Schattenblick →INFOPOOL →MEDIZIN → FACHMEDIZIN

UMWELT/191: Strahlendosis im Kontext von Kernkraftwerken und Leukämie (umg)


umwelt · medizin · gesellschaft - 1/2009
Humanökologie - soziale Verantwortung - globales Überleben

Strahlendosis im Kontext von Kernkraftwerken und Leukämie
Modellrechnung versus Realität am Beispiel des Kernkraftwerks Krümmel

Von Inge Schmitz-Feuerhake


Die Fallkontrollstudie des Mainzer Kinderkrebsregisters von 2007 (KiKK-Studie) hat ergeben, dass Kleinkinder in der Nahumgebung von deutschen Kernkraftwerken vermehrt an Krebs erkranken. Der höchste Effekt zeigt sich für Leukämie. Ein Zusammenhang mit Radioaktivität wird von den Autoren sowie der deutschen Strahlenschutzkommission (SSK) bestritten. Behauptet wird, die Bevölkerungsdosis durch den Reaktorbetrieb sei um mehr als den Faktor 1000 zu klein.

Die Dosis kann jedoch nicht direkt gemessen werden und wird daher anhand der Emissionen berechnet. Die dabei verwendeten Modellparameter weisen hohe Unsicherheiten auf. Die behauptete "Konservativität" der Ergebnisse ist unbewiesen. Eine messtechnische Überprüfung der errechneten Dosiswerte durch die Umgebungsüberwachung ist ebenfalls nicht möglich. Im Fall des Kernkraftwerks (KKW) Krümmel liegen gemessene Abweichungen von den berechneten Dosiswerten vor.

Die erforderliche Dosis für einen statistisch erkennbaren Effekt ist zudem wesentlich kleiner als offiziell vorausgesetzt, da es durch mehrere Wirkungsketten zur Krebsinduktion kommt: durch Bestrahlung im Mutterleib, durch Bestrahlung der Individuen selbst und über die Keimbahn der Eltern. Die Verdopplungsdosis für Kinder unter 5 Jahren lässt sich für externe Bestrahlung (Gamma-, Röntgenstrahlen) zu etwa 10 mSv abschätzen. Für den in der KiKK-Studie gefundenen Effekt einer Leukämieerhöhung um 119 % würden daher zusätzliche 2.5 mSv pro Jahr ausreichen. Die verbleibende Diskrepanz zwischen amtlich ermittelter Dosis und beobachtetem Effekt lässt sich ohne weiteres durch die Unsicherheiten der bei der Dosisberechnung verwendeten Parameter erklären, im Fall Krümmel ferner durch die real festgestellten Umgebungskontaminationen.

Schlüsselworter: Krebs im Kindesalter, Leukämiecluster, strahleninduzierte Leukämie, Verdopplungsdosis, Bevölkerungsdosis bei Nuklearanlagen, Lücken in der Umgebungsüberwachung, Dosis bei inkorporierter Radioaktivität


Einleitung

In der KiKK-Studie sollte geklärt werden, ob Kleinkinder in Abhängigkeit von den radioaktiven Emissionen deutscher Atomkraftwerke vermehrt an Krebs erkranken. Aufgrund früherer Befunde in ökologischen Studien des Mainzer Kinderkrebsregisters hatten Wissenschaftler und Nicht-Regierungsorganisationen - vor allem die IPPNW (1) - deswegen jahrelang interveniert. Das Bundesamt für Strahlenschutz (BfS) vergab daher eine Fall-Kontrollstudie ebenfalls an das Mainzer Institut.

Die Ergebnisse wurden Ende 2007 vorgestellt. Im 5 km-Umkreis aller Atomkraftwerke ergab sich für den Zeitraum 1980-2003 eine signifikante 27 %ige Erhöhung der Krebsrate bei Kindern bis zu 5 Jahren, ferner zeigte sich ein signifikanter Abstandstrend für den Effekt bis zu einer Entfernung von 50 km. Die Leukämierate war im 5 km-Umkreis um 119 % erhöht (KAATSCH et al. 2007).

Die auffälligste Erhöhung kindlicher Leukämiefälle ist bekanntlich im Umkreis des Atomkraftwerks Krümmel aufgetreten. Nach Angaben des Kinderkrebsregisters betrug sie, auf 10 Jahre gemittelt, Anfang der 1990er-Jahre 770 % im 5 km-Umkreis (KALETSCH et al. 1995). Sie lag damit 6,5 mal höher, als sich jetzt im Untersuchungszeitraum der KiKK-Studie für Kleinkinder ergab. Zur Untersuchung der Ursache wurden 1992 Kommissionen durch die Länder Schleswig-Holstein, zuständig für die Reaktoraufsicht, und Niedersachsen, wo am niedersächsischen Elbufer die ersten Fälle bekannt wurden, eingesetzt.

Daher wurde die Frage, ob die Diskrepanz zwischen beobachtetem Effekt und Dosisangabe von Betreibern und Behörden ein echtes Argument zum Ausschluss der Strahlenursache sein könne, detailliert bearbeitet und beantwortet, u.a. durch ein umfangreiches strahlenbiologisches Gutachten (STEVENSON 2001).

Aus der Aufarbeitung des strahlen biologischen Erkenntnisstandes folgt zunächst, dass eine wesentlich kleinere Strahlendosis als behauptet für den karzinogenen Effekt erforderlich ist. Diese wird dennoch nicht erreicht, wenn die offizielle Dosisbestimmung zutrifft. Ein Widerspruch ist trotzdem nur scheinbar gegeben, er kann sich aus folgenden Gründen auflösen:

1. Es kann zu unkontrollierten Radioaktivitätsabgaben kommen, da nur die Betreiber die Emissionen kontinuierlich und vollständig zu messen haben.

2. Die Bevölkerungsdosis kann nicht direkt gemessen werden. Sie muss über eine Modellrechnung mit sehr vielen Parametern bestimmt werden. Die Fehler der Rechnung sind unbekannt.

Die Behauptung der Behörden, die Dosisermittlung sei "konservativ", d.h. auf der sicheren Seite liegend, trifft nicht zu. Ein umfangreiche wissenschaftliche Literatur befasst sich seit Jahren mit den Unsicherheiten bei der Berechnung der Ausbreitung der radioaktiven Stoffe in der Luft, dem Transport in der Umwelt bis zu den Nahrungsmitteln (Kuh-Milch-Weidepfad usw.) und dem Stoffwechsel der Nuklide im menschlichen Körper - alles für die Dosisbestimmung notwendige Größen.

Im "Strahlenbiologischen Gutachten" wurden daher auch genau diese Fragen untersucht. Insbesondere auf Grund der Beiträge durch die Autoren Hinrichsen, Kuni, Schmitz-Feuerhake, Scholz und Schumacher, die auch Mitglieder der verschiedenen behördlich einberufenen Expertenkommissionen zum Fall Krümmel waren, kommt das Gutachten zu dem Schluss, dass die Einhaltung der Überwachungsvorschriften keinen Ausschluss der Strahlenursache garantieren kann. Offizielle Konsequenzen wurden allerdings aus dem Gutachten nicht gezogen.

