Environmental                       Studies

 

 

Home

Radioökologie

Eigenschaften von Radiocäsium

Radiocäsium in der Umwelt

Kurzfassung der Ergebnisse

Cs-137 in Waldböden

Cs-137 in Pflanzen

Cs-137 in Pilzen

Cs-137 in Hirschtr√ľffeln

Cs-137 in Wildtieren

Sr-90 in Umweltproben

Pb-210 and Ra-226

 

Radioecology

Properties of radiocesium

Radiocesium in the environm.

Abstract of research results

Cs-137 in forest soils

Cs-137 in plants

Cs-137 in mushrooms

Cs-137 in deer truffle

Cs-137 in wildlife

Sr-90 in envirm. samples

Pb-210 and Ra-226

Power plants

 

 

Wildlife projects

Teilflächenbewirtschaftung

Precision Farming

Links

Legal

Company

Downloads

Contact

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Radioökologische Modellierung von Radiocäsium in Waldökosystemen

 Forschungsberichte sind als PDF-file verf√ľgbar unter: Downloads

In dem Forschungsvorhaben "Untersuchungen zum Verhalten von Radioc√§sium in Wildschweinen und anderen Biomedien des Waldes" wurden dynamische  radio√∂kologische Modelle entwickelt um die Akkumulation und Migration von Radioc√§sium in Biomedien von Wald√∂kosystemen zu beschreiben und den weiteren Aktivit√§tsverlauf zu prognostizieren.

 

 

 

 

 

Einf√ľhrung in das entwickelte dynamische radio√∂kologische Modell

In diesem Forschungsvorhaben wurden von 2001 bis 2004 die Ursachen f√ľr die vergleichsweise hohe 137Cs Aktivit√§t von Wildbret, insbesondere von Wildschweinen, in Teilen des Bayerischen Waldes, die durch den Tschernobyl-Fallout besonders betroffen sind, detailliert aufgekl√§rt. Ein wesentliches Ziel des Forschungsvorhabens war die Entwicklung eines dynamischen radio√∂kologischen Modells, das den bisherigen Zeitverlauf der Kontamination von Rehen, Rothirschen und Wildschweinen beschreibt und den weiteren Verlauf prognostiziert. Das Modell sollte die dynamischen Prozesse von 137Cs in Boden, Pflanzen und Pilzen und bei der Nahrungsaufnahme der Wildtiere ber√ľcksichtigen.

Radio√∂kologische Modelle, die das Verhalten von 137Cs in Wald√∂kosystemen mathematisch beschreiben, wurden bereits vor dem Tschernobyl-Fallout entwickelt. OLSON (1965) erstellte ein Gleichungssystem, um den Transfer von 137Cs, das k√ľnstlich auf eine Versuchsfl√§che aufgebracht worden war, in verschiedene Kompartimente von Pappeln zu beschreiben. Weitere Modelle wurden aufgrund des Eintrags von 137Cs durch den globalen Fallout in Eichenw√§ldern (CROOM und RAGSDALE, 1980) sowie durch den Unfall in Kyshtym, 1957, imUral(PROHOROV und GINZBURG, 1973), entworfen.

Wegen der radio√∂kologischen Bedeutung des Tschernobyl-Fallouts und aufbauend auf umfassendes Datenmaterial wurde 1996-2002, im Rahmen verschiedener internationaler Projekte, das Verhalten von Radioc√§sium in ungest√∂rten √Ėkosystemen, besonders in Wald√∂kosystemen modelliert (z.B. BELLI, 2000). Eine √úbersicht der verschiedenen Modelle ist in IAEA (2002) gegeben.

In radio√∂kologischen Modellen wird das √Ėkosystem Wald i.d.R. in verschiedene Kompartimente (z.B. B√§ume, Tiere) mit gleicher Funktionalit√§t unterteilt und diese wiederum in Komponenten (z.B. Spezies). 137Cs kann zwischen den Kompartimenten bzw. Komponenten ausgetauscht werden (‚ÄěFluss‚Äú).

