/20) wird in Abbildung 2 ersichtlich. Wie wir aus Gleichung 6 entnehmen können, ist die Konzentration im Szintillator um einiges höher als im Wasser. Was das absolut bedeutet, hängt aber vom Volumen der Phase ab. 16

20 Ursprüngliche Methode (10/10) Neue Methode (480/20) Luft (18ml): 6.8 % Luft (1ml): 1% Szintillator (20ml): 54.2% Szintillator (10ml): 96% Wasserprobe (10ml): 3% Wasserprobe (480ml): 39% Abbildung 2: Verteilung der ursprünglich im Wasser vorhandenen Radonatome (absolute Aktivität) im Gleichgewichtszustand bei der alten und bei der neuen Methode. Beim kleineren Wasservolumen geht praktisch alles Radon in den Szintillationscocktail über, während beim grösseren Volumen nur etwas mehr als die Hälfte aller Atome in die Phase der organischen Flüssigkeit wechseln. Geht man von derselben Aktivitätskonzentration aus, so befinden sich bei einem grösseren Wasservolumen also, absolut gesehen, mehr Radonatome im Wasser. Ein grösseres Wasservolumen bedeutet folglich auch, dass mehr Radonatome in den Szintillator übergehen (mehr dpm sc ) als bei einem kleinen Volumen, was eine höhere Aktivitätskonzentration im Szintillator bedeutet. Eine höhere Aktivitätskonzentration bedeutet mehr counts im Detektor, da das Radon im Szintillator gemessen wird. Als Konsequenz können mit einem grösseren Wasservolumen geringere Konzentrationen im Wasser noch nachgewiesen werden, da bei gleicher ursprünglicher Konzentration in der Probe, die Konzentration im Szintillator ansteigt. Um diese Aussage zu plausibilisieren und zu veranschaulichen, folgt ein konkretes Rechenbeispiel. Anhand einer Wasserprobe mit einer ursprünglichen Aktivitätskonzentration von 1 Bq/l, von der einmal 10ml (alte Methode) und einmal 480ml (neue Methode) entnommen werden, soll gezeigt werden, warum die Methode mit dem Mischverhältnis 480ml zu 20ml empfindlicher ist. Methode (10/10) Die ursprüngliche Aktivitätskonzentration im Wasser beträgt: C w (t 0 ) = 1 Bq/l = 60 dpm/l Somit beträgt zu Beginn die (absolute) Aktivität in der Probe (10ml): 1 Bq l 0.01 l = 0.01 Bq = 0.6 dpm Nach Einstellen des dynamischen Gleichgewichts befinden sich % der Atome (Aktivität) im Szintillator (siehe Berechnung im Anhang: Verteilungsgleichgewicht). Die Aktivität im Szintillator (10ml) beträgt also: 0.01 Bq = Bq = dpm 17

21 Konzentration [dpm/l] Methodenentwicklung und Messung von Radon-222 in Oberflächengewässern Somit ergibt sich folgende Aktivitätskonzentration im Szintillator (wird im LSC-Analyzer gemessen): Bq 0.01 l = Bq/l = dpm/l Die Aktivitätskonzentration im Szintillator nach Einstellen des Gleichgewichtes lässt sich auch durch das Konzentrationsverhältnis mithilfe des Koeffizienten (K w/sc ) berechnen. Dieser zweite Lösungsweg soll lediglich die Verständlichkeit des Beispiels erhöhen. Die ursprüngliche Aktivitätskonzentration im Wasser beträgt nach wie vor: C w (t 0 ) = 1 Bq/l = 60 dpm/l Daraus ergibt sich folgende ursprüngliche Aktivität in der Wasserprobe (10ml): 1 Bq l 0.01 l = = 0.01 Bq = 0.6 dpm Aktivität im Wasser nach Einstellen des Gleichgewichts (2.878 % bleiben im Wasser, siehe Anhang): 0.01 Bq 100 * = Bq = dpm Demnach beträgt die Aktivitätskonzentration im Wasser im Gleichgewichtszustand: Bq 0.01 l = Bq/l = dpm/l Mithilfe der Verteilungskoeffizienten kann man nun die Konzentration im Szintillator im Gleichgewicht berechnen: C w (GG) K w/sc = Bq/l 0.03 = Bq/l = dpm/l 60 Szintillator (10ml) dpm/l Wasser (10ml) 1.73 dpm/l 0 Zeit t Abbildung 3: Schematische Darstellung des Verlaufs bis zur Einstellung des dynamischen Gleichgewichtes. Im Gleichgewichtszustand beträgt die Aktivitätskonzentration im Szintillator, bei einer anfänglichen Konzentration von 60 dpm/l (1 Bq/l) in der Wasserprobe, dpm/l. 18

22 Zum Vergleich wird nun die schlussendliche Aktivitätskonzentration im Szintillator berechnet, wenn man von einem Probevolumen von 480ml Wasser und 20ml Szintillator ausgeht. Da die Werte vergleichbar sein sollen, geht man von derselben ursprünglichen Aktivitätskonzentration von 1 Bq/l (60 dpm/l) aus. Methode (480/20) Auch hier wird von einer Anfangskonzentration von 1 Bq/l bzw. 60 dpm/l in der Wasserprobe ausgegangen. C w (t 0 ) = 1 Bq/l = 60 dpm/l Daraus ergibt sich folgende (absolute) Aktivität in der Probe (480ml): 1 Bq l 0.48 l = = 0.48 Bq = 28.8 dpm Nach Einstellen des Gleichgewichts befinden sich bei dieser Methode % (siehe Anhang) der Atome (Aktivität) im Szintillator. Die Aktivität im Szintillator beträgt demnach: 0.48 Bq = 0.26 Bq = dpm Nun kann die Aktivitätskonzentration im Szintillator im Gleichgewichtszustand berechnet werden. Dies ist die Konzentration, welche anschliessend im LSC-Analyzer gemessen wird Bq 0.02 l = 13 Bq/l = 780 dpm/l Wiederum lässt sich die die Aktivitätskonzentration im Szintillator nach Einstellen des Gleichgewichts auf eine zweite Art berechnen. Berechnet man das Konzentrationsverhältnis mithilfe des Koeffizienten (K w/sc ), erhält man folgendes Resultat: Die ursprüngliche Aktivitätskonzentration im Wasser beträgt: C w (t 0 ) = 1 Bq/l = 60 dpm/l Daraus ergibt sich folgende ursprüngliche Aktivität im Wasser (480ml): 1 Bq l 0.48 l = 0.48 Bq = 28.8 dpm Aktivität im Wasser ( %) nach Einstellen des Gleichgewichts: 0.48 Bq 100 * = Bq = dpm Demnach beträgt die Aktivitätskonzentration im Wasser im Gleichgewichtszustand: Bq 0.48 l = 0.39 Bq/l = 23.4 dpm/l Mithilfe der Verteilungskoeffizienten kann nun die Aktivitätskonzentration im Szintillator im Gleichgewicht ermittelt werden: C w (GG) K w/sc = 0.39 Bq/l 0.03 = 13 Bq/l = 780 dpm/l 19

23 Konzentration [dpm/l] Methodenentwicklung und Messung von Radon-222 in Oberflächengewässern Szintillator (20ml) 780 dpm/l 60 Wasser (480ml) dpm/l 0 Zeit t Abbildung 4: Schematische Darstellung des Konzentrationsverhältnisses bis zur Einstellung des Gleichgewichtszustandes bei der neuen Methode. Hier beträgt die Aktivitätskonzentration im Szintillator, bei einer anfänglichen Konzentration von 60dpm/l in der Wasserprobe, 780 dpm/l im Gleichgewicht. Dies sind 13.5 Mal mehr dpm/l als bei der alten Methode. Dieses Rechenbeispiel veranschaulicht, wieso die neue Methode mit grösserem Wassersvolumen empfindlicher ist und eine niedrigere Nachweisgrenze besitzt. Mit der alten Methode (10/10) können Konzentration im Wasser bis 2 Bq/l nachgewiesen werden, da bei niedrigerer Konzentration in der Probe die Aktivität im Szintillator so gering wird, dass sie im Detektor nicht mehr vom Grundrauschen (vgl. Spektrum Kapitel 2.6) zu unterscheiden ist. Bei der neuen Methode ist die Nachweisgrenze niedriger, da auch bei geringeren Konzentrationen als 2 Bq/l im Wasser noch genug Radonatome (absolut) in den Szintillator übergegen (13.5 Mal mehr), woraus eine höhere Konzentration im Szintillator resultiert. Im Detektor werden so bei dieser Methode noch genug counts gemessen, um das Signal vom Grundrauschen zu unterscheiden. In Abbildung 5 wird ersichtlich, wieso die Anzahl counts nicht proportional, also bei uns um den Faktor 24 (480ml / 20ml), sondern nur um 13.5 ansteigt. Grund dafür ist, dass das Radon sich nicht nur zwischen Wasser und Szintillator verteilt, sondern ein Teil auch in das Luftpolster über den Flüssigkeiten übergeht. Bei Berücksichtigung der Verteilungskoeffizienten zwischen den Phasen resultiert die Kurve in Abbildung 5. Abbildung 5: Die schwarze Kurve zeigt, wie viele counts (% der maximal möglichen counts bei unendlichem Wasservolumen) bei welchem Volumen gemessen werden. Die graue Kurve zeigt die Zunahme der counts pro zusätzliche 100ml Wasser (erste Ableitung). Ab 900ml ist die Zunahme der counts pro 100ml (gain per 100ml) nicht mehr signifikant, während Volumina unter 500ml zu einer deutlich geringeren Anzahl counts und somit zu einer schlechteren Zählausbeute führen (Schubert et al. 2014). Mit einem grösseren Wasservolumen lassen sich also geringere Konzentrationen nachweisen, da mehr Radon in den Szintillator übergeht, was ein stärkeres Signal auslöst. Aus dieser Aussage ergibt 20

24 sich die Folgerung: Je grösser die Wasserprobe ist, desto grösser ist auch die Konzentration im Szintillator und somit die Anzahl counts. Während das Volumen des Szintillators durch die LSC-Vials (20ml) vorgegeben ist, kann das Wasservolumen nach Belieben verändert werden. Im Prinzip könnte man demnach ein unendliches Wasservolumen nehmen. Abbildung 5 zeigt aber, dass die Kurve, welche die Zunahme der counts pro zusätzliche 100ml Wasser anzeigt, ab 900ml abflacht und die Methode somit nicht mehr empfindlicher wird. Grund dafür ist, dass irgendeinmal die Kapazität des Szintillators (20ml) ausgenutzt ist und somit nicht mehr Radon in diese Phase übergehen kann. Ab diesem Zeitpunkt ist der Szintillator also gewissermassen gesättigt und die Zählausbeute wird nicht mehr grösser. Fazit: Kleine Probevolumen sind zwar handlicher im Feld und beim Transport der Proben, ist die Radonkonzentration im Wasser jedoch sehr gering, resultiert bei kleinen Probevolumen eine unmessbar kleine (vom Grundrauschen nicht zu unterscheiden) Konzentration im Szintillationscocktail. Aus praktischen Gründen sind 500ml-Wasserproben für unsere Methode optimal. Einerseits ist eine Methode mit einem Mischverhältnis von 20ml Szintillator zu 480ml Wasser labortauglich, da genug 500ml-Messkolben am BAG vorhanden sind und andererseits sind 500ml Messkolben im Feld praktischer als beispielsweise 1000ml-Messkolben. Die Messkolben mit langem Hals sind bestens geeignet, da der Szintillator mit geringerer Dichte als Wasser oben aufschwimmt und somit einfach mit einer Pipette entnommen werden kann. Soweit die Grundidee hinter der neuen Methode. Nun galt es die Theorie bei der Entwicklung der neuen Methode in die Praxis umzusetzen. Wie dabei vorgegangen wurde, wird im nächsten Kapitel beschrieben Allgemeines Vorgehen Bei der praktischen Umsetzung der Idee mussten einige Punkte optimiert und an das Labor des Bundesamtes für Gesundheit angepasst werden. Die zu optimierenden Punkte und die Arbeit basieren grundsätzlich auf derselben Methode, weshalb das Vorgehen bei den meisten Versuchen ähnlich ist. Aus diesem Grund werden das allgemeine Vorgehen beim Arbeiten im Labor und beim Vorbereiten der Proben sowie gewisse Punkte, die es im Analytiklabor und im Feld zu beachten gilt, in diesem Kapitel vorgestellt. Vorbereitung: Als erstes muss sichergestellt werden, dass die Messkolben für die Probenahme sauber und keine Szintillatorrückstände im Innern zu finden sind. Abbildung 6: In die vorgespülten Messkolben wird vor der Probenahme jeweils 20ml Mineral Oil Scintillator eingefüllt. Am besten spült man das Gefäss mit demineralisiertem Wasser vor, um sicherzustellen, dass sich 21

25 kein Radium oder Radon mehr im Kolben befindet. Anschliessend werden 20ml des Mineral Oil Scintillator in den Messkolben gefüllt. Probenahme: Entscheidend für eine erfolgreiche Feldkampagne ist eine gute Vorbereitung. Es sollten alle Schritt im Voraus gut geplant werden und das benötigte Material mit Hilfe einer Checkliste vorbereitet werden. Im Feld wird die Wasserprobe mit einem Glasrohr, verbunden mit dem Schlauch, von unten her in den Kolben eingefüllt. Dies ist notwendig, damit das Radon nicht ausgast, denn der Szintillator, der oben aufschwimmt, dient als Schutzschicht vor dem Entgasen, da das Edelgas lieber im Szintillator bleibt, als dass es in die Aussenluft übergeht. Da wir teilweise Leitungswasserproben im Labor entnommen haben, um gewisse Tests durchzuführen, mussten wir zudem beachten, dass durch den Wasserhahn möglichst wenige Turbulenzen im Wasserkörper verursacht werden (Entgasungsgefahr). Bei der Probenahme im Feld muss besonders darauf geachtet werden, dass der Szintillator nicht ins Gewässer gelangt, da er umweltschädlich ist. Das übliche Ritual bei der Probenahme besteht darin, die Flasche zuerst mit dem Probematerial vorzuspülen. Abbildung 7: Bei der Feldarbeit ist im Umgang mit dem Szintillator beim Abfüllen der Proben Vorsicht geboten. Die Szintillator-Reste am Schlauch der Niskinflasche müssen jeweils mit Haushaltspapier entfernt werden. Im Labor: Wurde eine Probe im Feld entnommen, so wurde sie bereits durch den Transport geschüttelt. Bei Proben, die im Labor entnommen werden, ist ein längeres Schütteln nötig, um den Übergang des Radons vom Wasser in den Szintillator zu beschleunigen. Bei unserer Methode wurden Feldproben dennoch 3-mal gut geschüttelt, mit jeweils 10 Minuten Pause dazwischen. Mit dem Schütteln will man eine Oberflächenvergrösserung bezwecken, damit sich das Radon zwischen den drei Phasen verteilen kann und sich somit das Verteilungsgleichgewicht einstellt. Um überhaupt Schütteln zu können, ist das Luftpolster nötig. Würden die Proben ohne Luftpolster entnommen werden, so würde sich durch Diffusion trotzdem das Gleichgewicht einstellen, dies würde jedoch viel länger dauern. Nach dem Schütteln lässt man die Proben stehen, bis sich die Phasen getrennt haben. Dann werden die 20ml Szintillator möglichst exakt und vollständig ins LSC-Vial abpipettiert. Abbildung 8: Der Szintillator wird mit Hilfe einer langen Pipette aus dem Hals des Messkolbens entnommen. 22