Die Ergebnisse über die Lücken in der Radioaktivitätsüberwachung - untersucht am Beispiel Krümmel - wurden außerdem separat publiziert (SCHMITZ-FEUERHAKE et al. 2005).

Die folgende Ausführungen beruhen auf den genannten Veröffentlichungen und weiteren Untersuchungen, die im Rahmen der Kommissionsarbeit unternommen wurden. Sie gliedern sich in einen allgemeinen Teil, der für das Gesamtproblem der Krebserkrankungen um deutsche Atomkraftwerke beachtet werden sollte, und einen speziellen Teil, der sich mit der Dosiswirkungsbeziehung für kindliche Leukämie bei Krümmel im Raum Geesthacht befasst.


Allgemeine Betrachtungen zu Leukämieinduktion und Bevölkerungsdosis

Für die Leukämieinduktion bei Kleinkindern erforderliche
Strahlendosis

- Induktionspfade
In der KiKK-Studie wird als Verdopplungsdosis für Leukämie ein Wert von 2 Sv angegeben (KAATSCH et al. 2007). Die Verdopplungsdosis ist diejenige Dosis, die bei Bestrahlung eines Kollektivs die gleiche zusätzliche Anzahl von Erkrankungen induziert, wie der Spontanrate entspricht. Das relative Risiko beträgt dann 2. Als Spontanrate dient in diesem Fall die beobachtete Inzidenz für die entsprechende Altersgruppe, also der Mittelwert in Deutschland.

Der angegebene Wert ist in grotesker Weise zu hoch. Das ist den Autoren bekannt, denn sie haben selbst in einer Fall-Kontrollstudie zu den Ursachen kindlicher Leukämieerkrankungen in Niedersachsen ein erhöhtes Leukämierisiko nach diagnostischem Röntgen gefunden, wie es mit obiger Annahme nicht möglich wäre (KALETSCH et al. 1995, SCHMITZ-FEUERHAKE 2006).

Die Fachwelt hat bisher keine angemessene Abschätzung einer Verdopplungsdosis für Kleinkinder bei chronischer Exposition diskutiert und vorgelegt. Kuni hat im Strahlenbiologischen Gutachten für Kinder im Alter bis zu 15 Jahren eine Verdopplungsdosis von 20 mSv abgeleitet (KUNI 2001).

Da es bei der KiKK-Studie nur um Kinder geht, die bis zum Alter von 5 Jahren erkranken, die Latenzzeiten bei Leukämie aber bis 15 Jahre nach Bestrahlung betragen (Abb. 2), muss eine Abschätzung für die Häufigkeit der erwartetem Leukämiefälle vorgenommen werden, die innerhalb der Altersklasse < 5 Jahre eintreten.

Die Induktion von Leukämie durch ionisierende Strahlung kann auf vierfache Weise erfolgen:

• Somatisch - durch Bestrahlung des Kindes selbst
• Pränatal - durch Bestrahlung des Embryos oder Fötus im Mutterleib
• Genetisch/präkonzeptionell - über die Keimbahn von Mutter oder Vater

Daher ist nicht nur die Dosis des Knochenmarks bei den Kindern sondern auch diejenige der Embryonen und Föten sowie der Gonaden der Eltern maßgeblich.


- Dosiswirkungszusammenhang für pränatale Exposition
In den 50er Jahren begann die englische Sozialmedizinerin Alice Stewart ein Projekt zur Ursachenforschung für kindliche Krebserkrankungen, den Oxford Survey of Childhood Cancers (OSCC). Dabei fand sie, dass schon sehr geringe Strahlendosen Leukämie erzeugen können, nämlich nach Bestrahlung im Mutterleib. Es ergab sich, dass Kinder von Müttern, die während der Schwangerschaft geröntgt worden waren, vermehrt an Leukämie erkrankten (STEWART et al. 1958). Dieser Befund wurde sehr lange in der Fachwelt bestritten. Seit wenigen Jahren gilt er als gesichert. Es bedurfte zahlreicher Bestätigungen in weiteren Untersuchungen über 40 Jahre und mehr, ehe dieser für den offiziellen Strahlenschutz unerwünschte Effekt anerkannt wurde (UNSCEAR 1996, ICRP 2003, BEIR 2006). In die behördlichen Risikoschätzungen für Reaktorbetrieb und -unfälle ist er dennoch bis heute nicht eingegangen, obwohl sich die vorgeburtlichen Stadien danach als die strahlenempfindlichsten darstellen.

Aus dem OSCC ergibt sich ein absolutes Leukämierisiko gemittelt über die gesamte Schwangerschaft für Leukämie von 1.300 Fällen auf 10.000 Personen pro Sv (GILMAN et al. 1989). Die Erkrankungen erscheinen innerhalb von 8 Jahren nach der Geburt (Abb.1). Bei Exposition im ersten Trimester ist der Effekt dreimal so hoch wie im letzten.

Im Alter bis zu 5 Jahren würden nach Abb.1 nur 67 % der induzierten Leukämiefälle auftreten. Geht man davon aus, dass die Zahl der jährlichen Schwangerschaften in einer Bevölkerung gleich ist wie die Anzahl der unter Eins-Jährigen sowie jeweils der Einjährigen, Zweijährigen bis Vierjährigen, so macht der Anteil Schwangerschaften im Vergleich zur 0-4jährigen Bevölkerung 1/5 = 20 % aus. Die Exposition im Mutterleib (9 Monate lang) beträgt nur 75 % im Vergleich zu jährlichen Exposition der Kinder. Das Risiko verteilt sich ferner auf 5 Jahre. Somit errechnet sich bei chronischer Bestrahlung einer Bevölkerung das jährliche absolute Risiko durch vorgeburtliche Exposition für Leukämie in der Altersklasse < 5 Jahre zu

0,67 x 0,2 x 0,75 x 1300 10-4 0,2 Sv-1a- 1 = 26,1 10-4 Sv-1a-1 (a Jahr)

Die Inzidenz akuter Leukämien bei Kindern im Alter < 5 Jahre in der BRD betrug 1989 nach Angaben des Mainzer Kinderkrebsregisters 7,7 10-5a-1 (HAAF et al. 1990). Würde man annehmen, dass der gesamte Leukämieeffekt auf vorgeburtliche Exposition zurückgeht, ergäbe sich daraus eine Verdopplungsdosis von 30 mSv. Gemeint ist hier die embryonale bzw. fötale Dosis.