Die Forest Working Group der IAEA (2002) kam zu dem Schluss, dass die bisherigen Modelle bei ‚Äěbiological endpoints‚Äú, wie Pilzen, Beeren und Wildtieren, zu sehr unter-schiedlichen Ergebnissen bei der langfristigen Prognose der 137Cs Aktivit√§t f√ľhrten. Nur wenige dieser Modelle beziehen Wildtiere mit ein. Der saisonale Verlauf von 137Cs in Rehen wurde bisher in den Modellen von AVILA (1998) und ZIBOLD et al. (2001) beschrieben. Bei beiden Modellen wird der Anstieg der 137Cs Aktivit√§t im Herbst durch die Aufnahme von Pilzen verursacht.

Das in der vorliegenden Arbeit entstandene radio√∂kologische Rechenmodell ist in der Abbildung 4 schematisch dargestellt. Es lehnt sich an das Modell ECOSYS-87 an, welches am GSF-Forschungszentrum f√ľr Umwelt und Gesundheit GmbH, Neuherberg, entstanden ist (M√úLLER und PR√ĖHL, 1993). ECOSYS-87 modelliert u.a. die radioaktive Kontamination in der Fr√ľhphase nach einer Deposition von Radionukliden in umfassender Weise, weshalb es zur Grundlage f√ľr Entscheidungshilfesysteme bei radioaktiven Unf√§llen geworden ist, auch im europ√§ischen Entscheidungshilfesystem RODOS (EHRHARDT, 2000).

Da in diesem Forschungsvorhaben jedoch die langfristigen Auswirkungen des Tschernobyl-Unfalls untersucht werden sollten, wurde auf die Modellierung von Prozessen verzichtet, die nur in den ersten Wochen oder Monaten nach der Deposition von 137Cs von Bedeutung sind. Das Modell beschreibt vielmehr Prozesse, die sich besonders auf die Kontamination von Pflanzen und Tieren in W√§ldern oder anderen ungest√∂rten √Ėkosystemen auswirken. Es enth√§lt eine detaillierte Beschreibung der Dynamik von 137Cs in den wesentlichen Kompartimenten Boden und Pflanzen und eine Modellierung der qualitativen und quantitativen Nahrungsgewohnheiten von Reh, Rothirsch und Wildschwein. Die Fl√ľsse zwischen den Kompartimenten werden durch ein System von Differenzialgleichungen beschrieben.

 

Abb. 4: Schema des Radionuklid-Transfers im radiologischen Modell f√ľr Wildtiere

 

137Cs Dynamik im vereinfachten Bodenmodell

Die Dynamik von 137Cs im Boden wird mit einem 3-Kompartimentmodell beschrieben, wobei drei Prozesse ber√ľcksichtigt werden, denen das Nuklid unterworfen ist:

    1. Migration:Radionuklide wandern in tiefere Bodenschichten. Gelangen Radionuklide außerhalb der Wurzelzone, können sie von der Pflanze nicht mehr aufgenommen werden.

    2. Fixierung: Radionuklide werden im Boden gebunden und stehen dann f√ľr die Wurzelaufnahme nicht zur Verf√ľgung, obwohl sie sich weiter in der Wurzelzone aufhalten.

    3. Desorption:Fixierte Radionuklide in der Wurzelzone werden desorbiert und sind f√ľr die Wurzelaufnahme wieder verf√ľgbar.

In dem Boden-Kompartiment I befindet sich der Teil des 137Cs, der f√ľr die Wurzelaufnahme verf√ľgbar ist. Im Boden-Kompartiment II ist der Teil des Nuklids vorhanden, der vor√ľbergehend fixiert und damit nicht pflanzenverf√ľgbar ist, wobei zwischen beiden Kompartimenten ein 137Cs Fluss besteht. Der Bereich au√üerhalb der Wurzelzone stellt eine Senke dar, in der 137Cs dem biologischen Kreislauf entzogen ist (Kompartiment III). Die zeitliche Abh√§ngigkeit der drei Prozesse zwischen den Kompartimenten l√§sst sich durch ein System zweier Differenzialgleichungen beschreiben:

                                                                                                        (1)