26 Das Fläschchen (LSC-Vial) wird aussen mit Ethanol gereinigt, damit alle Photonen ungehindert den Detektor erreichen können. Angeschrieben mit der entsprechenden Probenummer (MA001 usw.) werden sie am Deckel. Die Proben werden danach sortiert und in einem Rack im LSC-Analyzer gemessen. Damit sich das radioaktive Gleichgewicht zwischen dem Radon und seinen Töchtern einstellen kann, werden zuerst die Blank-Proben gemessen, was mindestens 3 Stunden dauert (jede Messung dauert 1 Stunde). Blank-Proben (Nullproben) werden vorbereitet, um den sogenannten Background zu messen. Es handelt sich dabei um Proben, die Szintillator ohne jegliche Aktivität enthalten. Somit zeigen sie an, wie viele counts durch andere Quellen wie die kosmische Strahlung oder Photonen von Beleuchtung ausgelöst werden. Zu beachten: Im Analytiklabor ist die oberste Regel, dass man zu jeder Zeit möglichst exakt und konzentriert arbeitet. Da der Szintillator umweltschädlich ist und Augen sowie Haut reizen kann, ist beim Umgang mit der Flüssigkeit eine gewisse Sorgfalt gefragt und das Tragen von Handschuhen, Schutzbrille und Laborkittel Pflicht. Die Schritte von der Probeentnahme bis zur Messung sind genau zu dokumentieren und wichtige Parameter wie Probenahmezeit, Bedingungen im Feld, Temperatur und Leitfähigkeit der Probe oder Gewicht der Messkolben mit und ohne Probe, sind zu notieren. Abbildung 9: Ausrüstung im Labor - Handschuhe, Schutzkittel sowie Schutzbrille sind Pflicht. Weitere Bedingungen, die erfüllt sein müssen, um bei den Messungen möglichst exakte Ergebnisse zu erhalten: Gleicher Typ an Messfläschchen Gleiche Füllhöhe der Fläschchen Zu jeder Zeit Probe vor Ausgasen von Radon schützen Immer gleiches Verhältnis Probe zu Cocktail (480ml/20ml) Temperaturstabilität der Messeinrichtung (Verteilungskonstanten) Gemessene Werte sollten innerhalb der Kalibrierkurve liegen Keine Veränderung der Bedingungen (Temperatur, Lichteinwirkung) während Transport und Lagerung (Haug 2015) 3.3. Resultate und Diskussion In diesem Kapitel werden die Ergebnisse der zu optimierenden Punkte vorgestellt. Jeder Versuch wurde detailliert dokumentiert und mit Reflexionen und Fotos im Laborjournal illustriert. Hier beschränke ich mich auf die wichtigsten Aussagen und Erkenntnisse aus den Versuchen. Bei Abweichungen des Vorgehens vom allgemeinen Standard wird darauf hingewiesen. 23

27 3.3.1 Erstversuche (Handling) Zunächst musste abgeklärt werden, ob und inwiefern sich die neue Methode im Labor umsetzen lässt. Nachdem man sich für 500ml-Messkolben entschieden hatte, musste sichergestellt werden, dass das weitere Equipment für die Durchführung der Messungen vorhanden ist. LSC-Vials mit einem Volumen von 20ml sind in ausreichender Quantität am BAG vorhanden, da sie bereits für die alte Methode verwendet wurden. Passende Pipetten für das Entnehmen und Umfüllen des Szintillators vom Messkolben in das Fläschchen mussten bestellt werden. Lange Plastikpipetten stellten sich als optimal heraus, da sie einerseits lang genug sind, um den Szintillator aus dem Hals des Kolbens abzupipettieren und andererseits sind sie praktisch, weil man die Pipette bei jeder Probe wechseln muss. Eine Schwierigkeit, die sich im Verlauf des ersten Messversuches ergab, war, eine passende Schütteleinrichtung für die grossen Messkolben zu finden. Mangels eines passenden automatischen Schüttelgerätes (beispielsweise ein over-head-shaker) entschied man sich, die Proben von Hand zu schütteln, bis sich das Verteilungsgleichgewicht zwischen den drei Phasen eingestellt hat. Nachdem alles bereit stand, wurden mittels Probennahmeflasche erste Proben (Leitungswasser) entnommen. Im Leitungswasser wurden relativ geringe Konzentrationen erwartet, da das Radon in den Leitungsrohren relativ viel Zeit hat, um zu entgasen oder zu zerfallen. Bei diesem Erstversuch stand jedoch nicht die Frage im Vordergrund, wieviel Radon gemessen wird, sondern, ob die Methode überhaupt funktioniert oder ob sich Probleme ergeben, die man nicht vorhersehen konnte. Abbildung 10: Mithilfe der Probennahmeflasche wurden 3 Proben entnommen (2x Glasvial, 1x Plastikvial). Die drei Proben aus Abbildung 10 wurden, wie in Kapitel beschrieben, vorbereitet und im LSC- Analyzer gemessen. Es wurden folgende Aktivitäten in den Proben festgestellt: Probenummer Anzahl counts [cpm] Konzentration im Wasser [Bq/l] Die Proben wurden zweimal nacheinander gemessen. Abgebildet sind nur die Ergebnisse der ersten Messung. Die Resultate der zweiten Messung stimmen aber gut mit den ersten Messungen überein, da sie auf den Probennahmezeitpunkt zurückgerechnet wurden (siehe Anhang). Auf genauere Angaben zu den Proben wie Probennahmezeitpunkt, Fehler oder Netto-counts wird an dieser Stelle der Übersichtlichkeit halber verzichtet. Diese Parameter sind jedoch ebenfalls im Anhang (Messergebnisse) zu finden. 24

28 Die Ergebnisse dieser ersten Versuche sind zufriedenstellend, da sie eine relativ gute Übereinstimmung zeigen. Die Unterschiede sind eventuell auf eine gewisse Inhomogenität der Verteilung des Radons innerhalb der Leitungswasserproben zurückzuführen. Die Werte liegen zwar noch nicht unter 2 Bq/l, was bedeutet, dass noch nicht bewiesen werden kann, ob die Methode wirklich empfindlicher ist. Es kann aber festgestellt werden, dass die Messungen mit dieser Methode gut klappen. Grund für die Konzentration über 2 Bq/l im Leitungswasser könnten Radiumverbindungen sein, die sich in den Leitungen abgelagert haben. Im Oberflächenwasser, insbesondere in Fliessgewässern sind aufgrund der günstigen Ausgas-Bedingungen geringere Konzentrationen zu erwarten. Zwischen dem Ergebnis der Probe im Plastikvial und den zwei Proben, die in ein Glasvial abgefüllt wurden, konnte kein auffälliger Unterschied festgestellt werden. Die Verwendung von Plastikvials wäre aus ökonomischer Sicht vorteilhaft. Weitere Versuche sind geplant, um zu testen, welchen Einfluss das Material des Fläschchens auf die Messungen hat. In vielen Gläsern hat es einen kleinen Anteil des radioaktiven Elements Kalium-40 ( 40 K), das in zahlreichen Mineralien vorkommt. Dies kann zu einem erhöhten Untergrundsignal ( background ) führen und somit die Empfindlichkeit der Methode beeinträchtigen (Steinmann 2015) Schüttelzeit Ein zu optimierender Punkt stellt die Schüttelzeit dar. Im Bericht von Schubert et al. (2014) wird eine Schüttelzeit von mindestens einer Stunde empfohlen, um sicherzustellen, dass der Gleichgewichtszustand (Verteilung) erreicht wird. Es wurde nun mithilfe von Leitungswasserproben untersucht, ob eine Stunde Schüttelzeit wirklich notwendig ist oder ob es reicht, wenn die Proben beispielsweise drei Mal gut geschüttelt werden mit jeweils zehn Minuten Pause dazwischen, damit die Phasentrennung stattfinden kann. Diese Optimierung würde zum einen eine Lösung für das Problem der fehlenden Schüttelmaschine darstellen, zum anderen wäre es eine Zeitoptimierung. Um dies zu untersuchen, wurden zwei Ansätze eine Stunde lang von Hand geschüttelt und zwei Ansätze jeweils nur drei Mal mit einer Pause von zehn Minuten dazwischen. Die Proben wurden wiederum vorbereitet, wie in Kapitel beschrieben. Es wurde bei allen Ansätzen auf ein möglichst gleiches Handling geachtet. Bei den drei Proben mit der kurzen Schüttelzeit wurde zudem besonders Wert auf ein gleich langes und intensives Schütteln gelegt. Abbildung 11: Jeweils zwei der vier Ansätze bei der 500ml- und bei der 250ml-Methode wurden insgesamt eine Stunde von Hand geschüttelt. 25

29 Aktivitätskonzentration [Bq/l] Methodenentwicklung und Messung von Radon-222 in Oberflächengewässern Da die Nachhaltigkeit der Methode auch als Ziel definiert wurde, hat man als Alternative denselben Versuch mit 250ml-Messkolben durchgeführt. Die Empfindlichkeit ist dabei zwar etwas tiefer, aber man bräuchte weniger Szintillator (10ml), was ökologisch und ökonomisch vorteilhaft ist und auch im Feld wären die kleineren Messkolben praktisch. Die Ergebnisse fielen folgendermassen aus: Probenummer Anzahl counts [cpm] Konzentration im Wasser [Bq/l] MA011 Schüttelzeit kurz (500ml) MA012 Schüttelzeit kurz (500ml) MA013 Schüttelzeit 1h (500ml) MA014 Schüttelzeit 1h (500ml) MA015 Schüttelzeit kurz (250ml) MA016 Schüttelzeit kurz (250ml) MA017 Schüttelzeit 1h (250ml) MA018 Schüttelzeit 1h (250ml) Auch hier wurden die Proben zweimal gemessen (siehe Anhang), wobei nur die Werte der ersten Messreihe in der Tabelle aufgeführt sind. Bei der Methode mit Mischverhältnis 480ml/20ml sind die Ergebnisse zufriedenstellend, da keine auffälligen Unterschiede zwischen langer und kurzer Schüttelzeit festgestellt werden können (siehe Abbildung 12). Die vier Konzentrationen sind innerhalb des Standardfehlers übereinstimmend. Somit ist es nicht nötig, bei der 500ml-Methode eine Stunde lang zu schütteln. Es wurde eine Zeitoptimierung erreicht. Hingegen ist es bei der 250ml-Methode so, dass bei den beiden Ansätzen, die eine Stunde lang geschüttelt wurden, eine höhere Konzentration gemessen wurde, als bei den Ansätzen mit kurzer Schüttelzeit. Verantwortlich dafür könnte die etwas andere Geometrie (Kleineres Wasser- und Szintillatorvolumen) sein. Um sicher zu sein, ist geplant, die Schüttelzeitversuche zu wiederholen, falls man sich entscheidet, auf diese Methode umzusteigen ml kurz Optimierung Schüttelzeit 500ml kurz 500ml 500ml 1h 1h 250ml kurz 250ml kurz 250ml 250ml 1h 1h Abbildung 12: Bei der 500ml-Methode stimmen die Resultate relativ gut überein, während bei der 250ml-Methode klare Unterschiede zwischen langer und kurzer Schüttelzeit auszumachen sind. 26

30 Aktivität [Zerfälle/ t] Methodenentwicklung und Messung von Radon-222 in Oberflächengewässern Zerfallsgleichgewicht Als nächstes musste bestimmt werden, wie lange die Proben stehen gelassen werden müssen, bis sich das Zerfallsgleichgewicht (siehe Kapitel 2.2: säkulares Gleichgewicht) eingestellt hat. Schubert et al. (2014) empfehlen, die Proben mindestens drei Stunden stehen zu lassen. Um diese Zeitangabe nachvollziehen zu können, wurde im Excel der Zerfall des Radons in Polonium- 218 und Blei-214 (der Einfachheit und Übersichtlichkeit halber nur die ersten zwei Zerfallsprodukte) nachgestellt und der Zeitpunkt des Erreichens des Gleichgewichtszustands der jeweiligen Aktivitäten ermittelt. Bei der Simulation wurde davon ausgegangen, dass sich zu Beginn eine bestimmte Anzahl Radonatome in der Probe befinden. Die Konzentration der 218 Po- und 214 Pb-Atome und somit auch ihre Aktivität betragen zu Beginn 0 Bq. Dies entspricht insofern der Realität, als dass sich in der Probe (im Szintillator) auch nur Radonatome lösen, während die Zerfallsprodukte (Schwermetalle, Ionen) lieber im Wasser bleiben. Sobald der Szintillator abpipettiert wurde (bevor er für das Einstellen des Zerfallsgleichgewichtes stehen gelassen werden muss), bauen sich die Zerfallsprodukte ebenfalls im Szintillator auf. Die Konzentration des Radons wird demnach zu Beginn stetig kleiner, während die Konzentration des Poloniums ansteigt. Das Polonium-218 mit einer Halbwertszeit von 3.1 Minuten zerfällt anschliessend weiter in Blei-214, das sich allmählich in der Probe aufbaut. Somit nimmt die Konzentration des Poloniums wieder ab. Aus dem Radon geht aber nach wie vor Polonium hervor, was dazu führt, dass sich nach einer bestimmten Zeit ein Gleichgewichtszustand zwischen den Aktivitäten der drei Radionuklide einstellt. Wann dieser Zustand erreicht ist, wurde nun im Excel simuliert Zerfallsgleichgewicht Rn-222 Zerfälle Po-218 Zerfälle Pb-214 Zerfälle t [min.] Abbildung 13: Das Zerfallsgleichgewicht wird nach ca. 3 Stunden erreicht. Die Gesamtaktivität nimmt mit der Zeit ab, da kein Radon nachgebildet wird. (Aktivität in cpm) Bei dieser Simulation wird das Zerfallsgleichgewicht zwischen Radon und seinen Töchtern nach etwas weniger als drei Stunden erreicht und die empfohlene Zeit von Schubert et al. damit bestätigt. In der Abbildung ist gut zu erkennen, wie zunächst das Polonium und anschliessend das Blei aufgebaut wird. Nach 180 Minuten haben alle drei Elemente dieselbe Aktivität (Anzahl Zerfälle/Zeiteinheit). 27

31 Die Mathematik hinter dem radioaktiven Gleichgewicht stellt ein relativ komplexes Thema dar, deshalb werden die mathematischen Grundlagen hinter dieser vereinfachten Simulation im Folgenden nur kurz behandelt. Für eine ausführliche Erklärung wird auf das Buch Radon in the Environment von M. Wilkening verwiesen. Die Berechnungen basieren alle auf dem Zerfallsgesetz (N t = N 0 e λ t ). 1 Anzahl Radonatome zur Zeit t: N t = N t t e λ Rn t 2 Anzahl zerfallener Radonatome während t: F 1 = N t t N t F 1 = N t t (1 e λ Rn t ) Radon-222 α F F 1 entspricht Anzahl neu gebildeter Atome des Tochterisotops (daughter D). Gleichzeitig zerfallen Poloniumatome. Daher Anzahl Poloniumatome zur Zeit t: D (netto) = F 1 F 2 Polonium-218 α F N t = N t t e λpo t + F 1 4 Anzahl zerfallener Poloniumatome während t: F 2 = N t t N t F 2 = N t t (1 e λpo t ) Blei-214 F F 2 entspricht Anzahl neu gebildeter Atome des Tochterisotops (daughter D 2 ). Gleichzeitig zerfallen Bleiatome. Daher Anzahl Bleiatome zur Zeit t: D 2(netto) = F 2 F 3 N t = N t t e λ Pb t + F 2 6 Anzahl zerfallener Bleiatome während t: F 3 = N t t N t F 3 = N t t (1 e λ Pb t ) Abbildung 14: Mathematische Grundlagen für die Simulation des Zerfallsgleichgewichtes zwischen Radon, Polonium und Blei. Die Formeln wurden in einer Excel-Datei eingefügt, um den Verlauf der jeweiligen Aktivität bis zur Einstellung des Zerfallsgleichgewichtes zu simulieren. Ein Ausschnitt der Excel-Tabelle mit allen Angaben zu den Halbwertszeiten, Zerfallskonstanten sowie Delta t ist im Anhang zu finden. 28