- Somatische Leukämieinduktion


Das bevorzugte Referenzkollektiv für strahleninduzierte Krebserkrankungen sind die Überlebenden der Atombombenabwürfe auf Hiroschima und Nagasaki. Für unsere Fragestellung ist die Datenlage zweifelhaft, da das amerikanisch-japanische Forschungsinstitut in Hiroschima seine Arbeit erst im Jahre 1950 begann und somit die systematische Erforschung der ersten 5 Jahre nach Exposition fehlt, in der ein großer Anteil der Kinder mit Leukämie bereits verstorben sein dürfte.

Aber auch in den japanischen Daten zeigt sich, dass Kinder wesentlich strahlenempfindlicher sind als Erwachsene. Die Verdopplungsdosis für Kinder bis zu 10 Jahren ergab sich zu 63 mSv (SHIMIZU et al. 1989). Die zeitliche Verteilung der Latenzzeiten in Abhängigkeit vom Lebensalter bei Exposition zeigt Abb.2. Offensichtlich werden die Latenzzeiten umso kürzer, desto geringer das Alter bei Bestrahlung ist. Die Kurve für Kinder unter 15 Jahren ist jedoch aus den angegebenen Gründen im Zeitraum bis zu 5 Jahren nicht verlässlich. Hier kann man Angaben aus Kollektiven heranziehen, die aus therapeutischen Gründen in frühem Lebensalter bestrahlt wurden. Bei Kindern, die im Alter von 0-15 Jahren wegen Tinea capitis (Pilzerkrankung der Kopfhaut) mit Röntgenstrahlung behandelt wurden, zeigte sich die maximale Leukämierate etwa 4 Jahre nach Bestrahlung und 50 % aller Fälle erschienen in diesem Zeitraum (ALBERT & OMRAN 1968, RON et al. 1988). Die therapeutischen Kollektive kann man für Risikoangaben nicht heranziehen, da die Dosen für das Knochenmark so hoch war, dass als konkurrierender Effekt die Zellabtötung wirksam wird, die die Krebsinduktion weitgehend unterdrückt.

Um dennoch ein somatisches Risiko für den Altersbereich < 5 Jahre abzuleiten, wird angenommen, dass das Risiko für das Kleinkind von dem des exponierten Föten im letzten Trimester der Schwangerschaft bis zur Exposition mit fünf Jahren linear mit dem Alter abnimmt. Das Risiko für das letzte Trimester entnehmen wir dem OSCC, es ist wegen der höheren Empfindlichkeit in der frühen Entwicklungsperiode (s. oben) zur Hälfte des mittleren Risikos anzusetzen, entsprechend 650 Fälle auf 10.000 Exponierte pro Sv.

Das absolute Leukämierisiko für Kinder von 5 Jahren bei Exposition wurde im BEIR-Report V (1990) aus den Hiroschimadaten zu 6,5 10-4Sv-1a-1 abgeleitet und erstreckt sich über 10 Jahre, somit erhält man insgesamt 65 10-4Sv-1. Zusätzlich wird berücksichtigt, dass das japanische Kollektiv einer sehr hochenergetischen Gammastrahlung ausgesetzt war, deren Relative Biologische Wirksamkeit deutlich niedriger anzusetzen ist als bei therapeutischer Röntgenstrahlung (STRAUME 1995). Der Unterschied beträgt mindestens einen Faktor 2, damit erhöht sich der Risikowert für 5-Jährige bei Exposition mit Röntgen oder Radioaktivität auf 130 10-4Sv-1.

Ausgehend von den 650 Einheiten für das vorgeburtliche Stadium wird für jedes folgende Lebensjahr das absolute Risiko linear extrapoliert bis zum Alter von 5 Jahren, wo es 130 beträgt. Anschließend wird für jedes Alter von 0 bis 4 Jahre der Anteil bestimmt, der in den restlichen Jahren bis zum Erreichen des 5. Lebensjahrs zu erwarten ist. Es muss wieder eingerechnet werden, dass auf jede Altersgruppe nur 1/5 der bestrahlten kindlichen Population bis 5 Jahre entfällt. Als jährliches absolutes Risiko ergibt sich dann ein Wert von 27,6 10-4 Sv-1a-1, wobei die Dosis auf das rote Knochenmark als dem blutbildenden System bezogen ist.

Würde man annehmen, dass der gesamte beobachtete Effekt somatisch ist - wie bei offiziellen Risikoangaben unterstellt - würde die Verdopplungsdosis für die Kinder bis zu 5 Jahren auch etwa 30 mSv betragen, bei chronischer Exposition würde eine Knochenmarksdosis in dieser Höhe auf 5 Jahre verteilt - also 6 mSv pro Jahr - ausreichen, um die Leukämierate zu verdoppeln. Für eine Erhöhung um 119 %, wie in der KiKK-Studie erhalten, würde eine jährliche Dosis von 7 mSv pro Jahr genügen. Das ist nur 24 mal mehr als der Dosisgrenzwert von 0,3 mSv pro Jahr.

- Präkonzeptionelle Leukämieinduktion
Die kindlichen Leukämien bei der englischen Wiederaufarbeitungsanlage Sellafield wurden 1990 durch Gardner und Mitarbeiter in einer Fall-Kontrollstudie durch die väterliche Exposition in der Anlage erklärt. Die Fachwelt hat bislang einen solchen genetischen Effekt nicht akzeptiert, obwohl er sowohl aus Säugetierexperimenten bekannt ist als auch in früheren epidemiologischen Studien gefunden wurde. Nach den Gardnerschen Ergebnissen wurde er in England durch 2 weitere Studien an beruflich Strahlenexponierten bestätigt. Angaben aus der Literatur sind in Tabelle 1 aufgeführt.


Bestrahltes Kollektiv

Krankheit

Gonaden- -dosis mSv
Relatives
Risiko
Verdopplungs-
dosis mSv
Seascale Väter (GARDNER et al. 1990)
alle Stadien der Spermatogenese
­6 Monate vor Konzeption

Leukämie+
Lymphome
200
10
7
7
33
1,7
Sellafield Arbeiter
(DICKINSON & PARKER 2002)
Leukämie+
Lymphome


1,9



Beruflich exponiert W. Cumbria
(McKINNEY et al.1991)
Leukämie+
Lymphome


3,2



Präkonzeptionelle Röntgendiagnostik
  Väter (GRAHAM et al. 1966)
  Väter (SHU et al. 1988)
  Väter (SHU et al. 1994)
  Mütter (STEWART et al. 1958)
  Mütter (GRAHAM et al. 1966)
  Mütter (NATARAJAN & BROSS 1973)
  Mütter (SHIONO et al. 1980)

Leukämie
Leukämie
Leukämie
Leukämie
Leukämie
Leukämie
Krebs
5*
3-30
5*
5*
5*
3*
1,3
1,4-3,9
3,8
1,7
1,7
1,4
2,6**
17

7
7
12,5

Berufliche Exposition
(HICKS et al. 1984)
Krebs



2,7



Tab. 1: Genetischer Effekt/Krebs im Kindesalter nach präkonzeptioneller Niederdosisbestrahlung
*) Die gekennzeichneten Dosiswerte sind durch Verfasserin geschätzt
**) Nur Kinder bis zu 7 Jahren untersucht


Diese Befunde zeigen einen eindeutigen Effekt, die zugrundeliegende Dosis ist allerdings nur sehr schwer abzuschätzen. Gardner hat sowohl die gesamte gemessene akkumulierte Dosis der Beschäftigten betrachtet als auch eine kürzere Expositionszeit vor Konzeption, da man davon ausgehen muss, dass im wesentlichen nur die postmeiotischen Teilungsstadien der Keimzellen strahlenempfindlich sind (FRITZ-NIGGLI 1997). Die Zykluszeit für die Spermatogenese beträgt etwa 74 Tage (AUSTIN & SHORT 1976).