                                                                                                                     (2)

    n=n(t):         Funktion, die den zeitlichen Verlauf der f√ľr die Wurzelaufnahme verf√ľgbaren
                       Radionuklide beschreibt

    f=f(t):          Funktion, die den zeitlichen Verlauf der fixierten Radionuklide beschreibt

    la:               Zeitkonstante der Migration in Bereiche au√üerhalb der Wurzelzone (a-1)

    lf:               Zeitkonstante der Fixierung (a-1)

    ld:               Zeitkonstante der Desorption (a-1)

Die Annahme, dass sich vor der Deposition keine Radionuklide im Boden befinden, entspricht den Anfangsbedingungen n(0)=1 und f(0)=0. Die Lösung der Differenzial-gleichungen mit diesen Anfangsbedingungen ist gegeben durch:

                                                           (3)

 

                                                                        (4)

mit 

                                                                  (5a, 5b)

 

                                                           (6a, 6b)

 

und                                                                                      (7)

Als Tiefe der Wurzelzone kann L = 10 cm angenommen werden. Geht man vereinfachend davon aus, dass die Dichte des Bodens innerhalb dieser Tiefe gleich ist, und der Boden unterhalb dieser Tiefe als Senke wirkt, so lässt sich aus den obigen Gleichungen die Aktivitätskonzentration in der Wurzelzone einer Pflanze ableiten (die Gesamtkonzentration in der Wurzelzone ergibt sich aus der Addition der beiden Konzentrationen).

 zur Wurzelaufnahme verf√ľgbare Radionuklide       (8)

 

   f√ľr fixierte Radionuklide                                              (9)

    CS,disp (t), CS,fix(t):   Aktivit√§tskonzentrationen im Boden (Bq*kg-1)

    Adep:                        Deponierte Aktivit√§t (Bq*m-2)

    r:                            Dichte des Bodens (kg*m-3) bis zur Tiefe L

    L:                            Bodentiefe der Wurzelzone (m)

    n(t), f(t):                  Zeitfunktionen

    t:                            Halbwertszeit des radioaktiven Zerfalls

 

137Cs Dynamik im Pflanzenmodell

Nach einer einmaligen, zeitlich begrenzten Aktivit√§tsablagerung von Radioc√§sium, wie nach dem Reaktorunfall von Tschernobyl, erfolgt die langfristige Kontamination von Pflanzen fast ausschlie√ülich √ľber die Wurzelaufnahme. Dabei steht nur der Teil des 137Cs zur Verf√ľgung, der nicht im Boden fixiert ist. Somit l√§sst sich unter Ber√ľcksichtigung des radioaktiven Zerfalls die Aktivit√§t bei Verwendung des beschriebenen Bodenmodells, wie folgt, berechnen:

 

                                                                         (10)

    CP,k(t):        Aktivit√§tskonzentration einer Pflanze k (Bq*kg-1)

    TFP,k:          Boden-Pflanze Transferfaktor (Aktivit√§t je kg Pflanze / Aktivit√§t je kg Boden)

    Adep:            Deponierte Aktivit√§t (Bq*m-2) zum Zeitpunkt t = 0

    r:                Dichte des Bodens (kg*m-3)

    L:                Bodentiefe (m), die f√ľr die Wurzelaufnahme relevant ist

    n(t):             Zeitfunktion

    t:                Halbwertszeit des radioaktiven Zerfalls

 

In diesem Bodenmodell k√∂nnen die Raten f√ľr die Migration aus der Wurzelzone (zwischen Bodenkompartiment I und Bodenkompartiment III) sowie die Raten f√ľr Fixierung und Desorption (zwischen Bodenkompartiment I und Bodenkompartiment II) f√ľr verschiedene Pflanzen unterschiedlich sein. Dies ist auf die unterschiedliche Beschaffenheit des Bodens, auf dem die Pflanzen wachsen, zur√ľckzuf√ľhren.