32 Menge A [%] Methodenentwicklung und Messung von Radon-222 in Oberflächengewässern Radonidentifikation via Halbwertszeit Eine Frage, die sich stellte, war, ob und wie man beweisen kann, dass mit der neuen Methode nur das Radon (und seine Zerfallsprodukte) erfasst und gemessen wird. Grundsätzlich lässt sich sagen, dass andere radioaktive Elemente wie Radium (in Form von Metallionen) lieber im Wasser bleiben und sich nicht im Szintillator anreichern. Die Fugazität ist also geringer als beim Edelgas. Für die Identifikation des Radons haben wir drei unabhängige Proben gemessen. Sechs Tage später wurden dieselben Proben erneut gemessen. Die Ergebnisse zeigen, dass nur die counts von Radon und seinen Tochternukliden 218 Po, 214 Pb, 214 Bi und 214 Po (im Zerfallsgleichgewicht) gemessen werden, da die Differenz dem Zerfall nach dem Zerfallsgesetz entspricht. Die Punkte liegen nämlich genau auf der zuvor eingezeichneten Zerfallskurve für Radon-222. N t = N 0 e λ Radon t Diese Zerfallskurve zeigt den, der Theorie nach zu erwartenden Verlauf der Radonkonzentration. Sie ist charakteristisch für ein bestimmtes Isotop, da die Halbwertszeit in der Zerfallskonstante λ vorkommt. λ = Die Anzahl counts zu Beginn (t 0 ), also bei der ersten Messung, entspricht 100%. Die Anzahl counts sechs Tage später wurde als Prozentsatz davon in die Grafik eingefügt. Die Abnahme der counts stimmt sehr gut mit der theoretisch (nach dem Zerfallsgesetz) zu erwartenden Abnahme der Aktivität überein. 120 ln (2) HWZ Rn-222-Identifikation A/2 A/4 A/ t 1/2 2t 1/2 3t 1/2 Zeit t [d] Trend Rn-Probe 1 Rn-Probe 2 Rn-Probe 3 Abbildung 15: Mit Hilfe der spezifischen Halbwertszeit wurde gezeigt, dass wirklich Radon-222 gemessen wird. Mit Hilfe der Zerfallskurve (blau) mit der isotopenspezifischen Halbwertszeit von Radon-222 (3.824 Tage) konnte demnach gezeigt werden, dass nur das Radon im Szintillator erfasst wird und im LSC- Analyzer nur Radon und seine 4 Zerfallsprodukte (im Zerfallsgleichgewicht) gemessen werden. 29

33 3.3.5 Kalibrierkurve Das Protokoll (Abbildung 16), das man nach den Messungen im LSC-Analyzer erhält, zeigt die counts per minute (cpm) im Szintillator an. Um herauszufinden, wie vielen Becquerel pro Liter in der ursprünglichen Wasserprobe dies entspricht, musste eine Kalibrierkurve (Eichkurve) erstellt werden. Abbildung 16: Protokoll der Messergebnisse aus dem TriCarb-Gerät (LSC-Analyzer). Für Radon-222 und seine Zerfallsprodukte ist nur der Wert im Energiebereich CPMB relevant. Die Kalibrierkurve stellt eine Alternative dar zur Formel, welche Schubert et al. verwenden, um von der gemessenen Anzahl counts auf die ursprüngliche Radonkonzentration in der Wasserprobe zu schliessen. Wir können die Radonkonzentration mit einer Kalibrierkurve bestimmen, da wir immer dieselben Volumenverhältnisse zwischen Wasser, Szintillator und Luft haben. Für eine Kalibrierkurve müssen sogenannte Standards vorbereitet werde. Standards (auch predefined water samples) sind Proben mit einer genau bekannten Konzentration. Diese werden genauso vorbereitet, wie die Proben später auch. Somit dienen die Standards als Referenz für spätere Messungen, die zeigt, bei welcher Konzentration wir wie viele counts messen. Für die Vorbereitung der Standards wurde eine zertifizierte Standardlösung vom National Institute of Standards (NIST) mit einer Konzentration von 1 ppb (parts per billion) Radium-226 verwendet. Demnach befindet sich in 1 ml ( 1 g, da ungefähr 4 C) 1 Nanogramm (10-9 g) Radium-226 (Ionen, da es sich um gelöstes Radiumsalz handelt). Die Aktivitätskonzentration der zertifizierten Standardlösung beträgt heute Bq/ml (Details und Berechnungen im Anhang, Kapitel 8.4). Aus dem Radium-226, das zerfällt, entsteht Radon-222. Da die Radium-Aktivität sehr langsam abnimmt, ist die Produktionsrate von Radon-222 relativ konstant. Da sich nach etwa 14 Tagen das Zerfallsgleichgewicht einstellt, beträgt die Aktivität des Radons also auch Bq/ml. Im Folgenden wird beschrieben, wie die Proben mit genau bekannter Aktivitätskonzentration vorbereitet wurden. 30

34 Für die Kalibrierkurve wurden insgesamt sechs Standards und eine Nullprobe (blank) vorbereitet. Dazu wurde für jede Konzentration (0.1, 0.2, 0.5, 1, 2 und 5 Bq/l) ausgerechnet, wie viele ml der Standardlösung der 480ml der Probe hinzugefügt werden müssen, um die gewünschte Aktivitätskonzentration zu erreichen. Zunächst wurde die Standardlösung um den Faktor 100 verdünnt, da seine Konzentration relativ hoch ist. somit betrug die Aktivitätskonzentration noch Bq/ml. Wurden nun beispielsweise 1.32 ml der Radium-Lösung abpipettiert und mit ml demineralisiertem Wasser gemischt, so erhielt man in der Probe eine Aktivitätskonzentration von ziemlich genau 1 Bq/l. 1.32ml Bq/ml 0.48 l = Bq/l Im Anhang sind alle weiteren Berechnungen für die Vorbereitung der Standards zu finden. Bei der 250ml-Methode wurde genau gleich vorgegangen, nur dass nicht sechs sondern vier Standards gemessen wurden. Grund dafür ist, dass die Vorbereitung der Standards ziemlich aufwendig ist und, falls man sich entscheidet, auf diese Methode umzusteigen, noch eine genauere Kalibrierkurve (mit 6 fitting points ) erstellet werden müsste. An dieser Stelle sei noch erwähnt, dass in der instrumentellen Analytik oft jeden Tag neue Kalibrierkurven erstellt werden, da gewisse Parameter wie das Grundrauschen von Tag zu Tag geringfügig schwanken können. Die sechs vorbereiteten Standards wurden vierzehn Tage stehen gelassen, um sicherzustellen, dass die Aktivität des Radons derjenigen des Radiums entspricht. Nach dieser Wartezeit hat man die Proben wie üblich für die Messungen aufbereitet und im TriCarb-Gerät (LSC-Analyzer) gemessen. Probenummer Anzahl counts [cpm] Konzentration im Wasser [Bq/l] MA030 St.1 (0.1 Bq/l) 500ml MA031 St.2 (0.2 Bq/l) 500ml MA032 St.3 (0.5 Bq/l) 500ml MA033 St.4 (1 Bq/l) 500ml MA034 St.5 (2 Bq/l) 500ml MA035 St.6 (5 Bq/l) 500ml MA036 St.1 (0.5 Bq/l) 250ml MA037 St.2 (1 Bq/l) 250ml MA038 St.3 (2 Bq/l) 250ml MA039 St.4 (5 Bq/l) 250ml Die Messergebnisse wurden anschliessend als Kalibriergerade grafisch dargestellt. Anhand der Funktionsgleichung für diese Gerade lässt sich anschliessend ganz einfach von der gemessenen Anzahl counts auf die ursprüngliche Konzentration im Wasser schliessen. 31

35 counts per minute Methodenentwicklung und Messung von Radon-222 in Oberflächengewässern Kalibrierkurve 500ml y = x R² = fitting points Konzentration [Bq/l] Linear (fitting points) Abbildung 17: Die Kalibrierkurve für die 500ml-Methode mit insgesamt 7 fitting points. Es wurde ein Korrelationskoeffizient von erreicht, was durchaus zufriedenstellend ist. Die Punkte liegen ziemlich genau auf einer Geraden. Deshalb kann die Funktionsgleichung dieser Kalibriergeraden mit gutem Gewissen für zukünftige Berechnungen der Konzentrationen verwendet werden. Bei einer ursprünglichen Konzentration von 1 Bq/l in der Wasserprobe, werden im Szintillator nach der Gleichung (siehe Abbildung 17) etwa 49 counts pro Minute gemessen. Da alle Proben auf dieselbe Art vorbereitet werden und da sie dasselbe Volumenverhältnis besitzen, kann man diese Kalibrierkurve als Referenz für die zukünftigen Messungen verwenden. Dabei geht man natürlich davon aus, dass die Konzentration der Standards ganz genau gestimmt hat, denn sie dienen als Referenz. In der Excel-Tabelle (siehe Messergebnisse im Anhang), die gewissermassen als Software für unsere neue Methode dient, müssen die counts eingetragen werden, die im LSC-Analyzer gemessen werden. Zudem werden weitere Werte wie die Anzahl counts der Nullprobe (werden abgezogen, damit man Netto-counts erhält), Probenahme- und Messzeitpunkt, efficiency sowie das exakte Probevolumen in der Software angegeben. Mit Hilfe der Funktionsgleichung der Kalibriergeraden und den Nettocounts zum Probenahmezeitpunkt wird so auf einfache Weise die Konzentration in Bq/l berechnet und angezeigt. Zum Vergleich wird in der Software eine zweite Berechnungsart aufgeführt. Diese beruht auf einer ähnlichen Formel wie diejenige aus dem Artikel von Schubert et al. (vgl. Kapitel 3.2.1). Hierbei wird die im LSC-vial gemessene Anzahl counts auf die Anzahl counts in der Wasserprobe zurückgerechnet. Wie die folgende Formel für unsere Methode zustande kommt, wird im Anhang (Kapitel 8.4) genauer erläutert. C Rn [Bq/l] = cpm vial 20 Vsc efficiency V w 60 32

36 Konzentration [Bq/l] Methodenentwicklung und Messung von Radon-222 in Oberflächengewässern Reproduzierbarkeit Um die Qualität der Messungen mit der neuen Methode sicherzustellen, muss garantiert werden können, dass die sogenannte precision, also die Genauigkeit oder Reproduzierbarkeit der Messungen, stimmt. Um die Reproduzierbarkeit zu prüfen, werden jeweils mehrere Ansätze der gleichen Probe gemessen. Ist die Präzision der Methode gut, so wird erwartet, dass bei allen Durchläufen dasselbe Ergebnis resultiert. Je kleiner die Abweichung der drei Werte derselben Probe ist, desto präziser ist die Methode. Insgesamt wurden von drei Proben unterschiedlicher Konzentration (8.5, 4 und 0.5 Bq/l) jeweils drei Ansätze gemessen. Das Ergebnis der Messungen wird in Abbildung 18 ersichtlich Reproduzierbarkeit Ansatz Probe 1 Probe 2 Probe 3 Abbildung 18: Ergebnisse aus den Reproduzierbarkeitsversuchen. Die Übereinstimmung der jeweiligen Ansätze ist zufriedenstellend. Probenummer Anzahl counts [cpm] Konzentration im Wasser [Bq/l] MA024 Reproduzierbarkeit Probe MA025 Reproduzierbarkeit Probe MA026 Reproduzierbarkeit Probe MA008 Reproduzierbarkeit L bach MA009 Reproduzierbarkeit L bach MA010 Reproduzierbarkeit L bach MA032 St. (0.5 Bq/l) 500ml Probe MA032 St. (0.5 Bq/l) 500ml Probe MA032 St. (0.5 Bq/l) 500ml Probe Die Übereinstimmung der drei Ansätze ist bei allen drei Proben gut. Innerhalb der Standardabweichung stimmen bei allen Proben die Resultate aus den drei Ansätzen überein, was für die Qualität und Präzision der neuen Methode spricht. 33

37 Zu bemerken ist ausserdem, dass die Übereinstimmung der Resultate sowohl bei den zwei Ansätzen, bei denen eine Probe in drei verschiedene Kolben abgefüllt und gemessen wurde, als auch bei demjenigen Ansatz, bei dem eine Probe (Kolben) dreimal nacheinander gemessen wurde, zufriedenstellend ist Vergleichsmessungen Ein weiterer Aspekt der Qualität stellt die Richtigkeit (Englisch: accuracy ), das heisst die Übereinstimmung der Messresultate mit dem wahren Wert, dar. Dazu werden im Allgemeinen Referenzproben mit bekannten Konzentrationen verwendet. Aufgrund der flüchtigen Natur des Radons sind entsprechende Referenzproben kaum erhältlich. Daher wird hier eine Probe mit einer unabhängigen Messmethode analysiert und das Resultat mit demjenigen unserer Methode verglichen. Die Übereinstimmung der beiden Ergebnisse sagt etwas darüber aus, wie gut kalibriert bzw. wie genau die Methode ist. Am BAG ist eine solche zweite Messmethode für Radon im Wasser vorhanden. Bei der Optimierung der Methode ist es ein grosser Vorteil, wenn man die Messergebnisse mit einer funktionsfähigen, bereits kalibrierten Methode vergleichen kann. Bei dieser sogenannten Ausblas -Methode wird das Radon, wie bei der LSC-Methode, nicht direkt im Wasser gemessen. Das Funktionsprinzip ist jedoch etwas anders als bei der bereits vorgestellten Methode. Das Radon wird nämlich in einem geschlossenen Kreislauf ( closed loop ) mit Hilfe einer sogenannte Gaswaschflasche aus dem Wasser ausgeblasen (Fachausdruck: stripping ). Dadurch, dass die Luft kontinuierlich durch das Wasser gepumpt wird, kommt es zur Bildung von Bläschen, welche aufgrund ihrer grossen Oberfläche einen optimalen Konzentrationsaustausch ermöglichen (SARAD 2007). Die Konzentration in der Luft wird anschliessend mit einem Radon-in-Luft-Detektor (Alphaspektroskopie) bestimmt. Mit Hilfe der zugehörigen Software von SARAD Radon In Water Calculator kann die Aktivitätskonzentration nach 30 Minuten Messzeit auf einfache Weise ermittelt werden. Details zu den Messungen mit dieser Methode wie die Formel für die Berechnung der Aktivitätskonzentration im Wasser sind im Anhang zu finden. Abbildung 19: Versuchsaufbau und schematische Darstellung der Messeinrichtung. Nach der Gaswaschflasche kann ein optionaler Sicherheitsbehälter eingeführt werden, um zu verhindern, dass Wasser in den Detektor gepumpt wird. Für die Vergleichsmessungen sollten 5 Proben jeweils mit beiden Methoden gemessen werden. Bei einer Probe handelt es sich um eine Leitungswasserprobe, bei den anderen vier um Standards, also Proben genau bekannter Konzentration. Bei der 500ml-Methode wurden die Standards verwendet, 34