Nach den Befunden von Gardner in Tabelle 1 (für 6 Monate vor Konzeption) würde eine Jahresdosis von 20 mSv die Leukämien im Kindesalter bei den jährlich gezeugten Kindern um den Faktor 6 erhöhen. Bei einer Spontanrate von 3 Fällen auf 100.000 Kinder pro Jahr ergibt sich ein absolutes Risiko von 13.500 10-4 Sv-1 in 15 Jahren. Bei gleichbleibender Bevölkerungszahl beträgt die Anzahl der jährlich gezeugten Kinder 1/15 der gesamten kindlichen Bevölkerung, somit beträgt das absolute Risiko in der Gesamtbevölkerung in 15 Jahren 900 10-4 Sv-1. Unter der Voraussetzung, dass Kinder unter 5 Jahren zu 1/3 davon betroffen sind, erhält man 300 10-4 Sv-1, bzw. 20 10-4Sv-1a-1 auf das Jahr gerechnet.

Die Induktion über die Mutter wird hier unter dem Aspekt vernachlässig, dass die Strahlenempfindlichkeit der Eizellen bei chronischer Belastung wahrscheinlich wesentlich geringer ist als die der postmeiotischen männlichen Keimzellen (FRITZ-NIGGLI 1997).


- Gesamtes Leukämierisiko für Kleinkinder bei chronischer Bevölkerungsexposition
Die Zusammenfassung der abgeschätzten absoluten Risikozahlen für Kinder bis zu 5 Jahren ergibt einen Wert

Ra = (26,1+27,6+20,0) 10-4Sv-1a-1 = 73,7 10-4Sv-1a-1 = 737 10-5Sv-1a-1.

Bezogen auf die Inzidenz für <5-Jährige von 7,7 10-5 a-1 ergibt sich daraus eine Verdopplungsdosis von 10,4 mSv. Danach würde über 5 Jahre eine jährliche Dosis von 2,1 mSv die Rate verdoppeln. Für die in der KiKK-Studie gefundenen 119 % Erhöhung wäre nur eine jährliche Dosis durch Atomkraftwerke im 5 km-Umkreis von zusätzlichen 2,5 mSv erforderlich. Das ist nur das 8-fache des Grenzwerts, allerdings entspricht es dem 60-fachen des für das AKW Krümmel ermittelten Maximalwertes für einen Anwohner.


Das Regelwerk zur Einhaltung von Grenzwerten für die Bevölkerung

Die Dosis ist physikalisch eine absorbierte Energie pro kg Gewebe, gemessen in Joule pro kg. Die Strahlung kann einerseits von außen in den Körper eindringen wie beim Röntgen, andererseits können in den Körper gelangte Radionuklide von innen strahlen. Beim Atomkraftwerk gibt es mehrere Belastungspfade (siehe Abb. 3). Durch die Emissionen in die Luft gerät der Mensch in eine Atmosphäre, die ihn von außen bestrahlt, aber ihn auch radioaktive Stoffe einatmen lässt. Die Stoffe lagern sich ab und gelangen in die Nahrungskette. Weiterhin kann Radioaktivität über das Abwasser der Anlage dorthin kommen.

Die Dosis kann wegen der vielen Komponenten, aus denen sie sich zusammensetzt, und weil die Grenzwerte sehr klein sind, nicht direkt gemessen werden. Sie wird daher durch eine Modellrechnung abgeschätzt. Die einzige quantitative und kontinuierliche Messung bei dem ganzen Verfahren betrifft die Emissionen der Anlage über den Luft- und den Wasserpfad, also das, was oben am Schornstein abgegeben wird und in das Abwasser.

Die Vorgehensweise ist wie folgt: Der Dosisgrenzwert für die Bevölkerung beträgt 0,3 mSv/Jahr über Luft und 0,3 mSv/Jahr über den Wasserpfad. Kein Anwohner darf höher exponiert werden. Vor der Genehmigung einer Anlage nimmt man sich ein Modellgemisch, das typisch ist für die Art der Anlage (Druck- oder Siedewasserreaktor), wobei die Radionuklide nicht alle einzeln untersucht sondern teils in Gruppen betrachtet werden. Man berechnet mit der AVV (Verwaltungsvorschrift zu § 47 der Strahlenschutzverordnung) die Nuklidkonzentration am maximalen Aufpunkt, das heißt die Konzentration an dem Ort, wo sie am höchsten ist. Dazu muss man Annahmen über das Wetter machen, die aus mehrjährigen Beobachtungen gemittelt werden.

Aus der Nuklidkonzentration berechnet man dann die Gamma- und Betasubmersion, d.h. die Beiträge dieser Strahlungen, die von außen in den Menschen eindringen, der sich in dieser Atmosphäre aufhält. Eine weitere Dosis entsteht durch die Nuklide, die der Mensch an dieser Stelle einatmet. Diese berechnet man mit Hilfe der Dosisfaktoren, die die Internationale Strahlenschutzkommission ICRP für die Inhalation entwickelt hat, sie werden in Sv pro eingeatmetes Bq angegeben. Weiter braucht man noch die Ingestion, dazu berechnet man die Kontaminationen der Nutzpflanzen, die da angebaut werden und den Kuh-Milch-Weidepfad mit Hilfe sog."Transferfaktoren" die in der AVV aufgeführt sind. Diese geben an, wie viel Aktivität vom Boden in die Pflanze und von der Pflanze in die Kuh und von da in die Milch gelangen. Vorher muss man noch berechnen, wie viel von der Luftradioaktivität in den Boden durch trockene Ablagerung und durch Regen gelangt. Des weiteren berücksichtigt man mögliche Beiträge des Wasserpfades, beim AKW Krümmel an der Elbe spielt z. B. die Bewässerung von Ackerland eine Rolle.

Das Ganze macht man nur einmal und ausgehend von der maximalen Dosis und den zugehörigen Emissionen schreibt man den Betreibern vor, was sie maximal emittieren dürfen. Wenn sie mit ihren Abgaben für jede Nuklidgruppe innerhalb des Limits bleiben, soll dann garantiert sein, dass die Grenzwerte eingehalten werden.