 

137Cs Dynamik im Wildtiermodell

Der Tierorganismus kann Radioc√§sium √ľber die Haut (perkutane Resorption), die Atemwege (Inhalation) und √ľber den Magen-Darmtrakt aufnehmen (Ingestion). Die weitaus gr√∂√üte Bedeutung hat die Ingestion (HVIDEN und LILLEGR√ĄVEN, 1961; LANGHAM, 1960). So fanden WHICKER et al. (1965) bei Untersuchungen an Maultierhirschen (Odocoileus hemionus) in Colorado, dass die Tiere 97 % ihrer 137Cs Kontamination durch die Nahrung aufnahmen. Im vorliegenden Forschungsvorhaben wird davon ausgegangen, dass die im K√∂rper vorhandene 137Cs Aktivit√§t mit der Nahrung aufgenommen wurde. Die sich im Tierk√∂rper einstellende 137Cs Aktivit√§t wird wesentlich durch den 137Cs Input und Output bestimmt. Der 137Cs Input wird durch die Gr√∂√üen Nahrungsart und Nahrungsmenge bestimmt (Abbildung 5).

 

Abb. 5: Schematisiertes Modell f√ľr die Aufnahme und Kinetik von Radioc√§sium im Tierk√∂rper, mit der Annahme von 2 Speichern f√ľr 137Cs im Organismus

Im vorliegenden radioökologischen Modell wird die Aktivitätsaufnahme von Wildtieren wie folgt berechnet:

                                                                                               (11)

    Am(t):          Aktivit√§tsaufnahme eines Tieres m (Bq*d-1)

    Nm:             Anzahl der Nahrungsbestandteile

    CF,k(t):        Aktivit√§tskonzentration (Bq*kg-1) f√ľr die Nahrung k

    Im,k(t):         Rate der Nahrungsaufnahme (kg*d-1) des Tieres m bez√ľglich der Nahrung k

Da es sich bei den Nahrungsbestandteilen der untersuchten Wildtiere um Pflanzen handelt, kann CF,k(t) = CP,k(t) gesetzt werden.

 

Die Kinetik von 137Cs im Tierkörper

Rehe und Rothirsche sind Wiederkäuer mit mehrkammerigen Mägen (Pansen, Netzmagen, Blättermagen und Labmagen). Mit Hilfe von Mikroorganismen werden hier Zellulose aus den Nahrungspflanzen und andere schwer verdauliche Bestandteile abgebaut, wobei die Endprodukte, kurzkettige Fettsäuren, schnell resorbiert werden.

Rehe geh√∂ren aufgrund der Morphologie des Verdauungssystemes und der Ern√§hrung zu den Konzentratselektierern (HOFMANN und STEWART, 1972; HOFMANN, 1989), die an die Verdauung von Pflanzenteilen mit leicht verdaulichen Zellinhaltsstoffen angepasst sind (TIXIER et al., 1997). Sie haben im Verh√§ltnis zum K√∂rpergewicht einen kleinen Vormagen mit geringer Kapazit√§t und wenig Unterteilungen, aber gro√üen √Ėffnungen zwischen den Vormagenabschnitten (HOFMANN, 1988), was zu einer schnellen Passagerate und kurzer Partikelretentionszeit f√ľhrt (HOLAND, 1994). Schwer verdauliche Pflanzenfaseranteile k√∂nnen daher nur begrenzt genutzt werden.

Rothirsche stehen, ernährungsphysiologisch gesehen, zwischen den Konzentratselek-tierern und den reinen Raufutterfressern und werden als Intermediär-Wiederkäuer-Typ bezeichnet. Sie ernähren sich sowohl von leicht verdaulichen als auch von zellulosehaltigen Pflanzen, HOFMANN (1989). Rothirsche haben einen relativ großen Vormagen mit großer Kapazität, der unterkammert ist und durch Zotten etc. die Passage der Nahrungspartikel verzögert. Dadurch wird eine lange Verweilzeit des Nahrungsbreies im Vormagen erreicht, sodass die dort angesiedelten Mikroben die Pflanzenzellen optimal spalten und umwandeln können. Bei Wiederkäuern nimmt die Fähigkeit, Zellulose zu verdauen, von den Grasfressern zu den Konzentratselektierern hin ab, Rothirsche können Zellulose besser verwerten als Rehe.