38 welche bereits bei der Kalibrierkurve gemessen wurden. Für die Ausblasmethode wurden mit der Radium-226-Lösung vom National Institute of Standards (NIST) vier Proben bzw. Standards mit derselben Konzentration wie bei der 500ml-Methode vorbereitet. Beim Testlauf wurde eine Leitungswasserprobe mit der Ausblas-Methode gemessen. Eine Woche später, bei den eigentlichen Vergleichsmessungen, stellte sich jedoch heraus, dass der Detektor in der Zwischenzeit wohl kaputt gegangen war. Probenummer Konzentration in Luft [Bq/m 3 ] Konzentration im Wasser [Bq/l] Vergleichsmessung (ABM 2 ) Mit unserer Methode wurden im Leitungswasser Konzentrationen zwischen 2 und 3 Bq/l gemessen (vgl. Kapitel 3.3.1). Die Übereinstimmung ist also sehr gut. Ein Ergebnis ist aber nicht aussagekräftig genug, weshalb weitere Messungen geplant sind, sobald das Messgerät repariert wurde. 3.4 Ausblick Da die Zeit für die Maturaarbeit begrenzt ist, konnten in dieser Zeit nicht alle Ideen umgesetzt werden. Aus diesem Grund wird in diesem Kapitel ein kleiner Überblick gegeben über den weiteren geplanten Verlauf der Methodenentwicklung und Punkte, die in Zukunft noch optimiert werden könnten. Sind Glas- oder Plastikvials besser geeignet für die Messungen? Wie lässt sich die 250ml-Methode weiter verfeinern? (Im Feld deutlich handlicher) Es muss ein geeignetes Schüttelgerät gefunden werden, da bei mehreren Proben das Schütteln von Hand relativ mühsam und zeitaufwendig ist. Software: Der nächste Schritt wäre, die entsprechenden Formeln in die LIMS-Software (Labor Information Management System) des BAG zu integrieren. Genauere Pipetten testen. Abschliessend bleibt zu bemerken, dass aufgrund der verschiedenen objektiven Einflussfaktoren sowie der stets subjektiven Probenahme eine verlässliche und reproduzierbare Bestimmung der Radonkonzentration mittels dieser Methode nur erfolgen kann, wenn die Messbedingen möglichst konstant gehalten werden. Im Labor ist dies weniger problematisch als im Feld, wo für die Messungen eine gewisse Ungenauigkeit einkalkuliert werden sollte (SARAD 2007). 2 Abk.: Ausblas-Methode 35

39 4. Hydrologische Anwendungen Als die Methodenentwicklung (vorläufig) erfolgreich abgeschlossen war und eine empfindliche Methode für den Nachweis von geringen Radonkonzentrationen in Oberflächengewässern zur Verfügung stand, konnten die ersten hydrologischen Versuche und Radonmessungen im Feld durchgeführt werden. Die neue Methode wurde an insgesamt drei Anwendungen auf Funktionalität und Feldtauglichkeit geprüft. Im Vordergrund standen dabei bei jeder Anwendung verschiedene Thesen, die es zu verifizieren oder falsifizieren galt. 4.1 Radonmessungen im Lyssbach Im Jahr 2011 wurden bei Routinemessungen im Lyssbach (Münchenbuchsee, Kanton Bern) erhöhte Urankonzentrationen nachgewiesen. Franziska Schmidt von der Eidgenössischen Technischen Hochschule Zürich hat 2 Jahre später die Herkunft und Bedeutung von Schwermetallen (u.a. auch Uran) im Lyssbach im Rahmen der Bachelorarbeit untersucht. Sie schreibt, dass beim Lyssbach im Kanton Bern in Zuleitungen aus den umliegenden Feldern stark erhöhte Urankonzentrationen von bis zu 400 μg/l gemessen wurden. (Schmidt 2013). Es gibt diverse Thesen für die Herkunft des Urans im Untergrund der umliegenden Felder. Neben uranhaltigem Dünger könnten eine ehemalige Deponie oder eine natürliche Akkumulation des Schwermetalls Grund für die erhöhten Werte im Bach sein. Jacques Ganguin, stellvertretender Leiter des Amtes für Wasser und Abfall (AWA), geht davon aus, dass die Urankonzentrationen im Lyssbach natürlichen Ursprungs sind. Er hält die These der natürlichen Akkumulation für am wahrscheinlichsten und erklärt: Die These geht davon aus, dass das Uran aus der Molasse stammt, also aus den Sedimenten, die durch Erosion der Alpen entstanden sind. Das Uran gelangte durch die Verwitterung in den Torfboden und blieb dort unter Luftabschluss. (Der Bund 2015). Bei den Radonmessungen konnte Franziska Schmidt eine deutliche Korrelation von Radon und Uran feststellen, was der Vorstellung entspricht, dass das Uran-238 schon seit längerer Zeit an einem Ort zerfällt und seine Zerfallsprodukte - wie eben Radon an das Grundwasser abgibt. (Schmidt 2013). Da zahlreiche Entwässerungsrohre (Drainagen) das Grundwasser unter den Feldern in den Bach leiten, werden dort hohe Uran- und demnach sehr wahrscheinlich auch erhöhte Radonkonzentrationen gemessen. Diese Vermutung legt folgende These nahe: These 1: Die Radonkonzentration im Lyssbach nimmt ab dem Entspringungsort in Fliessrichtung (flussaufwärts) stetig zu, da durch die Seitenzuflüsse Radon-222, als Zerfallsprodukt von Uran-238, in den Bach gelangt und sich dort ansammelt. Neben der Überprüfung dieser These stand bei dieser ersten Anwendung die Prüfung der Methode auf Feldtauglichkeit im Fokus Vorgehen Im Vorfeld der Messungen wurden die Probenahmestellen bestimmt und die Messkolben sowie das weitere Material vorbereitet. Man entschied sich, an 5 verschiedenen Stellen Proben zu entnehmen, um den Verlauf der Radonkonzentration flussaufwärts zu überprüfen. Die Probenahmestellen sind in Abbildung 1 ersichtlich. 36

40 Legende 1 Probenahmestelle 1 (Entspringungsort) 2 Probenahmestelle 2 3 Probenahmestelle 3 (Entwässerungsrohr) Probenahmestelle 4 5 Probenahmestelle 5 Fliessrichtung 600m Distanz Abbildung 1: Probenahmestellen Lyssbach. Die Proben wurden mittels Niskinflasche entnommen und vor Ort in die 500ml-Messkolben, die mit 20ml Szintillator befüllt waren, eingefüllt. Anschliessend wurde der Deckel mit Parafilm abgedichtet, um sicherzustellen, dass der Radon-Verlust beim Transport möglichst gering ist. An jeder Stelle wurden zusätzlich Wassertemperatur und Leitfähigkeit gemessen. In einer gepolsterten Box wurden die Messkolben danach ins Labor gebracht, wo sie wie in Kapitel beschrieben, vorbereitet und gemessen wurden. Abbildung 2: Die Proben wurden mittels Niskinflasche entnommen und anschliessend in eine Glasflasche umgefüllt Resultate und Diskussion Die Ergebnisse der Messungen sind in der folgenden Tabelle aufgeführt und in Abbildung 3 grafisch dargestellt. Probenummer Anzahl counts [cpm] Konzentration im Wasser [Bq/l] MA001 Stelle MA003 Stelle MA006 Stelle MA007 Stelle MA008 Stelle Bemerkung: Die Proben MA001, MA003 sowie MA006 wurden mit der alten Methode gemessen, da zu diesem Zeitpunkt nicht genug Messkolben zur Verfügung standen. Es konnte festgestellt werden, dass die Methode für Messungen im Feld gut geeignet ist. Es traten keine unvorhergesehenen Schwierigkeiten oder Probleme auf. Lediglich beim Umgang mit dem Szintillator muss bei den nächsten Anwendungen mehr Vorsicht geboten werden. Der Schlauch der 37

41 Probenahmeflasche darf keine Szintillator-Reste enthalten, da sonst das Wasser kontaminiert werden könnte, besonders für die Fauna und Flora im Wasser ist die organische Flüssigkeit gefährlich. Den Test auf Feldtauglichkeit hat die Methode bestanden. Auch Werte deutlich unter 2 Bq/l konnten bei dieser Anwendung mit der neuen Methode bestimmt werden. Ein erstes Zwischenziel (Senken der Nachweisgrenze) wurde also bereits erreicht. Da die Radonkonzentration im Lyssbach, im Vergleich zu anderen Oberflächengewässern relativ hoch ist, wurde die Empfindlichkeit bei diesen ersten Messungen im Feld jedoch noch nicht wirklich auf die Probe gestellt. Die These 1 wurde verifiziert; die Radonkonzentration nimmt bachaufwärts messbar zu und zeigt den Einfluss des Drainagewassers (siehe Abbildung 3). Somit konnte an realen Proben der Zutritt von Bodenwasser in ein Oberflächengewässer mit Hilfe von Radon in der Funktion des geochemischen Tracers nachgewiesen werden. Die Radonkonzentration nimmt mit zunehmendem Abstand von der Quelle (Entspringungsort) kontinuierlich zu, da das Wasser im Bach durch die vielen Seitenzuflüsse unter dem Einfluss vom uran- und somit auch radonhaltigen Grundwasser steht. Einzig bei der dritten Probenahmestelle (10.11 Bq/l) tritt eine kleine Unregelmässigkeit auf. Verantwortlich dafür könnte sein, dass diese Probe direkt auf der Höhe eines Seitenzuflusses genommen wurde. Durch die anschliessende Verdünnung im Bach nimmt die Konzentration bei den Stellen 4 und 5 wieder etwas ab. Interessanterweise war die Leitfähigkeit des Wassers mit 802 μs/cm bei der dritten Probenahmestelle ebenfalls am höchsten. Die erhöhte Leitfähigkeit deutet darauf hin, dass dort auch die Ionen-Konzentration relativ hoch ist und demnach das Wasser verhältnismässig viel Uran- und Radium (in Form von Metallionen) enthält. Bei den anderen vier Stellen schwanken die Werte zwischen 620 und 640 μs/cm Bq/l 1.84 Bq/l 4.86 Bq/l Bq/l 0.55 Bq/l Abbildung 3: Übersicht über die Messergebnisse. Direkt unterhalb eines Zuflusses wurde die höchste Konzentration von Bq/l gemessen. 38

42 4.2 Längsprofil der Aare Im Rahmen der zweiten Feldarbeitskampagne wurde ein Längsprofil der Aare erstellt. Es wurden Proben relativ nahe der Oberfläche (1-2m Tiefe) entnommen. In diesem Bereich ist nicht viel Radon zu erwarten, da es leicht ausgasen kann. Hinzu kommt, dass bei diesem Gewässer infiltrierendes Grundwasser stark verdünnt wird und sich somit nur bedingt in der Radonkonzentration zeigt. Bei dieser zweiten Anwendung wurde nun also die Empfindlichkeit auf die Probe gestellt und untersucht, ob auch sehr geringe Konzentrationsunterschiede noch nachgewiesen werden können. Auch bei dieser Anwendung wurden im Voraus Thesen formuliert, die es zu validieren galt. These 1: Durch Zuflüsse wie die Saane (vergleichbar mit Lyssbach, da auch von Feldern umgeben) oder den kleinen Nebenfluss Giesse, die in die Aare münden und erhöhte Radonkonzentrationen aufweisen, wird die Radonkonzentration in der Aare beeinflusst und steigt leicht an. These 2: Beim Stausee in Niederried wird vor der Stromschnelle (Abbildung 4, rechts) eine höhere Konzentration gemessen als nach der Stromschnelle, da durch die Turbulenzen das Ausgasen des Radons begünstigt wird. These 3: Der Einfluss von Grundwasser kann bei dieser Anwendung nicht gezeigt werden, da die Proben relativ nahe der Oberfläche entnommen werden mussten Vorgehen Es galt nun, die drei Thesen zu verifizieren oder falsifizieren. Zu diesem Zweck wurde ein Längsprofil der Aare erstellt, d.h. es wurden entlang des Flusses an insgesamt acht verschiedenen Stellen Proben entnommen, um so den Verlauf der Radonkonzentration zu dokumentieren. Da kein Boot zur Verfügung stand, mussten die Proben vom Ufer aus entnommen werden. Die Niskinflasche wurde von Hand mit einer Konstruktion aus zwei Seilen unter Wasser geschlossen. Aus praktischen Gründen konnten die Proben nicht aus einem tieferen Bereich als 1-2 Meter entnommen werden. Abbildung 4: Vom Ufer aus wurden an verschiedenen Stellen insgesamt acht Proben entnommen. In Abbildung 5 werden die Probenahmestellen entlang der Aare ersichtlich. An jeder Stelle wurde eine Radon-Probe entnommen. Zusätzlich wurden überall die Leitfähigkeit sowie die Temperatur gemessen. Diese beiden Grössen sollen die Vergleichbarkeit zwischen der ersten und zweiten Anwendung erhöhen, da mit Hilfe der Leitfähigkeit etwas über den Ionengehalt und damit die Herkunft des Wassers ausgesagt werden kann. 39

43 Abbildung 5: Probenahmestellen Aare. Die Proben wurden in folgenden Ortschaften entnommen (vgl. Nummerierung in Abbildung 5): 1. Hagneck (Messstation BAFU) 2. Niederried (vor Stausee) 3. Niederried (nach Stausee) 4. Laupen, Saanebrücke 5. Rewag (Gemeinde Mühleberg), Aare 6. Rewag (Gemeinde Mühleberg), Saane 7. Rubigen (Belpmoos), Aare 8. Rubigen (Belpmoos), Giesse Wie immer wurde darauf geachtet, dass kein Szintillator in den Fluss gerät und dass möglichst kein Radon aus der Probe ausgasen kann. Im Labor wurden die Wasserproben standardgemäss vorbereitet und gemessen Resultate und Diskussion Probenummer Anzahl counts [cpm] Konzentration im Wasser [Bq/l] MA040 Hagneck MA041 Niederried (vor Stausee) MA042 Niederried (nach Stausee) MA043 Laupen Saanebrücke MA044 Rewag (Mühleberg) Aare MA045 Rewag (Mühleberg) Saane MA046 Rubigen (Belpmoos) Aare MA047 Rubigen (Belpmoos) Giesse

44 Die Radonkonzentrationen im Wasser der Aare sind, wie erwartet, sehr gering. Die Unterschiede sind zu gering, als dass man die Thesen bestätigen oder widerlegen könnte. Erfreulich ist aber, dass das Radon im Fluss, so nahe der Oberfläche, mit der neuen Methode noch messbar ist. Der Theorie nach beträgt die Nachweisgrenze der neuen Methode Bq/L, da 13.5 Mal mehr Radonatome im Szintillator erfasst werden. Die Ergebnisse zeigen jetzt aber, dass auch noch bei Konzentrationen von weniger als 0.1 Bq/l ein Unterschied zum Grundrauschen (um 3 bis 4 counts) auszumachen ist, das Signal also noch messbar ist. Die Empfindlichkeit der Methode ist demnach mehr als zufriedenstellend. Die Leitfähigkeit betrug im Durchschnitt 290 μs/cm und damit deutlich weniger als bei den Proben im Lyssbach, was sich auch in den Radonkonzentrationen widerspiegelt. Auffallend ist die relativ hohe Konzentration von 2.59 Bq/l, die in der Giesse, einem Nebenfluss der Aare, gemessen wurde. Es handelt sich dabei um ein ruhiges Gewässer, welches unter Einfluss von lokalen Grundwasseraufstössen steht (Steinmann 2015). Der Einfluss auf die Aare, in die die Giesse mündet, ist jedoch nicht nachweisbar. Somit konnte These 1 nicht verifiziert werden. Auch bei der zweiten These ist es nicht möglich, die Resultate als Beweis bzw. Widerlegung anzusehen, da vor und nach der Stromschnelle die Radonkonzentration praktisch gleich hoch bzw. gering ist. 4.3 Bielersee: Tiefenprofil und Untersuchung von Pockmark-Strukturen In der Hauptanwendung wurde die Eignung des Edelgas-Isotops Radon-222 ( 222 Rn) zur qualitativen Beschreibung von Grundwassereinträgen in den Bielersee untersucht. Dabei wurden zwei Thesen untersucht, welche jeweils auf einer Arbeit eines anderen Autors beruhen. Als Grundlage für die Untersuchung der ersten Hypothese diente eine Arbeit aus dem Jahr 1975 von Prof. Dr. Peter Santschi mit dem Titel Chemical processes in Lake Biel, Switzerland. Im geschichteten Bielersee konnte er bei Untersuchungen, bei denen er aus verschiedenen Tiefen Wasserproben entnahm, in einer bestimmten Tiefe (39m) einen ausgeprägten Radon-222-Peak nachweisen. Da an dieser Stelle das Radon nicht im radioaktiven Gleichgewicht mit Radium-226 stand, konnte anhand der erhöhten Radonwerte eine wegen der Temperaturschichtung horizontal verlaufende Strömung nachgewiesen werden, welche innerhalb von wenigen Tagen 222 Rn-reiches Wasser herantransportiert (Santschi 1975). Die erste These stützt sich auf die beschriebenen Untersuchungen und sollte durch Messungen mittels der empfindlicheren Methode untersucht werden. These 1: Aufgrund der Temperaturschichtung im See in den Sommermonaten können horizontal verlaufende, radonreiche Strömungen nachgewiesen werden. Daraus resultiert, je nach Tiefe, eine unterschiedliche Radonkonzentration. 41