In diese ganze Betrachtung gehen also sehr viele Parameter ein, die alle - von den metereologischen bis zu den Transferfaktoren bis zu den Dosisfaktoren der ICRP - ohne Vertrauensbereich angegeben werden. Sie entsprechen in etwa Meridianwerten, d.h. man wählt Werte aus, von denen man annimmt, dass sie am häufigsten vorkommen - nicht etwa die größten Werte, die bekannt sind. Daher erhält man nicht zwangsläufig konservative Ergebnisse (manchmal muss es geschätzt werden). Konservativ sind lediglich die angenommenen Verzehrmengen, oder bei den Dosisfaktoren ist die Referenzperson für Erwachsene ein Zwanzigjähriger, für den man die 50-Jahre-Folgedosis als Lebenszeitdosis ermittelt, die bei einem exponierten Fünfzigjährigen dann zu einer Überschätzung führen kann. Ermittelt wird die Dosis aber nur für Erwachsene und für ein Kleinkind im Alter von 1 Jahr. Embryonen und Föten werden in den Sicherheitsberichten zur Genehmigung von kerntechnischen Anlagen nicht betrachtet sowie auch kein genetischer Effekt.

Wichtig ist zu wissen, dass ein allgemeiner Nachweis über die Konservativität der Dosisbestimmung durch dieses Verfahren nicht existiert.

Die Dosis wird also ausschließlich für den Ort der nach dem Modell höchsten Belastung aus den angenommenen Emissionen errechnet und die wahren Emissionen müssen innerhalb der vorgegebenen Werte bleiben und darauf vom Betreiber kontinuierlich überwacht und nuklidspezifisch bilanziert werden. Wie das messtechnisch zu geschehen hat, ist in einer Richtlinie zur Emissions- und Immissionsüberwachung kerntechnischer Anlagen (REI) des Bundesumweltministers vorgeschrieben.


Lücken in der Immissionsüberwachung

Der normale Bürger hat vermutlich die Vorstellung, dass die Einhaltung des Grenzwerts mehrfach redundant überprüft wird. In der Tat soll die Immissionsüberwachung, die ebenfalls in der REI festgelegt ist, eigentlich eine zweite unabhängige Kontrolle darstellen. Sie ist vom Betreiber durchzuführen sowie einem zweiten davon unabhängig arbeitendem Institut. Bei näherem Hinsehen stellt sich aber heraus, dass das Messprogramm nur zum Erkennen größerer Stör- und Unfälle geeignet ist. Da es hauptsächlich nur auf Messungen der Gammastrahlung in der Umgebung basiert, lässt sich ohne weitere hypothetische Annahmen keine Dosis ableiten (SCHMITZ-FEUERHAKE 2001b, SCHMITZ-FEUERHAKE et al. 2005).

In den Berichten über die Ergebnisse der Immissionsüberwachung bei Krümmel war es sogar so, dass die Betreiber mit offensichtlicher Billigung durch die Aufsichtsbehörde bei festgestellten überhöhten Umgebungskontaminationen eine Herkunft aus der Anlage mit dem Hinweis auf die gemessenen Emissionen abgestritten haben.

Auch die Reaktorfernüberwachung, die unabhängig von den Betreibern durch die Aufsichtsbehörde installiert ist, liefert keine zweite Möglichkeit, die Einhaltung der Grenzwerte zu garantieren. Sie besteht in Schleswig-Holstein ausschließlich aus kontinuierlichen Messungen der Gammadosisleistung in der Luft an verschiedenen Orten der Reaktorumgebung. Die Behörde hat die Möglichkeit, die gespeicherten Ergebnisse zu bearbeiten und z.B. "unplausible" Erhöhungen in der Anzeige zu löschen. Ein weiteres Kontrollprogramm der Aufsichtsbehörde, das sog. "Behördenmessprogramm" geht über Parameter, die in der REI für die Immission vorgeschrieben sind, nicht hinaus.

Insgesamt muss man sich daher klarmachen, dass die Einhaltung des Dosisgrenzwerts für die Bevölkerung im Rahmen des vorgeschriebenen Konzeptes steht und fällt mit der korrekten Erfassung und Mitteilung der Emissionen durch die Betreiber. Kommt es zu unkontrollierten Emissionen, die nicht zu hinreichend drastischen Anstiegen der Gammadosisleistung in der Umgebung führen, werden diese durch das vorgeschriebene Umgebungsmessprogramm und die Maßnahmen der Aufsichtsbehörde nicht zwingend erfasst.


Unsicherheiten der Ausbreitungsrechnung

Beim Normalbetrieb eines Leichtwasserreaktors, wie sie in Deutschland betrieben werden, geht man für den Luftpfad davon aus, dass die Knochenmarksdosis eines Kleinkindes oder Erwachsenen zu etwa 2 Dritteln durch äußere Gammastrahlung zustande kommt, indem die Person sich einerseits in einer radioaktiven Atmosphäre aufhält, andererseits durch im Boden abgelagerte Nuklide bestrahlt wird (BONKA 1982). Ein weiteres Drittel ergibt sich durch Ingestion, die die Person durch die aus der Luft abgelagerte Radioaktivität in der Nahrungskette erfährt. Die Inhalation der Radioaktivität ist demgegenüber vernachlässigbar.

Die Ingestion über den Wasserpfad kann erheblich höher liegen als über den Luftpfad, sofern das in den Fluss abgegebene Reaktorwasser in der Landwirtschaft oder anderweitig verwendet wird. Da das meistens nicht der Fall ist, wird dieser Pfad hier nicht diskutiert.

Als primäre Größe zur Dosisabschätzung spielt dann die korrekte Ermittlung der Konzentration in der umgebenden Luft des Anwohners eine große Rolle. Sie wird mittels der AVV aus der Konzentration in Schornsteinhöhe berechnet. Die luftgetragenen Radionuklide (gasförmig oder als Aerosol) würden sich auch bei Windstille durch Diffusion verdünnen. Deshalb werden vertikale und horizontale Diffusionsparameter eingesetzt, deren Größe von der Temperatur und Luftfeuchtigkeit abhängt. Die Konzentrationsverteilung soll horizontal und vertikal einer Gaußverteilung entsprechen. Man geht davon aus, dass sich die meteorologischen Verhältnisse durch 6 Diffusionskategorien A-F beschreiben lassen, deren Werte experimentell bestimmt wurden. Ferner wurden Ausbreitungskoeffizienten in Abhängigkeit von Diffusionskategorie und Emissionshöhe experimentell ermittelt. Bei der Ausbreitungsrechnung wird angenommen, dass

1. das Gelände eben ist,
2. die Emissionsrate konstant ist,
3. das meteorologische Windfeld stationär und homogen ist,
4. die Turbulenz stationär und homogen ist,
5. die Diffusion in Transportrichtung vernachlässigbar gegenüber dem horizontalen Transport ist,
6. die Schadstofffahne einmal am Boden reflektiert wird.