Wildschweine sind Allesfresser, mit einkammerigem Magen (Monogastrier). Im Gegen-satz zu den Wiederk√§uern Reh und Rothirsch, bei denen Bakterien in den Vorm√§gen den Gro√üteil des Nahrungsabbaus leisten, ist das Wildschwein i.w. auf die Spaltung der Nahrung durch die Enzyme in Speichel, Magen und D√ľnndarm angewiesen.

C√§sium wird im Magen-Darmtrakt von S√§ugetieren, infolge der hohen Wasserl√∂slichkeit seiner Salze schnell resorbiert und mit dem Blutstrom in die Gewebe weitergeleitet. Analog zu Kalium wird es hier intrazellul√§r, insbesondere im Muskelgewebe angereichert. Der Hauptresorptionsort ist bei Monogastriern der D√ľnndarm (MOORE und COMAR, 1962), w√§hrend Ruminantia C√§sium zus√§tzlich √ľber den Pansen aufnehmen (HOOD und COMAR, 1953; ILIN und MOSKALEV, 1957). Der Resorptionsumfang betr√§gt bei:

  Monogastriern 85 - 100 % (MOORE und COMAR, 1962; VOIGT et al., 1989)

   Wiederk√§uern 50 -   80 % [HOEK, 1976 (64-79% beim Schaf); ILIN und
                          MOSKALEV, 1957 (50% bei der Kuh); MC CLELLAN et al., 1962
                         (50-80% beim Schaf); SANSOM, 1966 (70-80% bei der Kuh)].

Die geringere Cs-Aufnahme der Wiederkäuer, im Vergleich zu den Monogastriern, ist im Wesentlichen durch das unterschiedliche Verdauungssystem und die adsorptiven Eigen-schaften der rohfaserreichen Nahrungsbestandteile bedingt.

 

137Cs Transfer in den Tierkörper

Die Resorption erfolgt schnell: innerhalb einer bis mehrerer Stunden treten bereits maximale Blutspiegel auf. Die h√∂chsten 137Cs-Konzentrationen erscheinen zun√§chst in den stoffwechselaktivsten Organen Niere und Leber, w√§hrend die Konzentration im Muskel-gewebe nur langsam zunimmt. Bei chronischer Cs-Aufnahme stellt sich nach einigen Tagen ein Verteilungsgleichgewicht ein, bei dem sich die Aktivit√§t im Gewebe trotz weiterer C√§sium-Zufuhr nicht mehr √§ndert. Resorptions-, Verteilungs- und Exkretionsrate haben dann einen konstanten Wert erreicht. F√ľr diesen Gleichgewichtszustand kann der Transferfaktor (TFl) berechnet werden, der die H√∂he des √úbergangs des Nuklids vom Futter in das Fleisch beschreibt.

                                                                                                               (12)

    AFl   =          Aktivit√§t des Nuklids im Fleisch (Bq*kg-1)

    AFu  =          Aktivit√§t des Nuklids im Futter (Bq*kg-1)

    I      =          t√§gliche Futtermenge (Bq*Tag-1)

Wird dem Organismus kein weiteres C√§sium mehr zugef√ľhrt, so entleeren sich die Gewebe, mit einer f√ľr jede Tierart charakteristischen biologischen Halbwertszeit (Tbiol).

Der Transferfaktor TFl ist dabei offensichtlich von der Art und Weise der Verdauung sowie der K√∂rpermasse der Tierart abh√§ngig. Bei Haustieren konnten NALEZINSKI et al. (1995) eine negative Korrelation zwischen dem Transferfaktor Futter ® Fleisch und der K√∂rpermasse innerhalb der Gruppe der Monogastrier und der Wiederk√§uer feststellen: Der Transferfaktor nimmt mit zunehmender K√∂rpermasse ab. Dar√ľber hinaus haben Monogastrier einen gr√∂√üeren Transferfaktor als Wiederk√§uer mit vergleichbarer K√∂rpermasse. F√ľr Wildtiere liegen keine entsprechenden Untersuchungen vor.