45 Abbildung 6: Einteilung der Wasserschichten von Seen anhand des Temperaturprofils In den Sommermonaten nimmt die oberste Wassersicht (Epilimnion) eines Sees viel Sonnenenergie auf, wodurch die Temperatur erhöht wird und damit die Dichte abnimmt. Die Energie in Form von Wärme wird dabei nicht bis auf den Grund des Sees transportiert, sondern nur bis zu einer bestimmten Tiefe. In dieser Übergangs- oder Sprungschicht nimmt die Temperatur dann stark ab (Metalimnion). Im Hypolimnion befindet sich das dichteste Wasser mit einer Temperatur von ca. 4 C. In diesem Fall spricht man von einem geschichteten See beziehungsweise Sommerstagnation. In horizontaler Richtung verlaufen Mischungsprozesse recht schnell, weshalb im Allgemeinen Seen als horizontal homogen betrachtet werden können. Bei der vertikalen Mischung muss Arbeit gegen die Schwerkraft geleistet werden. Daher laufen diese sogenannten diapyknischen Mischungsprozesse langsamer ab (Lorenz et al. 2015). Falls aus den Pockmarks also wirklich radonreiches Wasser aufstösst, würde dies eher einer horizontalen Mischung unterliegen und sich demnach im Hypolimnion verteilen. Durch einen Zeitungsartikel in der Neuen Zürcher Zeitung wurde die Anwendung um einen zweiten Untersuchungsgegenstand und eine zweite These erweitert. Im Artikel geht es um die Entdeckung von kraterartigen Vertiefungen am Boden des Neuenburgersees. Geologen der ETH Zürich sind bei Sediment-Untersuchungen auf dem See überraschend auf vier grosse Krater, sogenannte Pockmarks, gestossen. Die Forscher konnten anhand von Temperatur- und Isotopenmessungen zeigen, dass es sich dabei um Wasserquellen, aus denen Sickerwasser aus dem Jura in den See aufstösst, handelt (Jacobs 2015). Die ETH Zürich schreibt auf ihrer Internetseite: Die meisten (Pockmarks) befinden sich in der Verlängerung von bekannten tektonischen Bruchzonen. Für die Erdwissenschaftler ist es deshalb am wahrscheinlichsten, dass die Krater mit den Karstsystemen des angrenzenden Juras zusammenhängen. Wasser, das dort versickert, fliesst im Untergrund unter den Seegrund des Neuenburgersees und sucht sich den Weg des geringsten Widerstands an die Oberfläche. Dabei durchstösst das Wasser die meterdicken Sedimentschichten, die in Jahrtausenden auf dem Seeboden abgelagert wurden. (Rüegg 2015). 42

46 Auf dem Grund des Bielersees hat man ebenfalls kraterähnliche Strukturen entdeckt, welche den Pockmarks des Neuenburgersees sehr ähnlich sind. Deshalb entschied man sich, die Messungen, wie ursprünglich geplant, auf dem Bielersee durchzuführen. Aus den vorerwähnten Informationen lässt sich die zweite These formulieren: These 2: Da aus den Pockmarks radonreiches Sickerwasser aus dem Jura (vgl. Kapitel 2.3) aufstösst, können in grösseren Tiefen (v.a. im Hypolimnion) über den Kratern erhöhte Radonwerte gemessen werden. Gegen oben hin nimmt die Konzentration aufgrund der Strömung und Verdünnung kontinuierlich ab. Abbildung 7: An den Pockmarks stösst Wasser aus dem Jura, welches durch das Karstsystem fliesst, in den See auf. Links: Grösster Krater, der im Neuenburgersee entdeckt wurde (Durchmesser: 160m). Rechts: Der Krater im Längsschnitt Vorgehen Die Messungen auf dem See wurden in Zusammenarbeit mit der Eawag realisiert. Frau Dubois, Herr Zwyssig und Herr Lück stellten ihre Expertise sowie das professionelle Equipment und ein gut ausgerüstetes Boot zur Verfügung. Insgesamt wurde an drei Stellen ein Tiefenprofil erstellt. Mit einer CTD-Sonde (engl. Conductivity, Temperature, Depth, Leitfähigkeit, Temperatur, Tiefe ) hat man zunächst Temperatur, ph-wert und Trübung gemessen, damit man über die Temperaturschichtung und die allgemeinen Bedingungen im See Bescheid wusste. Mit einer Niskinflasche wurden danach die Wasserproben entnommen und im Labor vorbereitet. Zwei Profile wurden über Pockmarks (mit GPS lokalisiert) erstellt und ein weiteres an einer unabhängigen Stelle. Des Weiteren wurde an jeder Stelle zusätzlich eine Radium-226-Probe entnommen, um zu sehen, ob Radon und Radium im Gleichgewicht sind oder ob das Radon durch eine Strömung in den See gelangt. Abbildung 8: Mit einer CTD-Sonde wurde vor jeder Probenahme ein Temperaturprofil erstellt. 43

47 Abbildung 9: Pockmark-ähnliche Strukturen auf dem Grund des Bielersees. Die Messungen erfolgten über den zwei grössten Kratern: Pockmark 2 und Pockmark 6. Das dritte Profil wurde in der Seemitte, auf Höhe Tüscherz erstellt. Stelle Koordinaten Tiefe Pockmark / m Pockmark / m Stelle 3 (unabhängig) / m An Stelle 1 (Pockmark 2) wurden 7 Proben, an Stelle 2 (Pockmark 6) 6 Proben und an Stelle 3 drei Proben entnommen. Jeweils eine Probe wurde oberhalb der Sprungschicht, also im Epilimnion, eine Probe auf Höhe der Sprungschicht (ca. 24m; mit CTD-Sonde bestimmt) und die restlichen Proben wurden in unterschiedlichen Tiefen im Hypolimnion entnommen, um zu sehen, wie sich das Radon verteilt. Da wir im Hypolimnion aufgrund des fehlenden Austauschs mit dem Epilimnion und dem erhöhten Einfluss von Grundwassereintritten höhere Radon-Werte erwartet haben, wurden dort mehr Proben entnommen als im Epilimnion. 44

48 4.3.2 Resultate und Diskussion Die Messergebnisse fielen folgendermassen aus: Probenummer Anzahl counts [cpm] Konzentration im Wasser [Bq/l] MA048 Pockmark 6 (5m) MA049 Pockmark 6 (24m) MA050 Pockmark 6 (34m) MA051 Pockmark 6 (44m) MA052 Pockmark 6 (49m) MA053 Pockmark 6 (52m) MA054 Pockmark 6 (54m) MA055 Pockmark 2 (5m) MA056 Pockmark 2 (24m) MA057 Pockmark 2 (35m) MA058 Pockmark 2 (41m) MA059 Pockmark 2 (44m) MA060 Pockmark 2 (46m) MA061 Vergleichsstelle (25m) MA062 Vergleichsstelle (50m) MA063 Vergleichsstelle (74m) (In Klammern ist jeweils die Tiefe der Probenahme angegeben) Wie erwartet, wurden im See relativ geringe, aber noch messbare (vom Grundrauschen unterscheidbare) Konzentrationen gemessen. Über den Pockmark-Strukturen wurde nicht mehr Radon gemessen, als an der unabhängigen Stelle, weshalb ausgeschlossen werden kann, dass durch die Pockmarks radonreiches Wasser (aus dem Jura) innerhalb von wenigen Tagen in den See gelangt. Somit konnte die "Sickerwasser aus dem Jura"-These (vgl. Reusch et al.) im Rahmen dieser Kampagne nicht verifiziert werden. Möglicherweise wurde über den Pockmarks keine Radon-Anomalie gemessen, da die Krater im Bielersee nur einen Durchmesser von ca. 20m besitzen und es somit schwierig war, das Boot in Position zu halten. Die Position wurde stets mittels GPS überwacht, dennoch konnte nicht verhindert werden, dass das Boot um einige Meter abtreibt. Eine weitere mögliche Erklärung für die geringen Konzentrationen stellt eine gewisse Inhomogenität im Wasserkörper (horizontal und vertikal) dar, die auch im Sommer besteht. Nicht überall mischt sich das Wasser gleich gut, da auch lokale Faktoren wie Wind oder Flusseintritte die Strömungsrichtung und die Wasserzusammensetzung beeinflussen. So kann es sein, dass zwar Radon aus den Pockmarks austritt, dieses durch eine Strömung aber weggetragen wird und wir an einer radonarmen Stelle die Proben entnommen haben (Czerner 2013). Bei Pockmark 6 zeigen die drei untersten Proben etwas erhöhte Radonwerte, was für die Thesen spricht und sehr gut mit den Profilen in Abbildung 10 übereinstimmt. Ergänzend zur eigenen Auswertung der Messergebnisse wurden drei Experten befragt. Statement von Dr. Prof. Peter Santschi, Professor für Ozeanographie an der Texas A&M University: 45

49 Ich bin sehr beeindruckt von den Resultaten der Messkampagne. [ ] Die Resultate sind typisch für den Bielersee, und auch andere Seen, sowohl in Konzentrationen wie im Profil. Sie zeigen, dass Radon aus den Sedimenten strömt. Ich lege hier noch eine Studie bei, die ähnliche Profile zeigen, wenn man berücksichtigt, dass 1 Bq (disintegrations per second) gleich 60 dpm (disintegrations per minute) ist. Abbildung 10: Profile einer anderen Studie, die eine gute Übereinstimmung mit unseren Ergebnissen zeigen. Statement von Flavio Anselmetti, Professor für Geologie an der Universität Bern: Die durch Dario Widmer ausgeführten Radon-222 Messungen im Bielersee haben versucht zu zeigen, ob oberhalb der durch die Bathymetriemessungen im Jahre 2015 entdeckten Pockmarks 'kurzlebiges' radonhaltiges Wasser aufsteigt. Dies ist eine äusserst spannende Frage, da die Entstehung dieser Pockmarks (=kreisförmige Trichter oder Senken im Seeboden von einigen Metern Durchmesser) nicht geklärt ist. Erfahrungsgemäss entstehen solche Strukturen, wenn Fluide des Untergrundes aus dem Meeres- oder Seeboden aufsteigen. Solche Gas- und Wasseraustritte können jeweils auch Sedimentpartikel mobilisieren und aus dem Trichter heraustransportieren. Beim Bielersee liegt der Verdacht nahe, dass diese Pockmarks von austretendem Grundwasser gespiesen werden, welches im hydrostatisch höhergelegenen Juragebirge durch Niederschläge in den Untergrund eindringt. Diese Wässer würden dann via ein Karstsystem in den leicht lösbaren Kalksteinen des Mesozoikums von den Jurahöhen in den Seeuntergrund gespiesen werden, weil sich unter dem See diese Kalkschichten fortsetzen (Siehe Profile Schori, Abb. 11). Ein ähnlicher Prozess wurde im Neuenburgersee postuliert, wo noch wesentlich grössere Pockmarks auftreten (Reusch et al., 2015). Abbildung 11: Geologische Grundlagen der Karst-Fliesswege: Das Sickerwasser fliesst sehr wahrscheinlich entlang dieser Grabenbrüche im Karstsystem des Juras und stösst dann in den Bielersee. Bei diesem unterirdischen Transport reichert sich Radon aus dem Gestein im Wasser an. 46

50 Die Messungen am Bielersee Tiefenwasser direkt über den Pockmarks konnten nun keine Radon-222 Anomalien aufzeigen, da die Messwerte nicht höher als bei Vergleichsmessungen über flachem Untergrund liegen. Deshalb konnte Dario Widmer keine positive Evidenz erbringen, um die Genese dieser Pockmarks zu erklären. Allerdings ist diese Aussage natürlich nur für den Moment der Messung gültig. Es ist u.a. von den Pockmarks im Neuenburgersee und anderen Gewässern bekannt, dass diese nur episodisch aktiv sein können. So kann es gut sein, dass die Bielersee Pockmarks lediglich bei erhöhtem hydraulischem Druck aktiv sein könnten, also zum Beispiel nach Starkniederschlagsereignissen, wenn der Karstaquifer maximal gefüllt ist. Die Ergebnisse können also die Frage nicht eindeutig beantworten, was die Qualität dieser Studie in keinem Fall mindert. Weitere ähnliche Messungen oder gar eine permanente Instrumentierung dieser Pockmarks könnten weitere Hinweise liefern. Die von Dario Widmer gemachten Messungen sind der Anfang und sozusagen das Pilotprojekt, für mögliche weitergehende Untersuchungen im Bielersee. In diesem Sommer war es zweifellos so, dass die Grundwasserleiter (Aquifers) während längerer Zeit nicht sehr gut gefüllt, geschweige denn gesättigt waren. Auch gab es selten während Gewittern längere Starkniederschläge über den Jurahöhen. Es ist somit nicht ausgeschlossen, dass als Folge des relativ trockenen Sommers keine erhöhten Radonkonzentrationen über den Pockmarks festgestellt werden konnten und dass die Situation zum Beispiel im nassen Sommer 2014 völlig anders ausgesehen hätte. Matthias Brennwald von der Eawag hat eine ergänzende Erklärung für die geringen Konzentrationen: Wir haben an der ETH vor einigen Monaten Schlammproben direkt aus den Pockmarks am Neuenburgersee auf atmosphärische Edelgase (He, Ne, Ar, Kr, Xe) analysiert. Dort wurde ja auch vermutet, dass es sich um Grundwasseraustritte handelt. Die Edelgaskonzentrationen in typischen Grundwässern unterscheiden sich systematisch von den Konzentrationen in offenen Gewässern. Die Edelgaskonzentrationen in den untersuchten Pockmarks zeigten im Vergleich zu Hintergrundmessungen im See aber keine Unterschiede. Wenn dort also tatsächlich echtes Grundwasser austritt, dann nur in sehr geringem Masse. Ich vermute aber, das Porenwasser in den Pockmarks ist einfach Seewasser, und es tritt (fast) kein Grundwasser aus. Das könnte im Bielersee ähnlich sein, was zu euren Rn-Messungen im See passen würde. Man muss allerdings auch bedenken, dass ein punktueller Rn-Eintrag in den See durch die horizontale Mischung im See schnell und stark verdünnt wird. Die Radium-226-Proben konnten noch nicht ausgewertet werden, da das Messgerät (Alphaspektroskopie) am BAG momentan ausser Betrieb ist. Dies wird jedoch noch nachgeholt. 4.4 Ausblick Da die Zeit für das Projekt beschränkt war, konnten nicht alle Schritte wie geplant durchgeführt werden. Aus diesem Grund werden in diesem Kapitel weitere mögliche Ansätze vorgestellt. 1. Es wäre interessant, das Verhalten der Radonkonzentration in der Aare bei Hochwasser zu beobachten. Möglicherweise wird bei Hochwasser mehr Radon aus den Böden ausgeschwemmt. Diese Vermutung wird durch eine NaI-Sonde in der Aare, welche vom BAG überwacht wird, untermauert. Diese zeigt nämlich bei Hochwasser einen signifikanten Peak an. Herr Steinmann vermutet, dass sich das Radon ähnlich verhält wie das Natriumiodid. 47