Sofern das Gelände nicht eben ist, soll das durch Korrekturfaktoren berücksichtigt werden, wie in Abb. 4 schematisch angedeutet ist.

Die Ausbreitungsparameter und Diffusionskategorien wurden aus Mittelwerten gewonnen, eine Konservativität ist deshalb nicht voraussetzbar. Eine Kritik der AVV wird in den Arbeiten von Schumacher und Hinrichsen im Strahlenbiologischen Gutachten vorgenommen (HINRICHSEN 2001, SCHUMACHER 2001). Zu den Ausbreitungsrechnungen werden in der Zusammenfassung des Gutachtens folgende Feststellungen getroffen:

"Ein gravierender Schwachpunkt des Gaußschen Modells liegt darin, dass es nur bei bestimmten orografischen Voraussetzungen Gültigkeit hat, die mehr oder minder idealisierte Bedingungen darstellen, die kaum anzutreffen sind. So können insbesondere in komplex gegliedertem Gelände oder bei Vorliegen einer komplexen Meteorologie (wie das Vorhandensein eines größeren Gewässers) Gauß-Modelle zu falschen Ergebnissen betreffend der Bestimmung der ortsabhängigen Schadstoffkonzentration in der Luft führen. Ein weiteres Problem liegt in der Anwendung vereinfachter Schemata für die genannten Ausbreitungskategorien. Außerdem kann es zu einer Fehlzuordnung von Ausbreitungskategorien kommen. Ein Zusammenwirken dieser beiden Fehlerquellen kann zu signifikanten Unterschätzungen der Expositionen führen(2). Weiterhin sind Diskrepanzen zwischen theoretisch errechneten und gemessenen Werten für die Ausbreitung von Radioaktivität in Abhängigkeit von der Emissionshöhe und Entfernung von der Quelle beobachtet worden. Die Anwendung von gemittelten Werten aus Langzeitausbreitungen für die Berechnung von Kurzzeitausbreitungen kann zu Verfälschungen und folglich Unterschätzungen führen. Von besonderem Interesse ist auch, was als Quasi-Langzeitausbreitung bezeichnet wird, charakterisiert durch eine Vielzahl von Kurzzeit-Emissionen (eine Stunde Dauer) über einen längeren Zeitraum, z.B. von einem Jahr, anstatt einer kontinuierlichen Emission. Die gesamte Jahresexposition aus der Summe solcher kurzen Emissionen kann den Grenzwert für Langzeitausbreitungen um einen Faktor von 5,5 höher legen(3), wenn ersatzweise mit Langzeitausbreitung gerechnet wird."


Unsicherheiten der Dosisfaktoren

- Generelle Vorgehensweise
Bei der Dosisermittlung durch Umweltradioaktivität muss man wissen, in welcher physikalischen und chemischen Form die Radionuklide in den Körper gelangen, wohin - d.h. in welche Organe und Gewebe - sie sich dort aufgrund ihres Stoffwechselverhaltens begeben und wie lange sie sich dort aufhalten.

Die Internationale Strahlenschutzkommission ICRP hat für jedes Nuklid Dosisfaktoren entwickelt, die angeben, wie viel Dosis in Sv ein Mensch während seines weiteren Lebens erhält, wenn er ein Bq des radioaktiven Stoffes entweder einatmet oder über den Mund aufnimmt. Dazu hat sie Modellrechnungen vorgenommen. Zugrundegelegt wird das Modell eines Standardmenschen (für verschiedene Altersstufen), in dem die Organe und Gewebe geometrisch nachgebildet werden, um sie mathematisch erfassen zu können (Abb.5).

Das Stoffwechselverhalten im Körper wird ebenfalls modellmäßig nachgebildet. Man kann sich vorstellen, dass dabei eine große Zahl von Parametern berücksichtigt werden muss, die erheblichen individuellen und umständebedingten Variationen unterliegen. Die Modelle sind mit der Zeit immer komplizierter geworden. Besonders beim Einatmen radioaktiver Aerosole hat man das Problem, die Ablagerung und den Weitertransport sowie den Lösungsvorgang in den verschiedenen Bereichen der Lunge nachbilden zu wollen. 1994 hat die ICRP ein neues Lungenmodell angegeben, dessen Beschreibung ein Buch von fast 500 Seiten füllt. Seitdem hat in der Literatur eine Diskussion über die Verlässlichkeit der Dosisfaktoren eingesetzt, die ohne Vertrauensbereiche angegeben sind. Es stellt sich heraus, dass die Unsicherheiten einige Zehnerpotenzen betragen können (DANNHEIM et al. 2000, FAIRLIE 2005, SCHMITZ-FEUERHAKE 2001a).

Von offizieller Seite wird behauptet, die Dosisfaktoren seien konservativ. Bei näherem Hinsehen erweist sich jedoch, dass die eingesetzten Stoffwechselparameter Meridianwerten entsprechen bzw. entsprechen sollen.

- Dosimetrie für Entwicklungs- und frühkindliche Stadien
Als Genehmigungsgrundlage werden in der BRD nur Dosisbetrachtungen für 2 Altersgruppen durchgeführt: Erwachsene und Kleinkinder im Alter von 1 Jahr. Durch letztere soll die Exposition von Kindern in konservativer Weise berücksichtigt werden. Für Neugeborene, Säuglinge, Embryonen und Föten, denen man eine besonders hohe Strahlenempfindlichkeit zuordnen muss, wird keine Dosis ermittelt. Zwar sind bei einer Bevölkerungsexposition diese Stadien nur in einer Minderheit gegenüber den postnatalen Altersgruppen anzutreffen, jedoch ist zu untersuchen, ob durch die höhere Empfindlichkeit und eventuell auch höheren Dosisfaktoren nicht doch ein nennenswerter Effekt zu erwarten ist.

Bei den frühen Entwicklungsstadien ist es ein generelles Problem, diese durch physikalische Modelle zu simulieren, weil sie im Vergleich zur Reichweite der ionisierenden Teilchen klein sind und sich durch Wachstum und Differenzierung rasch verändern. Hinzu kommt, dass weitgehende Unkenntnis über den Stoffwechsel der Radionuklide im Mutter-Kind-System und in den fötalen Geweben besteht (NCRP 1998).

Die Dosisfaktoren für die Nachkommen (Embryo, Fötus und Neugeborenes) werden in Bezug auf die inkorporierte Radioaktivität der Mutter angegeben und für einmalige Aufnahme und auch für chronische Zufuhr wie folgt bestimmt (ICRP 2001):

1. Die Dosis des Embryos von der Konzeption bis zum Ende der 8. Woche wird mit der des mütterlichen Uterus gleichgesetzt.