Der Transfer des Radionuklids in den Tierk√∂rper wird im Modell mittels des Transferfaktors Nahrung-Tier beschrieben. Die Integration der vom Tier aufgenommenen Nahrung √ľber die Zeit, unter Ber√ľcksichtigung der biologischen Halbwertzeit und des radioaktiven Zerfalls, f√ľhrt zur Berechnung der Aktivit√§tskonzentration (M√úLLER und PR√ĖHL, 1993):

                                     (13)

 

    CA,m(T):      Aktivit√§tskonzentration (Bq*kg-1) des Tieres m zur Zeit T

    :            Transferfaktor (d*kg-1) f√ľr Tier m                    

    Tbiol,m:         biologische Halbwertszeit (d) f√ľr Tier m          

 

Menge der täglich aufgenommenen Nahrung

Rehe und Rothirsche nehmen im Jahresverlauf unterschiedlich viel Nahrung zu sich, im Winter z.B. grundsätzlich weniger als im Sommer. Sowohl bei Rehen als auch bei Rothirschen erfolgt als Anpassung an das im Winter reduzierte Nahrungsangebot eine Verkleinerung des Pansens durch Reduzierung der Pansenzotten HOFMANN (1985, 1989). Zum Beispiel hat bei Rehen die Kapazität des Pansens nach der Brunft im Herbst die maximale Größe und ist im späten Winter um ca. 20% kleiner (HOFMANN et al., 1976; HOFMANN, 1989). Diese Zyklen zeigen sich auch im Gewichtsverlauf. In der Abbildung 6 ist die Gewichtsentwicklung, beispielhaft von Wapitis, von der Geburt an dargestellt.

Es ist sehr schwierig, die Menge der t√§glichen oder saisonalen Nahrungsaufnahme von Rehen, Rothirschen und Wildschweinen im Freiland zu bestimmen, weshalb auch keine diesbez√ľglichen Publikationen vorliegen. Es wurden aber F√ľtterungsexperimente an Rehen und Rothirschen in Gehegen durchgef√ľhrt, deren Ergebnisse gut mit den im Freiland ermittelten Gewichtsverl√§ufen dieser Wildarten √ľbereinstimmen. Im Folgenden wird insbesondere auf die saisonale Nahrungsaufnahme von Rehen eingegangen, weil von dieser Tierart umfassende Messwerte der 137Cs Aktivit√§t vorliegen und das radio√∂kologische Modell insbesondere den saisonalen Kontaminationsverlauf beschreiben soll.

 

       Lebendgewicht [kg]

Abb. 6:  Saisonaler Zyklus der Gewichtsentwicklung eines m√§nnlichen Wapitis ab der Geburt aus WAIMURI et al. (1992)

 

 

 

 

 

                                                                 Alter [Wochen]

 

Reh:

Nach den Angaben von DROZDZ und OSIECKI (1973), die einen F√ľtterungs-versuch an 3 Rehen durchf√ľhrten, nahmen Rehe im Sommer durchschnittlich 550 g, im Winter dagegen nur 350 g Nahrung (TS) pro Tag auf.

ELLENBERG (1978) untersuchte das Nahrungsverhalten von 10 Rehb√∂cken im Gehege, unter naturnahen Bedingungen. Die t√§glich aufgenommene Nahrungsmenge variierte saisonal entsprechend der Abbildung 7. Dargestellt ist die Futteraufnahme von adulten Rehb√∂cken unter Gehegebedingungen. Der Autor stellte fest, dass die Tiere, trotz konstanter Haltungsbedingungen und Zusammensetzung des Futters, im Jahresablauf unterschiedlich viel Nahrung aufnahmen. Besonders niedrig war die durchschnittliche Nahrungsaufnahme w√§hrend der Brunft Ende Juli/Anfang August und zur Zeit des intensiven Geweihschubs im Januar und Anfang Februar. Schneefall, wenn auch nur in Spuren, f√ľhrte ebenfalls zu einer reduzierten Nahrungsaufnahme. Im Durchschnitt wurde die gr√∂√üte Futtermenge im Oktober aufgenommen. Dieser saisonaleVerlauf wird durch einen anderen Gehegeversuch belegt, bei dem die abgegebene Kotmenge von Rehen bestimmt wurde (Abbildung 8).