51 2. Ein weiterer potentieller Untersuchungsgegenstand stellen die Konzentrationsunterschiede in der Aare zwischen Sommer und Winter dar. Es könnte untersucht werden, ob man einen Unterschied feststellt zwischen dem kalten Wasser im Winter und dem warmen Wasser im Sommer, da in kaltem Wasser grundsätzlich mehr Gas gelöst werden kann (vgl. Oswald- Koeffizient, Kapitel 8.5). Möglicherweise würde man also im Winter höhere Radonkonzentrationen messen, als bei den Längsprofil-Messungen der Aare im Juli. 3. Wie Herr Anselmetti in seinem Statement bereits andeutet, müsste man weitere Messungen im Bielersee und über den Pockmarks durchführen, um eine stichhaltige Aussage bezüglich eines möglichen Grundwassereintritts aus den Pockmarks machen zu können. Es wäre spannend, die Messungen nach einem starken Niederschlag, wenn die Grundwasserleiter (Aquifers) aufgefüllt sind, zu wiederholen. 4. Mit der Methodenentwicklung wurde nur ein kleines Puzzleteil im komplexen Bereich der Analytik gelegt. Man könnte die Methode selbstverständlich noch weiterentwickeln und andere Punkte verbessern, um eine optimale Empfindlichkeit zu erreichen. 48

52 5. Zusammenfassung In Zusammenarbeit mit dem Bundesamt für Gesundheit (BAG) wurde die bestehende Methode für die Messung von Radon-222 im Wasser verfeinert. Hauptziel dieser Methodenentwicklung war, die Methode empfindlicher zu machen, d.h. es wurde versucht, die Nachweisgrenze herunterzusetzen. Grundsätzlich ist in der Analytik die Nachweisgrenze abhängig vom Probevolumen. Um die Nachweisgrenze zu senken, entschied man sich deshalb dafür, die Methode so umzufunktionieren, dass man ein grösseres Wasservolumen hat, wodurch mehr vom Analyten erfasst wird. Bei der bislang am BAG verwendeten Methode, die auf Flüssigszintillation basiert, wurden Proben von 10ml entnommen und mit 10ml Szintillator, in den das Radon übergeht, gemischt. Mit dieser Methode wurde eine Nachweisgrenze von 2 Bq/l erreicht. Es ist uns gelungen, die Nachweisgrenze auf < 0.1 Bq/l zu senken, indem das Wasser- (480ml) sowie das Szintillatorvolumen (20ml) erhöht wurde. Dazu wurden im Analytiklabor diverse Punkte optimiert und an das Labor angepasst sowie Versuche, welche die Qualität der Messungen zeigen, durchgeführt. Für die neue Methode wurden zudem eine Kalibrierkurve sowie ein Kalkulationsprogramm im Excel erstellt. Mit der empfindlicheren Methode wurde die Grundlage für die anschliessenden Anwendungen geschaffen. Bei drei Feldkampagnen wurde Radon in Oberflächengewässern gemessen. Da Radon als Edelgas die wässrige Phase verlässt, sobald es mit Luft in Kontakt kommt, sind die Konzentrationen in Oberflächengewässern verhältnismässig sehr gering, weshalb eine empfindliche Methode unerlässlich war. Bei der ersten Anwendung stand im Vordergrund, die neue Methode auf Feldtauglichkeit zu prüfen und, wo angezeigt, zu verbessern. Bei Routinemessungen hat das AWA Bern erhöhte Urankonzentrationen im Lyssbach festgestellt, da durch Zuflussrohre aus den umliegenden Feldern Uran, gelöst im Wasser, in den Bach fliesst. Da Radon ein Folgeprodukt von Uran darstellt, wurde getestet, ob auch die Radonkonzentration im Wasser über dem Normalwert liegt und ob durch die Drainagen radonreiches Wasser in den Bach fliesst. Es konnte gezeigt werden, dass die Radonkonzentration im Lyssbach um einiges höher ist als in anderen Oberflächengewässern, was die zuvor aufgestellten Thesen bestätigt. Als nächstes wurde die Methode bei Messungen auf der Aare auf ihre Empfindlichkeit getestet. Es wurde, wie erwartet, sehr wenig Radon gemessen. Da jedoch einige counts mehr als bei den Nullproben gemessen wurden, ist das Radon im Fluss noch nachweisbar. Das Ziel der erhöhten Empfindlichkeit wurde demnach erreicht und an realen Proben gezeigt. In der Hauptanwendung wurde ein Tiefenprofil der Radonkonzentration im temperaturgeschichteten Bielersee erstellt. Dabei wurde untersucht, welchen Einfluss radonreiche Strömungen oder Grundwassereintritte aus kraterähnlichen Strukturen am Grund des Sees (Pockmarks) auf die Radonkonzentration haben. Auch bei dieser Anwendung wurden sehr geringe Konzentrationen gemessen, welche eine eindeutige Verifizierung bzw. Falsifizierung der Thesen nicht ermöglichen. Es lassen sich jedoch mehrere mögliche Erklärungen für die geringen Konzentrationen finden. Einerseits ist es denkbar, dass die Grundwasseraquifers aufgrund von mangelnden Niederschlagereignissen nicht gefüllt waren, andererseits ist es möglich, dass ein punktueller Radon-Eintrag in den See durch die horizontale Mischung schnell und stark verdünnt wird. 49

53 6. Fazit, Nachwort Mich hat das Projekt Maturaarbeit sowohl auf schulischer als auch auf persönlicher Ebene weitergebracht. Ich musste über einen langen Zeitraum ein Projekt eigenständig planen, hatte mit vielen Experten zu tun und konnte einen wertvollen Einblick in die Welt der Forschung erhalten. Auch habe ich mir viel neues Wissen aus diversen Bereichen wie Physik, Mathematik und auch Geologie angeeignet. Insgesamt bin ich zufrieden mit dem Produkt, da die meisten im Vorfeld gesteckten Ziele auch erreicht wurden. Zudem bin ich froh über die wertvollen Erfahrungen, die ich dank Herrn Steinmann und dem BAG sammeln konnte. Ich bin dankbar, dass ich von zahlreichen Institutionen (BAG, Eawag, EPFL) tatkräftig unterstützt wurde. Einen besonderen Dank möchte ich an dieser Stelle nochmals an Philipp Steinmann vom BAG und meinen Betreuer Peter Looser für die angenehme Zusammenarbeit richten. 50

54 7. Quellenverzeichnis 7.1 Literaturverzeichnis Baggenstos, M., Zeller, W. (1999): Radioaktivität und Strahlenschutz (Broschüre, Bundesamt für Gesundheit). Bern (1999) Bundesamt für Gesundheit (2000): Radonhandbuch Schweiz. Abteilung Strahlenschutz, Bundesamt für Gesundheit (BAG) (Hrsg.). Bern (2000) Bundesamt für Gesundheit (2005) Bundesamt für Gesundheit (2008): Das Radonrisiko in der Schweiz - Faktenblatt. Bundesamt für Gesundheit (BAG) (Hrsg.). Bern (2005) Radon - Informationen zu einem strahlenden Thema. Bundesamt für Gesundheit (BAG) (Hrsg.). Bern (2008) Bundesamt für Gesundheit (2012): Radon - Messung und Bewertung. Gemeinsame Veröffentlichung von Radon-Fachstellen aus Österreich, Schweiz, Süddeutschland, Südtirol. Bern (2012) Der Bund (2015): Grolander, S. (2009): Haug, T. (2015): Hirner et al. (2000): Jacobs, A. (2015): Kopka, B (2014): Lee, R., Hollyday, E. (1987): Looser, P. (2014): Uran im Lyssbach - Ungewöhnlich, aber nicht gefährlich. Der Bund (Print), Bern (2015) Radon as a groundwater tracer in Forsmark and Laxemar. Swedish Nuclear Fuel and Waste Management Co. (Hrsg.). Stockholm (2009) ISO Standards - Bestimmung der Aktivität von Betastrahlern mittels LSC (Grundnorm-Entwurf ISO/CD 19361). Isotope Laboratory of the University of Tübingen. Tübingen (2015) Umweltgeochemie: Herkunft, Mobilität und Analyse von Schadstoffen in der Pedosphäre. Springer-Verlag (Hrsg.). Essen (2000) Geologischer Fund - Krater im Neuenburgersee entdeckt. Neue Zürcher Zeitung NZZ, Zürich (2015) Radioaktivitätsmessung mit flüssigen Szintillatoren. Labor für Radioisotope (Georg-August-Universität Göttingen). Göttingen (2014) Radon Measurement in Streams to Determine Location and Magnitude of Ground Water Seepage. Lewis Publishers (Hrsg.) Radioaktivität, Teil II. Methoden zum Nachweis ionisierender (radioaktiver) Strahlung. Chemie SPF (Gymnasium Biel Seeland). Biel (2014) 51

55 Lorenz et al. (2011): F50/51 Limnophysik, Version März PerkinElmer (2012): Reusch et al. (2015): High Efficiency Mineral Oil Scintillator. Sicherheitsdatenblatt gemäss 1907/2006/EG, Artikel 31. Hessen (2012) Giant lacustrine pockmarks with subaqueous groundwater discharge and subsurface sediment mobilization; Geophysical Research Letters, 42, (April 2015) Santschi, P. (1975): Chemical processes in Lake Biel, Switzerland. Ph.D. Dissertation in Chemistry. Dept. of Chemistry, University of Berne, Switzerland. Bern (1975) SARAD GmbH (2007): Schmidt, F. (2013): Schubert et al. (2014): Schudel et al. (2002): Spieler, S., Kraus, B. (2010): Steinmann, P. (2015): Stöckli, R. (1993): Bestimmung der Radonkonzentration in Wasserproben (Applikationsschrift). Version Juni Dresden (2007) Schwermetalle im Lyssbach - Herkunft und Bedeutung (Bachelorarbeit). Eidgenössische Technische Hochschule Zürich, Departement Erdwissenschaften. Zürich (2013) Sample volume optimization for radon-in-water detection by liquid scintillation counting. Journal of Environmental Radioactivity, 134, (2014) Einsatz künstlicher Tracer in der Hydrogeologie. Bundesamt für Wasser und Geologie (BWG) (Hrsg.). Bern (2002) Szintillation: Fortgeschrittenen-Praktikum I. Fakultät für Mathematik und Physik (Albert-Ludwigs-Universität Freiburg). Freiburg (2010) Mündliche Auskunft Eine kurze Geschichte über die Radioaktivität (Maturaarbeit). Kantonsschule Sursee (1993) von Philipsborn, H. (2013): Radon, Vorfahren und Nachkommen - Ihre Entdeckungsgeschichte. Schriftreihe des Bergbau- und Industriemuseums Ostbayern (Hrsg.), Band Kümmersbrück (2013) Wilkening, M. (1990): Radon in the Environment. Studies in Environmental Science 40. Elsevier (Hrsg.). New York (1990) 7.2 Onlinequellen Analytik ETHZ (2012): Zerfallsgleichgewicht, Zugriff am unter (Verweis im Lauftext: Analytik ETHZ 2012) 52

56 chemie.de (2015): Zugriff am unter (Verweis im Lauftext: chmie.de 2015) Czerner, B. (2013): Probenahme von Abwasser und aus Oberflächengewässern, Zugriff am unter (Verweis im Lauftext: Czerner 2013) Uni Bonn (2014): Geologie der Alpen, Zugriff am unter (Verweis im Lauftext: Uni Bonn 2014) Internetchemie (2015): Radon-Isotope, Zugriff am unter (Verweis im Lauftext: Internetchemie 2015) Rüegg, P. (2015): Pockennarben auf dem Seegrund (ETH-News), Zugriff am unter (Verweis im Lauftext: Rüegg 2015) Wikipedia (2013): Säkulares Gleichgewicht, Zugriff am unter (Verweis im Lauftext: Wikipedia, Gleichgewicht 2013) Wikipedia (2014): Radon, Zugriff am unter (Verweis im Lauftext: Wikipedia, Radon 2014) Wikipedia (2014): Tracer (Hydrologie), Zugriff am unter (Verweis im Lauftext: Wikipedia, Tracer 2014) Wikipedia (2015): Zerfallskonstante (Aktivität), Zugriff am unter (Verweis im Lauftext: Wikipedia, Aktivität 2015) Wikipedia (2015): Zerfallsreihe, Zugriff am unter (Verweis im Lauftext: Wikipedia, Zerfallsreihe 2015) 7.3 Abbildungsverzeichnis Titelblatt Abbildung 0: Titelblatt Mint Magazin: Kostbares Nass ( Zugriff am ) Kapitel 2 Abbildung 1: Zerfallsgesetz Johannes Schneider (2015): Illustration der Halbwertszeit, Wikipedia ( Zugriff am ) 53

57 Abbildung 2: Uran-Zerfallsreihe Abbildung 3: Gleichgewicht Abbildung 4: Radonrisiko Abbildung 5: Strahlenbelastung Abbildung 6: Radon-Freisetzung Abbildung 7: LSC-Analyzer Abbildung 8: Szintillationszähler Steinmann, P., Estier, S. (2014): Radium-226 in Wasserproben aus der ehemaligen Deponie Lischenweg Biel/Bienne, Bundesamt für Gesundheit (BAG) Benutzer: Euphoriceyes (2011): Transientes Gleichgewicht ( ht, Zugriff am ) Radon - Informationen zu einem strahlendem Thema. Bundesamt für Gesundheit (BAG) (Hrsg.). Bern (2008), Seite 15 Radon - Informationen zu einem strahlendem Thema. Bundesamt für Gesundheit (BAG) (Hrsg.). Bern (2008), Seite 10 Christian Böhm: Radon im Wasser - Überblick für den Kanton Graubünden. Chur (2002), Seite 54 eigenes Foto B. Kopka (2014): Radioaktivitätsmessung mit flüssigen Szintillatoren, Labor für Radioisotope der Georg-August- Universität Göttingen. Göttingen (2014), Seite 2 Abbildung 9: Photomultiplier John Greenfield: Detectors (UC Davis ChemWiki) ( ntal_analysis/spectrometer/detectors/detectors, Zugriff am ) Abbildung 10: Spektrum Abbildung 11: Flüssigszintillation Schubert et al. (2014): Sample volume optimization for radon-in-water detection by liquid scintillation counting. Journal of Environmental Radioactivity, 134 (2014), Seite 110 selbst erstelltes Schema Kapitel 3 Abbildung 1: Grundidee Abbildung 2: Verteilungs-GG Abbildung 3: GG- Einstellung (10/10) Abbildung 4: GG-Einstellung (500) eigenes Foto selbst erstelltes Schema ChemieLV: Gleichgewichts- und Nichtgleichgewichtsreaktion ( F868A32EC9F D?fachpar=chemielv&topic=che mische_gleichgewichte&subtopic=gleichgewicht_und_nichtgl eichgewicht&typ=skript, Zugriff am ). (Die Grafik wurde bearbeitet) ChemieLV: Gleichgewichts- und Nichtgleichgewichtsreaktion ( 54