2. Für den Fötus - von der 9. Woche bis zur Geburt - wird die Dosis in gleicher Weise durch biometrische und biokinetische Modellierung abgeleitet wie bei Kindern und Erwachsenen. Die Zufuhr wird von der Plazentakonzentration abgeleitet, die sich aus der mütterlichen Inkorporation vor oder während der Schwangerschaft ergibt. Der Zusammenhang zwischen fötaler Konzentration und derjenigen in der Plazenta ist hauptsächlich aus Tierversuchen abgeleitet.

Die ICRP geht davon aus, dass ihre Vorgehensweise zu konservativen Dosiswerten führt. Dies muss jedoch bezweifelt werden, schon allein deshalb, weil die mütterlichen Konzentrationen mit den oben genannten Unsicherheiten bestimmt werden müssen. Außerdem muss bedacht werden, dass es bei der Inkorporation von Radionukliden in den frühen Stadien zu vergleichsweise enormen Gewebskonzentrationen kommen kann.

In Experimenten mit Mäusen, bei denen trächtige und neugeborene Tiere die gleichen Plutoniumkonzentrationen injiziert bekamen, war die fötale Konzentration viel geringer (bis zum 500-fachen) als in den postnatal kontaminierten Nachkommen. Jedoch die Föten zeigten viel höhere Schäden des blutbildenden Gewebes, die von den Autoren mit der Entstehung von Leukämie in Zusammenhang gebracht werden (LORD et al. 1992). Diese hohe fötale Empfindlichkeit, die auch bei sehr kleinen Inkorporationsdosen gefunden wurde (MASON 1989), zeigte sich spezifisch bei Alphastrahlung. Bei chronischer Gammastrahlung, die zum Vergleich angewendet wurde, war der Effekt wesentlich kleiner. Bei diesen Experimenten ergab sich eine Relative Biologische Wirksamkeit für Alphastrahlen zwischen 250 und 360 (JIANG et al. 1994). Das ist mehr als das Zehnfache des Wertes von 20, der nach ICRP eine konservative Abschätzung liefern soll.

In dem Report von 1998 der NRCP (National Commission on Radiological Protection) über Embryonaldosimetrie wird ein weiteres Problem darin gesehen, dass sich die Radionuklide außerhalb des Embryos im Uterus ablagern können - insbesondere im Dottersack, wie sich aus experimentellen Untersuchungen mit Plutonium, Americium, Neptunium und Curium ergeben hat (Nuklide, die beim Reaktorbetrieb entstehen). Da die Frühstadien des blutbildenden Systems im Dottersack entstehen und ebenso Keimzellen, sind Stammzellen betroffen, die später in den Embryo wandern (MORGAN et al. 1992, SIKOV 1992, STATHER et al. 1992). Die Exposition solcher Stammzellen wurde im Zusammenhang mit den Beobachtungen über Leukämiehäufungen bei britischen kerntechnischen Anlagen diskutiert.

Zusammenfassend ist festzustellen, dass sich nach 40 Jahren Anwendung von Dosisfaktoren die Fachwelt verstärkt daran macht, die Zuverlässigkeit dieser Faktoren zu untersuchen.


Untersuchungen beim Atomkraftwerk Krümmel

Kindliche leukämiefälle im 5 km-Umkreis
Die Krebs- und Leukämieraten bei deutschen Atomkraftwerken bleiben nach der KiKK-Studie auch dann erhöht, wenn die Daten für das Atomkraftwerk Krümmel (KKK) herausgenommen werden.

Bei dieser Anlage an der Elbe, die 1984 in Betrieb ging, wird die Überprüfung der Umgebungskontamination dadurch erschwert, dass seine Emissionen sich mit dem Einflussbereich der 1,5 km davon stromaufwärts liegenden vormaligen GKSS (Gesellschaft für Kernenergieverwertung in Schiffbau und Schifffahrt) überlappen. Die bundeseigene GKSS war eine Kernforschungsanlage, die 1959 ihre Arbeit aufnahm und unter anderem 2 Forschungsreaktoren betrieben hat. Wie auch in der gesamtdeutschen KiKK-Studie sind die Betrachtungen des Leukämiephänomens bei den beiden Geesthachter Anlagen auf den 5 km-Umkreis des KKK bezogen worden. In Abb.6 sind der 5 km-Umkreis und die bekannt gewordenen Leukämiefälle bei Kindern bis 2006 eingetragen.

Die Besonderheit bei den Krümmel-Leukämien war nicht nur, dass die Erhöhung viel größer war als anderswo und auch ältere Kinder als 5 Jahre betraf, sondern dass sie einen steilen Anstieg 1990/91 zeigte und dann in eine etwa kontinuierliche Überhöhung um den Faktor 3 bis zum Jahre 2006 überging (Abb.7).

Die Alters- und Geschlechtsverteilung der Leukämiefälle weicht ab von der normalen Verteilung in der Bevölkerung. Von den 16 erkrankten Kindern (Alter bis unter 15 Jahren) waren 12 zum Zeitpunkt der Diagnose jünger als 5 Jahre(4), die Rate der jüngeren Erkrankungsfälle gegenüber der älteren Gruppe liegt somit im Verhältnis 3:1. Nach dem Mainzer Kinderkrebsregister wären hingegen in der BRD für akute Leukämien 2,2:1 für die entsprechenden Inzidenzen zu erwarten (HAAF et al. 1990). Somit ist das Leukämieauftreten bei Krümmel um 36 % mehr auf die Kleinkindergruppe verschoben. Dies ist mit der höheren Strahlenempfindlichkeit bei jüngerem Alter kompatibel.

12 von 16 der an Leukämie Erkrankten sind Jungen, das Geschlechtsverhältnis männlich/weiblich beträgt somit 3/1, während nach dem Mainzer Kinderkrebsregister dafür 1,2/1 zu erwarten wäre, also nur 20 % männliche Fälle mehr als weibliche. Diese Verschiebung ist ebenfalls typisch für strahleninduzierte Leukämie, wie ein Verhältnis Männer/Frauen von 2/1 bei den japanischen Atombombenüberlebenden zeigt (FINCH & Finch 1990).

Eigene stichprobenartige Untersuchungen in der Bevölkerung mit Hilfe der biologischen Dosimetrie in den Jahren 1992/93 ergaben eine eindeutige "Verstrahlung" weit oberhalb des zulässigen Grenzwerts (DANNHEIM 1996, SCHMITZ-FEUERHAKE et al. 1997).

Auf Grund der relativ kurzen Latenzzeit bei strahleninduzierter Leukämie lässt sich nach unseren Recherchen im Rahmen der Kommissionsarbeit die Ursache der Leukämieerhöhung wie folgt interpretieren: es gibt eine kontinuierliche Leukämieinduktion durch chronische Leckagen des KKK um etwa den Faktor 3 und es ereignete sich ein Unfall in der GKSS in September 1986, der zu dem steilen Anstieg der Fälle 1990/91 führte.