Die Nahrungsaufnahme kann √ľber die abgegebenen Kotmengen abgesch√§tzt werden, entsprechend der Beziehung: T√§gliche Nahrungsaufnahme = Kotmenge / (1-Verdaulichkeit der Nahrung), wobei die Verdaulichkeit ca. 50% betr√§gt (WAIMURI et al. 1992). Aus den Abbildungen 7 und 8 wird deutlich, dass bei Rehen die maximale Nahrungsaufnahme im Oktober erfolgt.

 

                           Futteraufnahme [g]

Abb. 7: Durchschnittliche Futteraufnahme (g Kraftfutter pro Tier und Tag, bei 88 % TS) von 10 drei- bis vierjährigen Rehböcken, verändert nach ELLENBERG (1978)

Abb. 8: Täglich ausgeschiedene Kotmengen bei Rehen (ermittelt mit dem Co-EDTA-Marker), verändert nach BEHREND (1999

Rothirsch: Detaillierte Angaben √ľber die saisonale Variabilit√§t der Nahrungsmenge liegen f√ľr Rothirsche nicht vor. Drescher Kaden (1981) gibt 2,3 kg Trockensubstanz/Tag f√ľr den Sommer und 1,65 kg*d-1 f√ľr den Winter an. Das DEPARTMENT OF AGRICULTURE (1991) gibt 3 kg*d-1 (TS) als Maximum f√ľr tr√§chtige Rothirschweibchen und 2,5 kg*d-1 f√ľr nicht tr√§chtige Rothirschweibchen an, f√ľr m√§nnliches Rotwild werden als Maximum 5 kg*d-1 im Fr√ľhjahr und 4 kg*d-1 im Herbst und Winter angegeben. AGRESEARCH (1995) geben f√ľr einen 90 kg schweren Rothirsch 1,7 kg*d-1 (TS) und f√ľr einen 150 kg schweren Rothirsch 2,6 kg*d-1 als Erhaltungsfutter im Sommer an.

Wildschwein: Es ist anzunehmen, dass die täglich aufgenommene Nahrungsmenge saisonal nur wenig variiert. Die Gewichte der Mageninhalte, die grob in etwa der auf-genommenen Nahrungsmenge entsprechen, variieren erheblich, zwischen 395 g und 4.170 g, bei einem Mittelwert von 1.450g.

 

Nahrungsaufnahme in Pilzjahren (nur im Reh-Modelling)

In Jahren, in denen besonders viele oberirdische Fruchtk√∂rper einer oder mehrerer Pilzarten fruktifizieren ("Pilzjahre‚Äú), nehmen Rehe vermehrt Pilze auf. Da Pilze einen erheblichen Beitrag zum 137Cs Input bei Rehen liefern k√∂nnen, ber√ľcksichtigt das Modell solche ‚ÄěPilzjahre‚Äú, ebenso wie Jahre, in denen kaum Pilze vorkommen. Unabh√§ngig davon, wie viele Pilze konsumiert werden, √§ndert sich die Gesamtmenge der Nahrungsaufnahme jedoch nicht, weshalb in Jahren mit besonders vielen Pilzen nicht nur die Rate der Nahrungsaufnahme f√ľr Pilze zu √§ndern ist, sondern auch die Raten f√ľr die Aufnahme der √ľbrigen Nahrungsbestandteile entsprechend zu wichten sind. Dies geschieht mit folgender Gleichung:

 

                        f√ľr   k ¬Ļl                                              (14)

 

    k:                Index eines Nahrungsbestandteils mit k ¬Ļl

    l:                 Index des Nahrungsbestandteils ‚ÄěPilze‚Äú

    Im,k*(t):       Rate der Nahrungsaufnahme (kg*d-1) f√ľr den Nahrungsbestandteil k ¬Ļl in Jahren
                       mit besonders vielen oder wenigen Pilzen

    Im,l*(t):        Rate der Nahrungsaufnahme (kg*d-1) f√ľr den Nahrungsbestandteil ‚ÄěPilze‚Äú in Jahren
                         mit besonders vielen oder wenigen Pilzen.