58 784389F868A32EC9F D?fachpar=chemielv&topic=che mische_gleichgewichte&subtopic=gleichgewicht_und_nichtgl eichgewicht&typ=skript, Zugriff am ). (Die Grafik wurde bearbeitet) Abbildung 5: Zunahme counts/v. Abbildung 6: Szintillator Abbildung 7: Probenahme Abbildung 8: Pipettieren Abbildung 9: Ausrüstung Abbildung 10: Erstversuche Abbildung 11: Schüttelzeit Abbildung 12: Optimierung Abbildung 13: Zerfallsgleichgewicht Abbildung 14: Simulation Abbildung 15: Rn-Identifikation Abbildung 16: Protokoll Abbildung 17: Kalibrierkurve Abbildung 18: Reproduzierbarkeit Abbildung 19: Vergleichsmessungen Sample volume optimization for radon-in-water detection by liquid scintillation counting. Journal of Environmental Radioactivity, 134 (2014), Seite 112 eigenes Foto eigenes Foto eigenes Foto eigenes Foto eigenes Foto eigenes Foto selbst erstellte Grafik selbst erstellte Grafik selbst erstellte Grafik selbst erstellte Grafik eigenes Foto selbst erstellte Grafik selbst erstellte Grafik eigenes Foto, SARAD GmbH (2007): Bestimmung der Radonkonzentration in Wasserproben (Applikationsschrift). Version Juni Dresden (2007), Seite 2 Kapitel 4 Abbildung 1: Lyssbach Karte des Lyssbachs (Massstab 1:5000) ( om=10&topic=ech&lang=de&bglayer=ch.swisstopo.swissima ge, Zugriff am ) Abbildung 2: Vorgehen eigenes Foto Abbildung 3: Ergebnisse Karte des Lyssbachs (Massstab 1:5000) ( om=10&topic=ech&lang=de&bglayer=ch.swisstopo.swissima ge, Zugriff am ) 55

59 Abbildung 4: Vorgehen Aare Abbildung 5: Probenahmestellen eigenes Foto Karte der Aare ( om=10&topic=ech&lang=de&bglayer=ch.swisstopo.swissima ge, Zugriff am ) Abbildung 6: Wasserschichten Lorenz et al. (2011): F50/51 Limnophysik, Version März 2011, Seite 12. ( Zugriff am ) Abbildung 7: Pockmarks Abbildung 8: Vorgehen Abbildung 9: Pockmarks 2 Abbildung 10: Studie Abbildung 11: Grabenbrüche Pockennarben auf dem Seegrund ( Zugriff am ) eigenes Foto Grafiken wurden von Herrn Anselmetti (Universität Bern) zur Verfügung gestellt. Trösch, J. (2015): Schichtungs- und Strömungsprobleme in Seen: Teilprogramm eines nationalen Forschungsprogrammes. Zürich (2015), Seite 779 Schori, M. (2014): Combined structural field investigations and remote sensing analysis of the Combe Grède area (Chasseral, Central Jura). Bern (2014), Seite Tabellenverzeichnis Messergebnisse Erstversuche Seite 24 Messergebnisse Schüttelzeit Seite 26 Messergebnisse Kalibrierkurve Seite 31 Messergebnisse Reproduzierbarkeit Seite 33 Messergebnisse Vergleichsmessungen Seite 35 Resultate Lyssbach Seite 37 Resultate Aare Seite 40 Übersicht Probenahmestellen Bielersee Seite 44 Resultate Bielersee Seite 45 56

60 8. Anhang 8.1 Glossar Aerosole: Aktivität: Alphastrahlung: Becquerel: Betateilchen: Dosis: Edelgas: Fluoreszenz: Gray: Halbwertszeit (HWZ): Ionisierende Strahlung: kinetische Energie: Feine, verteilte Staubteilchen oder Nebeltröpfchen, die in der Luft schweben. Zerfallsrate einer radioaktiven Stoffmenge; Anzahl der Kernzerfälle pro Zeiteinheit. Die SI-Einheit ist das Becquerel (Bq). Das Verhältnis der Aktivität zur Masse der Probe heisst spezifische Aktivität. Die SI- Einheit der spezifischen Aktivität ist demnach Bq/kg. Ionisierende Strahlung, die beim Alphazerfall auftritt. Der zerfallende Atomkern sendet einen Helium-4-Atomkern (α-teilchen) aus. SI-Einheit der Aktivität; mittlere Anzahl der Atomkerne, die pro Sekunde radioaktiv zerfallen. Benannt nach Henri Becquerel, Entdecker der Radioaktivität. Beim Beta-Minus-Zerfall sendet ein Atomkern ein negativ geladenes Beta-Teilchen (ein Elektron) aus. Beim Beta-Plus-Zerfall ist das Beta- Teilchen positiv geladen (Positron). Mass für die Beurteilung des gesundheitlichen Risikos durch ionisierende Strahlung. Gruppe im Periodensystem der Elemente, die sechs Elemente umfasst (He, Ne, Ar, Kr, Xe und Rn). Hauptmerkmal sämtlicher Edelgasatome: vollständig mit Elektronen besetzte oder leere Elektronenschalen (Edelgaskonfiguration). Edelgase gehen nur unter extremen Bedingungen chemische Reaktionen ein. Spontane Emission von Licht kurz nach der Anregung eines Materials. Gibt die durch ionisierende Strahlung verursachte Energiedosis an und beschreibt die pro Masse absorbierte Energie. Zeitspanne, in der die Konzentration eines in einem System vorkommenden Atoms auf die Hälfte abgesunken ist. Man unterscheidet zwischen biologischer Halbwertszeit (Zeitspanne, in der der Organismus die Hälfte eines aufgenommenen Stoffes wieder ausgeschieden hat) und physikalischer Halbwertszeit (Zeitspanne, in welcher sich die Menge und Aktivität eines gegebenen Radionuklids durch den Zerfall halbiert hat). Strahlung, die beim Durchgang durch Materie Ionen erzeugt. Bewegungsenergie, abhängig von Masse und Geschwindigkeit des bewegten Körpers. 57

61 Massenzahl: Anzahl der Nukleonen (schwere Kernbausteine; Protonen und Neutronen) eines Nuklids. Sie gibt damit annähernd die Atommasse in u (atomare Masseneinheiten) an. Sie ist die Summe aus Protonenzahl Z und Neutronenzahl N: A = Z + N Ordnungszahl: Quench: Anzahl der Protonen im Atomkern eines chemischen Elements, deshalb auch Protonenzahl genannt. Optischer Quench: Absorption von vom Szintillator emittierten Photonen in der Lösung. Chemischer Quench: Beim Energietransport vom angeregten Lösungsmittelmolekül zum Photonen erzeugenden Szintillator wird ein Teil der Energie auf nicht fluoreszenzfähige Moleküle übertragen. Statt der gewünschten Photonen entsteht Wärme. Radioaktivität: Radionuklide: Sievert: Szintillator: Eigenschaft instabiler Atomkerne, spontan ionisierende Strahlung auszusenden und sich damit in anderen Kern umzuwandeln. Nuklid (Atomsorte), das instabil und damit radioaktiv ist. Eine Dosis, die in Sievert angegeben ist, berücksichtigt die dem Gewebe übertragene Energie (Gray) und die unterschiedliche biologische Wirkung (Wichtungsfaktor) der Strahlenarten. Körper, dessen Moleküle beim Durchgang von energiereichen Photonen oder geladenen Teilchen durch Stossprozesse angeregt werden und die Anregungsenergie in Form von Licht wieder abgeben. Als Quellen für dieses Glossar dienten Wikipedia sowie die Broschüre Radioaktivität und Strahlenschutz des Bundesamtes für Gesundheit. 58

62 8.2 Tabelle mit Messergebnissen No. LIMS sample name Luft cpm blank 2s% CPMB sample 2s% cpm net 2s% vol of samp. efficie [ml] ncy sampling time measuring time delta t [d] Bq/l (Formel) u95m (Kalibrierkurve) ref Originalreihenfolge Leitungswasserproben Leitungswasser BAG VV : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 27-Feb : Leitungswasser BAG VV : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 27-Feb : Leitungswasser BAG VP : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 27-Feb : Leitungswasser BAG VV : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Mar : Leitungswasser BAG VV : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Mar : Leitungswasser BAG VP : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Mar :53 Lyssbachproben MA001 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA001 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA002 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA002 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA003 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA003 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA004 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA004 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA005 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA005 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA006 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA006 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA007 Lyssbach neu : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA008 Lyssbach neu R : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA009 Lyssbach neu R : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA010 Lyssbach neu R : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Apr :12 MA001 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA001 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA002 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA002 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA003 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA003 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA004 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA004 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA005 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA005 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA006 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA006 Lyssbach alt : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA007 Lyssbach neu : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA008 Lyssbach neu R : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA009 Lyssbach neu R : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA010 Lyssbach neu R : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 14-Apr :22 MA007 Lyssbach neu : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA008 Lyssbach neu R : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA009 Lyssbach neu R : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA010 Lyssbach neu R : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA007 Lyssbach neu : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA008 Lyssbach neu R : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA009 Lyssbach neu R : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA010 Lyssbach neu R : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 59

63 Proben Schüttelzeit MA011 Schüttelzeit kurz (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA012 Schüttelzeit kurz (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA013 Schüttelzeit 1h (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA014 Schüttelzeit 1h (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA011 Schüttelzeit kurz (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA012 Schüttelzeit kurz (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA013 Schüttelzeit 1h (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA014 Schüttelzeit 1h (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA011 Schüttelzeit kurz (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 29-May :46 MA012 Schüttelzeit kurz (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 29-May :46 MA013 Schüttelzeit 1h (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 29-May :46 MA014 Schüttelzeit 1h (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 29-May :46 MA015 Schüttelzeit kurz (250ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA016 Schüttelzeit kurz (250ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA017 Schüttelzeit 1h (250ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA018 Schüttelzeit 1h (250ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA023 blank (250ml) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA015 Schüttelzeit kurz (250ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA016 Schüttelzeit kurz (250ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA017 Schüttelzeit 1h (250ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA018 Schüttelzeit 1h (250ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA023 blank (250ml) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA023 blank (250ml) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 29-May :46 Standards I MA019 blank (0 Bq/l) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA020 St. 1 (0.231 Bq/l) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA021 St. 2 ( Bq/l) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr :42 MA022 St. 3 ( Bq/l) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 15-Apr : MA019 blank (0 Bq/l) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA020 St. 1 (0.231 Bq/l) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA021 St. 2 ( Bq/l) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA022 St. 3 ( Bq/l) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 17-Apr :37 MA019 blank (0 Bq/l) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 29-May :46 Reproduzierbarkeit 2 MA024 Reproduzierbarkeit 2 (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 29-May :46 MA025 Reproduzierbarkeit 2 (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 29-May :46 MA026 Reproduzierbarkeit 2 (500ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 29-May :46 MA027 Reproduzierbarkeit 2 (250ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 29-May :46 MA028 Reproduzierbarkeit 2 (250ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 29-May :46 MA029 Reproduzierbarkeit 2 (250ml) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 29-May :46 60

64 Kalibrierkurve 2 (endgültig) blank MA030 St.1 (0.1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA031 St.2 (0.2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA032 St.3 (0.5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA033 St.4 (1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA034 St.5 (2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA035 St.6 (5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 blank MA036 St.1 (0.5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA037 St.2 (1 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA038 St.3 (2 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA039 St.4 (5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 blank MA030 St.1 (0.1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 28-Jun :28 MA031 St.2 (0.2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 28-Jun :28 MA032 St.3 (0.5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 28-Jun :28 MA033 St.4 (1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 28-Jun :28 MA034 St.5 (2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 28-Jun :28 MA035 St.6 (5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 28-Jun :28 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 28-Jun :28 MA036 St.1 (0.5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 28-Jun :28 MA037 St.2 (1 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 28-Jun :28 MA038 St.3 (2 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 28-Jun :28 MA039 St.4 (5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 28-Jun :28 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 30-Jun :52 MA030 St.1 (0.1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 30-Jun :52 MA031 St.2 (0.2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 30-Jun :52 MA032 St.3 (0.5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 30-Jun :52 MA033 St.4 (1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 30-Jun :52 MA034 St.5 (2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 30-Jun :52 MA035 St.6 (5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 30-Jun :52 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 30-Jun :52 MA036 St.1 (0.5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 30-Jun :52 MA037 St.2 (1 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 30-Jun :52 MA038 St.3 (2 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 30-Jun :52 MA039 St.4 (5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 30-Jun :52 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 01-Jul :59 MA030 St.1 (0.1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 01-Jul :59 MA031 St.2 (0.2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 01-Jul :59 MA032 St.3 (0.5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 01-Jul :59 MA033 St.4 (1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 01-Jul :59 MA034 St.5 (2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 01-Jul :59 MA035 St.6 (5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 01-Jul :59 61

65 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 01-Jul :59 MA036 St.1 (0.5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 01-Jul :59 MA037 St.2 (1 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 01-Jul :59 MA038 St.3 (2 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 01-Jul :59 MA039 St.4 (5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 01-Jul :59 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 02-Jul :04 MA030 St.1 (0.1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 02-Jul :04 MA031 St.2 (0.2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 02-Jul :04 MA032 St.3 (0.5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 02-Jul :04 MA033 St.4 (1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 02-Jul :04 MA034 St.5 (2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 02-Jul :04 MA035 St.6 (5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 02-Jul :04 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 02-Jul :04 MA036 St.1 (0.5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 02-Jul :04 MA037 St.2 (1 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 02-Jul :04 MA038 St.3 (2 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 02-Jul :04 MA039 St.4 (5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 02-Jul :04 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 04-Jul :09 MA030 St.1 (0.1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 04-Jul :09 MA031 St.2 (0.2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 04-Jul :09 MA032 St.3 (0.5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 04-Jul :09 MA033 St.4 (1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 04-Jul :09 MA034 St.5 (2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 04-Jul :09 MA035 St.6 (5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 04-Jul :09 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 04-Jul :09 MA036 St.1 (0.5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 04-Jul :09 MA037 St.2 (1 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 04-Jul :09 MA038 St.3 (2 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 04-Jul :09 MA039 St.4 (5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 04-Jul :09 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Jul :16 MA030 St.1 (0.1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Jul :16 MA031 St.2 (0.2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Jul :16 MA032 St.3 (0.5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Jul :16 MA033 St.4 (1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Jul :16 MA034 St.5 (2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Jul :16 MA035 St.6 (5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Jul :16 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Jul :16 MA036 St.1 (0.5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Jul :16 MA037 St.2 (1 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Jul :16 MA038 St.3 (2 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Jul :16 MA039 St.4 (5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 05-Jul :16 62

66 blank #DIV/0! #DIV/0! Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 06-Jul :22 MA030 St.1 (0.1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 06-Jul :22 MA031 St.2 (0.2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 06-Jul :22 MA032 St.3 (0.5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 06-Jul :22 MA033 St.4 (1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 06-Jul :22 MA034 St.5 (2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 06-Jul :22 MA035 St.6 (5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 06-Jul :22 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 06-Jul :22 MA036 St.1 (0.5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 06-Jul :22 MA037 St.2 (1 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 06-Jul :22 MA038 St.3 (2 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 06-Jul :22 MA039 St.4 (5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 06-Jul :22 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 07-Jul :29 MA030 St.1 (0.1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 07-Jul :29 MA031 St.2 (0.2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 07-Jul :29 MA032 St.3 (0.5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 07-Jul :29 MA033 St.4 (1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 07-Jul :29 MA034 St.5 (2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 07-Jul :29 MA035 St.6 (5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 07-Jul :29 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 07-Jul :29 MA036 St.1 (0.5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 07-Jul :29 MA037 St.2 (1 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 07-Jul :29 MA038 St.3 (2 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 07-Jul :29 MA039 St.4 (5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 07-Jul :29 blank #DIV/0! #DIV/0! Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Jul :34 MA030 St.1 (0.1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Jul :34 MA031 St.2 (0.2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Jul :34 MA032 St.3 (0.5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Jul :34 MA033 St.4 (1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Jul :34 MA034 St.5 (2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Jul :34 MA035 St.6 (5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Jul :34 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Jul :34 MA036 St.1 (0.5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Jul :34 MA037 St.2 (1 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Jul :34 MA038 St.3 (2 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Jul :34 MA039 St.4 (5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 09-Jul :34 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 10-Jul :39 MA030 St.1 (0.1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 10-Jul :39 MA031 St.2 (0.2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 10-Jul :39 MA032 St.3 (0.5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 10-Jul :39 MA033 St.4 (1 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 10-Jul :39 MA034 St.5 (2 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 10-Jul :39 MA035 St.6 (5 Bq/l) 500ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 10-Jul :39 63

67 blank Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 10-Jul :39 MA036 St.1 (0.5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 10-Jul :39 MA037 St.2 (1 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 10-Jul :39 MA038 St.3 (2 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 10-Jul :39 MA039 St.4 (5 Bq/l) 250ml : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 10-Jul :39 Aareprofil (Aare - Saane - Giesse) MA040 Hagneck (Messstation BAFU) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 11-Jun :05 MA041 Niederried (oberhalb von Stausee) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 11-Jun :05 MA042 Niederried (nach Stausee) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 11-Jun :05 MA043 Laupen Saanebrücke : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 11-Jun :05 MA044 Rewag Aare : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 11-Jun :05 MA045 Rewag Saane : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 11-Jun :05 MA046 Rubigen (Belpmoos) Aare : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 11-Jun :05 MA047 Rubigen (Belpmoos) Giesse : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 11-Jun :05 MA011 hier als blank (alles Rn-222 weg) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 11-Jun :05 MA013 hier als blank (alles Rn-222 weg) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 11-Jun :05 MA014 hier als blank (alles Rn-222 weg) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 11-Jun :05 MA019 hier als blank (alles Rn-222 weg) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 11-Jun :05 MA040 Hagneck (Messstation BAFU) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 16-Jun :09 MA041 Niederried (oberhhalb von Stausee) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 16-Jun :09 MA042 Niederried (nach Stausee) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 16-Jun :09 MA043 Laupen Saanebrücke : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 16-Jun :09 MA044 Rewag Aare : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 16-Jun :09 MA045 Rewag Saane : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 16-Jun :09 MA046 Rubigen (Belpmoos) Aare : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 16-Jun :09 MA047 Rubigen (Belpmoos) Giesse : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 16-Jun :09 MA011 hier als blank (alles Rn-222 weg) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 16-Jun :09 MA013 hier als blank (alles Rn-222 weg) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 16-Jun :09 MA014 hier als blank (alles Rn-222 weg) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 16-Jun :09 MA019 hier als blank (alles Rn-222 weg) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 16-Jun :09 MA040 Hagneck (Messstation BAFU) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA041 Niederried (oberhhalb von Stausee) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA042 Niederried (nach Stausee) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA043 Laupen Saanebrücke : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA044 Rewag Aare : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA045 Rewag Saane : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA046 Rubigen (Belpmoos) Aare : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA047 Rubigen (Belpmoos) Giesse : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA011 hier als blank (alles Rn-222 weg) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA013 hier als blank (alles Rn-222 weg) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA014 hier als blank (alles Rn-222 weg) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 MA019 hier als blank (alles Rn-222 weg) Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Jun :26 64

68 Tiefenprofil/Pockmarks (Bielersee) MA048 Pockmark 6 (5m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA049 Pockmark 6 (24m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA050 Pockmark 6 (34m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA051 Pockmark 6 (44m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA052 Pockmark 6 (49m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA053 Pockmark 6 (52m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA054 Pockmark 6 (54m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA055 Pockmark 2 (5m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA056 Pockmark 2 (24m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA057 Pockmark 2 (35m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA058 Pockmark 2 (41m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA059 Pockmark 2 (44m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA060 Pockmark 2 (46m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA061 Vergleichsstelle (25m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA062 Vergleichsstelle (50m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA063 Vergleichsstelle (74m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 12-Aug :29 MA048 Pockmark 6 (5m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA049 Pockmark 6 (24m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA050 Pockmark 6 (34m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA051 Pockmark 6 (44m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA052 Pockmark 6 (49m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA053 Pockmark 6 (52m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA054 Pockmark 6 (54m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA055 Pockmark 2 (5m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA056 Pockmark 2 (24m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA057 Pockmark 2 (35m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA058 Pockmark 2 (41m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA059 Pockmark 2 (44m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA060 Pockmark 2 (46m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA061 Vergleichsstelle (25m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA062 Vergleichsstelle (50m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA063 Vergleichsstelle (74m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 13-Aug :29 MA048 Pockmark 6 (5m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Aug :52 MA049 Pockmark 6 (24m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Aug :52 MA050 Pockmark 6 (34m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Aug :52 MA051 Pockmark 6 (44m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Aug :52 MA052 Pockmark 6 (49m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Aug :52 MA053 Pockmark 6 (52m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Aug :52 MA054 Pockmark 6 (54m) : : Protocol # : 1 Name:Rn in Wasser PST 26-Aug :52 65

69 8.3 Excel-Dateien Verteilungsgleichgewicht Methode 480/20 Aktivität [dpm/l] Volumen [l] abs. Aktivität [dpm] % air sc w Methode 10/10 K W/SC K AIR/SC K W/AIR 0.24 C W [Bq/l] 1 Aktivität [dpm/l] Volumen [l] abs. Aktivität [dpm] % air sc w K W/SC K AIR/SC K W/AIR 0.24 C W [Bq/l] 1 Methode 10/10 Aktivität [dpm/l] Volumen [l] abs. Aktivität [dpm] % air sc w K W/SC K AIR/SC K W/AIR 0.24 C W [Bq/l] 1 66

70 Aktivität [Zerfälle/ t] Methodenentwicklung und Messung von Radon-222 in Oberflächengewässern Zerfallsgleichgewicht Zerfallsgleichgewicht 5472 HWZ Rn 5472 min HWZ Po 3.05 min HWZ Pb 26.8 min lambda Rn lambda Po lambda Pb Delta t 1 min Zeit t Rn-222 Atome Rn-222 Zerfälle Po-218 Atome Po-218 Zerfälle Pb-214 Atome Pb-214 Zerfälle Zerfallsgleichgewicht Rn-222 Zerfälle Po-218 Zerfälle Pb-214 Zerfälle t [min.] 67

71 counts per minute counts per minute Methodenentwicklung und Messung von Radon-222 in Oberflächengewässern Kalibrierkurve Kalibrierkurve V [ml] A [Bq/l] nominell A [Bq/l] pro Kolben ml "1ppb" ml "1ppb" verdünnt um Faktor 100 abpipettiert effektive Konz. [Bq/l] MA MA MA MA MA MA MA MA MA MA Kalibrierkurve 500ml Konzentration [Bq/l] y = x R² = fitting points Linear (fitting points) Kalibrierkurve 250ml Konzentration [Bq/l] y = x R² = fitting points Linear (fitting points) Efficiency ml "1ppb" verdünnt um Faktor 100 abpipettiert effektive Konz. [Bq/l] effektiv Konz.pro Kolben Bq im Szintillator (20ml) Bq im Vial cpm(max) cpm efficiency

72 8.4 Berechnungen Kapitel

73 Kapitel 3.3.5, Teil 1 Im Folgenden wird beschrieben, wie die Proben mit genau bekannter Aktivitätskonzentration vorbereitet wurden. Zunächst musste Stoffmenge n (in mol) von einem Nanogramm Radium-226 berechnet werden. Molmasse M ( 226 Ra): 226 g*mol -1 Masse m: 10-9 g Stoffmenge n [mol] = n = Masse m [g] Molmasse M [g mol 1 ] 10 9 g 226 g mol 1 = mol Als nächstes galt es, die Teilchenzahl N zu bestimmen. Die Teilchenzahl beschreibt die absolute Anzahl der Teilchen in einem System. Als Umrechnungsfaktor von Stoffmenge zu Anzahl Teilchen dient die sogenannte Avogadro-Konstante N A. Sie beträgt * Teilchen*mol -1 und ist folgendermassen definiert. N A = Anzahl Teilchen N Stoffmenge n [mol] Somit beträgt die Anzahl Teilchen. N = n N A N = mol mol 1 = Teilchen (Atome) Anhand der Anzahl Radiumatome in einem ml der Lösung lässt sich nun die Aktivität A (in Bq) berechnen. Aktivität A = Zerfallskonstante λ Anzahl Teilchen N Die Zerfallskonstante λ ist von Isotop zu Isotop unterschiedlich, denn sie sagt etwas über die Geschwindigkeit des Zerfalls bzw. die Wahrscheinlichkeit pro Zeiteinheit, dass ein einzelner Atomkern zerfällt, aus (Wikipedia, Aktivität 2015). Diese Wahrscheinlichkeit steht im Zusammenhang mit der Halbwertszeit und ist als Quotient aus dem natürlichen Logarithmus von 2 und der entsprechenden Halbwertszeit definiert. Die Einheit ist die reziproke Sekunde (s -1 ). λ = ln (2) HWZ t 1/2 Die Halbwertszeit von Radium-226 beträgt 1602 Jahre. Die Halbwertszeit muss in Sekunden umgerechnet werden, damit man die Aktivität in Becquerel (Zerfälle pro Sekunde) erhält. Die Aktivität in einem Milliliter der Standardlösung beträgt demzufolge. A = ln (2) s = Bq Die Aktivitätskonzentration C oder spezifische Aktivität lässt sich einfach ermitteln, indem man die Aktivität durch das Volumen dividiert. 70

74 C = C = Bq 1 ml Aktivität A [Bq] Volumen V [ml] = Bq/ml Die Standardlösung wurde im Jahr 2008 (vor 7 Jahren) abgefüllt. In dieser Zeit ist ein wenig Radium zerfallen. N t = N 0 e λ t N 7 = 100% e λ Rn 7 = % Es sind also nur gerade 0.3 % des Radiums zerfallen. Die Aktivitätskonzentration beträgt demnach heute Bq/ml. Kapitel 3.3.5, Teil 2 C Rn [Bq/l] = cpm vial 20 Vsc efficiency V w 60 Man geht von einer bestimmten Anzahl counts (cpm vial ) aus, welche im LSC-vial gemessen wird. Von den 20ml Szintillator werden meist nur etwa 19ml abpipettiert, da gewisse Reste im Messkolben oder in der Pipette zurückbleiben. Indem man die cpm vial auf 20ml zurückrechnet, erhält man die Anzahl counts im Szintillator. Durch die Verteilungskoeffizienten weiss man, dass sich 54.2% der ursprünglichen Aktivität nach Einstellen des Verteilungsgleichgewichtes im Szintillator befinden. 100% entsprechen demnach der ursprünglichen Gesamtaktivität im Wasser bzw. der Anzahl counts, die man messen würde, wenn sich alles Radon im Szintillator lösen würde. Die Gesamtanzahl counts muss schliesslich noch durch die efficiency (Anzahl counts pro Radonatom; bei unserer Methode 3.3, siehe Kapitel 8.3), das Probevolumen und den Faktor 60 (von cpm zu Bq) dividiert werden, um das Ergebnis in Bq/l zu erhalten. Um die Gleichung zu veranschaulichen folgt ein konkretes Rechenbeispiel. Im Protokoll werden cpm angezeigt. Bei der Nullprobe wurden cpm gemessen. Subtrahiert man diese von den cpm vial, so erhält man die Netto-counts, in unserem Fall 87.6 cpm. Diese werden nun in die Gleichung eingesetzt. Dabei wird von einem Volumen des abpipettierten Szintillators von 19ml und 480ml für die Wasserprobe ausgegangen. C Rn [Bq/l] = = 1.8 Bq/l Mit Hilfe des Zerfallsgesetzes kann nun die Konzentration zur Zeit der Probenahme berechnet werden. Zwischen Probenahme und Messung liegen 0.5 Tage. N t = N 0 e λ t N 0 = N t e λ t = N t e λ t N 0 = 1.8 e λ Rn 0.5 = 1.97 Bq/L 71

75 Zum Vergleich wird die Berechnung mit Hilfe der Funktionsgleichung aus der Kalibrierkurve ebenfalls dargestellt. Die Netto-counts (87.6 cpm) werden zunächst mit Hilfe des Zerfallsgesetztes auf den Probenahmezeitpunkt zurückgerechnet. Dies wird auf die gleiche Weise wie oben mit der Konzentration gemacht, weshalb an dieser Stelle nicht nochmals die gesamte Gleichung aufgeführt ist. cpm o = Danach wird die Anzahl Netto-counts in die Gleichung eingesetzt. Es muss dabei aber die Gleichung gewählt werden, bei der die x- und y-achsen-werte vertauscht wurden, da man anhand der counts auf die Konzentration und nicht umgekehrt schliessen will. y = x C [Bq/l] = cpm = 1.98 Bq/l Die Ergebnisse, welche mit der Kalibrierkurvengleichung berechnet werden, stimmen also sehr gut mit den Ergebnissen der unabhängigen Gleichung überein. Somit hat man zwei zuverlässige, gut übereinstimmende Berechnungsarten für die Software unserer Methode. Die Kalibrierkurve der 250ml-Methode ist im Anhang zu finden. Der Korrelationskoeffizient von stellt ebenfalls ein befriedigendes Resultat dar. Die Übereinstimmung zwischen den Ergebnissen aus der Funktionsgleichung und denjenigen, welche mit Hilfe der Formel berechnet wurden, ist weniger gut als bei der 500ml-Methode, jedoch immer noch durchaus zufriedenstellend (vgl. Kapitel 8.3). 72

76 8.5 Informationen zur Ausblas-Methode Bei der für die Vergleichsmessungen (Kapitel 3.3.7) verwendeten Messmethode handelt es sich um eine sogenannte Ausblas - oder Stripping-Methode. Die Bestimmung der Radonkonzentration beruht auf der Ausbildung eines Gleichgewichtes zwischen den Aktivitätskonzentration im Wasser und in der Luft innerhalb eines geschlossenen Kreislaufes. Dieses Gleichgewichtsverhältnis ist dabei nur abhängig von der Temperatur der Probe. Es kann mit Hilfe des Oswald-Koeffizienten beschrieben werden, der besagt, dass die Löslichkeit des Radons im Wasser geringer wird mit zunehmender Temperatur. Folglich wird das Verhältnis bei einer höheren Temperatur zugunsten einer höheren Radonkonzentration in der Luftphase verschoben. Der Oswald-Koeffizient ist folgendermassen definiert: K Oswald = C Rn (Wasser)/C Rn (Luft) (1) Das Probevolumen und das Luftvolumen (je nach Schlauchlänge und -dicke) haben Einfluss auf die Konzentrationen, die innerhalb des geschlossenen Systems resultieren. Je grösser das Volumen des Wassers im Vergleich zum Luftvolumen, desto höher ist die im Luftkreislauf zu erwartende Konzentration. Das Radon im Wasser geht durch Entgasung in die Luft über, welche das Wasser durchströmt. Somit wird die ursprüngliche Gesamtaktivität im Wasser (nach dem Entgasen) aufgeteilt auf die Gleichgewichts-Aktivität im Wasser (A GG Wasser) und diejenige in der Luft (A GG Luft), zwischen denen sich ein dynamisches Gleichgewicht ausbildet. A 0 (Wasser) = A GG (Wasser) + A GG (Luft) (2) Für die Aktivitätskonzentration C, welche abhängig ist vom jeweiligen Volumen, gilt demnach: C A0 (Wasser) * V(Wasser) = C AGG (Wasser) * V(Wasser) + C AGG (Luft) * V(Luft) (3) Nach Einsetzten von Gleichung (1) in Gleichung (3) ergibt sich die Gleichung (4), welche in der Software dazu dient, die Aktivitätskonzentration, die ursprünglich in der Wasserprobe vorhanden war, zu berechnen: C A0 (Wasser) = {C AGG (Luft) * [K Oswald * V(Wasser) + V(Luft)]} / V(Wasser) (4) (Quelle der mathematischen Grundlagen: SARAD 2007) In der Software Radon In Water Calculator (siehe nebenstehende Abbildung) von SARAD kann nach den Messungen die Radonkonzentration ermittelt werden. Dazu müssen lediglich das Wasser- sowie das Luftvolumen, der geschätzte Korrekturfaktor (für eventuelle Radon-Verluste an undichten Stellen), die Wassertemperatur und die gemessene Konzentration in der Luft (in Bq/m 3 ) eingetragen werden, um die zu Beginn im Wasser vorhandene Aktivitätskonzentration (in Bq/l) zu erhalten. 73