 

Modell f√ľr die Migration von 137Cs in Bodenprofilen

Zur mathematischen Beschreibung des Transports von 137Cs in B√∂den wurden in der Vergangenheit unter anderem Kompartiment-Modelle verwendet, die grundlegend von FRISSEL (1981) und FRISSEL und PENDERS (1983) eingef√ľhrt wurden. In dem vorliegenden Vorhaben wurde f√ľr die Beschreibung der Tiefenverteilung von 137Cs in Waldbodenprofilen ein Modell entwickelt, das den Boden in √ľbereinander liegende 2 cm Bodenkompartimente (Schichten) einteilt, in denen die Migration, Fixierung und Desorption von 137Cs stattfindet (Abbildung 9).

Zus√§tzlich wurde noch ein zeitlich abh√§ngiger Eintrag von 137Cs auf den Boden ber√ľcksichtigt, der durch Streufall und Kronentraufe von B√§umen verursacht wird. Dabei wird davon ausgegangen, dass dieser Eintrag proportional zu der 137Cs Aktivit√§t ist, die im Bodenbereich 0-14 cm f√ľr die Wurzelaufnahme verf√ľgbar ist. Aus Gr√ľnden der Vereinfachung des Modells wurde die Direktdeposition des Nuklids auf B√§umen vernachl√§ssigt.

 

 Abb. 9: Schema f√ľr 137Cs im Bodenmodell mit NT Schichten. Die Radionuklide in den grau unterlegten Kompartimenten stehen f√ľr die Wurzelaufnahme zur Verf√ľgung

 

Das System von Differenzialgleichungen f√ľr den 137Cs Fluss in den Bodenschichten wird wie folgt formuliert:

                                f√ľr i = 1

                                f√ľri = 2, ..., NT

 

    i:                           Index der Bodenschicht

    NB = 7:                 Anzahl der Bodenschichten, die f√ľr die Berechnung von Streufall und
                                 Kronentraufe Ber√ľcksichtigung finden.

    NT = 15/25           Anzahl der Bodenschichten

    n(i):                      Zeitfunktion f√ľr die zur Wurzelaufnahme verf√ľgbaren Radionuklide in
                                 der Bodenschicht (i)

    f(i):                      Zeitfunktion f√ľr die in der Bodenschicht (i) fixierte Radionuklide

    lm(i):                    Zeitkonstante der Migration (a-1) von Bodenschicht (i) nach
                                Bodenschicht (i + 1)

    lf(i):                      Zeitkonstante der Fixierung (a-1) in der Bodenschicht (i)

    ld(i):                     Zeitkonstante der Desorption (a-1) in der Bodenschicht (i)

    lb:                        Zeitkonstante f√ľr den Eintrag von Radionukliden auf die
                                Bodenoberfl√§che durch Streufall und Kronentraufe (a-1).

     

 Das System dieser Differenzialgleichungen kann numerisch gel√∂st werden (T√ĖRNIG, 1979). Die L√∂sung der Differenzialgleichungen mit den Anfangsbedingungen n(i)(t=0) und f(i)(t=0) f√ľr i = 1, ..., NTbeschreibt das Zeitverhalten der Aktivit√§tskonzentration in den verschiedenen Bodenschichten (Anfangsbedingungen: Gleichverteilung des unfixierten Kernwaffen-137Cs in den Bodenschichten. Weitergehende Annahmen w√ľrden das Modellergebnis nur unwesentlich beeinflussen):

 

    zur Wurzelaufnahme verf√ľgbare Radionuklide

     f√ľr fixierte Radionuklide                                 

              Aktivit√§tskonzentrationen (Bq kg-1) in der Bodenschicht (i)

    Adep:                        Deponierte Aktivit√§t (BqS*m-2)

    r(i):                         Dichte (kg*m-3) der Bodenschicht (i)

    d = 2 cm:                Dicke einer Bodenschicht

    t = 30 a:                 Halbwertszeit des radioaktiven Zerfalls f√ľr 137Cs

 

 

 

Literatur

Die Arbeiten wurden mit Mitteln des Bundesministeriums f√ľr Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit finanziert. Der Text gibt die Auffassung und Meinung des Auftragnehmers wieder und muss nicht mit der des Bundesumweltministeriums √ľbereinstimmen.

 

Seitenanfang