Die Erkenntnis, dass ein Projekt der GKSS und nicht das KKK für einen Ausstoß von Kernbrennstoffen in die Umgebung verantwortlich war, wurde in den letzten Jahren der Kommissionsarbeit durch die Arbeiten der ARGEPhAM(5) gewonnen. Die Indizien und Schlussfolgerungen werden an anderer Stelle beschrieben (PFLUGBEIL 2008, SCHMITZ-FEUERHAKE et al. 2003, 2005, WASSERMANN et al. 2005).


Widersprüche zwischen Immission und Emission beim Kernkraftwerk Krümmel (KKK)
Mitglieder der Leukämiekommissionen und von der Bürgerinitiative gegen Leukämie in der Elbmarsch vorgeschlagene Gutachter führten eine umfangreiche Durchsicht der Ergebnisse der Umgebungsüberwachung für die beiden kerntechnischen Anlagen durch. Dabei zeigten sich chronische - im Sinne von immer wiederkehrenden - Immissionen an Spalt- und radioaktiven Korrosionsprodukten in Luft, Regenwasser und Boden, die nach AVV mit den genehmigten Emissionen der Anlagen nicht erklärbar sind (SCHMITZ-FEUERHAKE et al. 1996, 1997, 2005; SCHMITZ-FEUERHAKE 2001a). Sie zeigten sich ab 1983, als der Probebetrieb des Kernkraftwerks begann, und sind auch deshalb wahrscheinlich dem KKK zuzuordnen, da die Aktivitäten in der GKSS naturgemäß sehr viel wechselhafter waren als ein Kraftwerksbetrieb und die dortigen Forschungsreaktoren mit sehr viel kleinerer Leistung wesentlich geringere genehmigte Abgaben hatten.

Messungen der Gammadosis in der Umgebung ergaben systematisch höhere Werte und damit eine messbare Erhöhung im 5 km-Umkreis des Kraftwerks gegenüber weiter außen liegenden Zonen und in bestimmten Sektoren, die mit den Voraussagen über die maximale Bevölkerungsdosis nach AVV nicht übereinstimmen. Der TÜV Norddeutschland hatte das Sicherheitsgutachten zur Genehmigung des KKK angefertigt und eine maximale Exposition bei Ausnutzung der Genehmigungswerte für die Bevölkerung von 0,04 mSv ermittelt (TÜV 1983).

Das Überwachungsprogramm beim KKK umfasst Messungen der jährlichen Gammadosis durch 80 Festkörperdosimeter (TLD), die in der Umgebung verteilt sind. Es wurden Analysen durchgeführt, in der jeweils der Mittelwert der Messungen über die Jahre in einer inneren Zone mit dem in einer äußeren Zone verglichen wurde (ZIGGEL 1996). Den Vergleich der Zone 0-2,5 km gegenüber der Zone 5-15 km zeigt Abb. 8. Die Differenz der Werte beträgt im Zeitraum von 1983 bis 1991 im Mittel 0,09 mSv pro Jahr. Dieser Wert liegt nicht nur um den Faktor 2 höher als die angeblich konservative Berechnung der Dosis am maximalen Aufpunkt ergibt, sondern ist eben auch ein Mittelwert, während man mit der Maximaldosis einen sehr viel kleineren Mittelwert in der gesamten Umgebung verbindet.

Daher muss man beim KKK unterstellen, dass entweder unkontrollierte Emissionen vorgekommen sind oder aber die AVV-Modellierung eben nicht konservativ ist. Die genannten anderen chronischen Immissionen lassen ebenfalls nur diesen Schluss zu.

Der wahrscheinliche Grund für die wiederkehrenden Kontaminationen der Umgebung wurde auch gefunden. Aus betrieblichen Unterlagen, die den Kommissionen zur Einsicht überlassen wurden, ergab sich, dass der Reaktor Krümmel ungewöhnlich hohe Reaktorwasserleckagen hatte. Bei einem Siedewasserreaktor wie dem KKK sind gewisse Leckagen des Primärwassers normal, da bei ihm die Steuer- und Regelstäbe von unten in den Druckkessel eingeführt werden (Abb. 9).

Der TÜV hat bei seiner Abschätzung der Bevölkerungsdosis im Sicherheitsgutachten Reaktorwasserleckagen innerhalb des Reaktorgebäudes angenommen, die für 90 % der Betriebszeit 0,4 l/h und für 10 % der Betriebszeit 4 l/h betragen sollen (TÜV 1983). Das ergibt für 8000 Stunden vollen Betrieb im Jahr eine Wassermenge von 6,1 m³ im Jahr. Diese soll die Hauptanteile der Ableitungen an Jod und anderen Feststoffnukliden liefern, und damit auch einen nennenswerten Anteil an der Bevölkerungsexposition. Der Reaktor Krümmel hat jedoch typischerweise sehr viel höhere Reaktorwasserleckagen gezeigt, die häufig Werte oberhalb von 40 l/h erreichten bis hin zu 300 l/h. Die sich daraus ergebenden Jahresleckagen sind in Abb.10 dargestellt. Anstelle von 6,1 m³ liefen im Jahr 1986 mehr als 900 m³, im Jahr 1990 mehr als 400 m³ und in den Jahren 1993 und 1995 mehr als 600 m³ aus. Im Zeitraum 1984-89 betrug die Leckagemenge 2300 m³, also im Mittel 380 m³ im Jahr und damit über 60mal soviel wie der TÜV für den Normalbetrieb ansetzt.

Die Dosisbeiträge zur Exposition der Bevölkerung bei angenommenen Emissionen unterscheiden sich typischerweise dadurch, ob die Emissionen mehr durch Freisetzungen aus den Gase und Dampf enthaltenden Teilen der aktivitätsführenden Bereiche oder von Reaktorwasserleckagen herstammen. Der Grund ist, dass die durch poröse Brennstaboberflächen in das Reaktorwasser gelangenden gasförmigen und leicht flüchtigen Spalt- und Folgeprodukte, d.h. die Edelgase, Halogene und Tritium überwiegend ausgasen, während die Feststoffe überwiegend im Reaktorwasser zurückbleiben.

Auf jeden Fall sind bei Krümmel erhebliche Mengen Primärwasser ausgetreten, in dem sich neben Spaltprodukten auch Kernbrennstoff und Brutprodukte (Plutonium, Americium etc.) befinden. Unter ihnen führen die Alphastrahler bei Freisetzung in die Umgebung insbesondere zum Anstieg der Knochenmarksdosis. Die Leckagen müssen auf jeden Fall zunächst zu einer bedeutsamen Kontamination der Räume des Sicherheitsbehälters geführt haben, der mit einer Spülluftvorrichtung zur Entfernung von Radioaktivität über den Abluftkamin versehen ist. Es ist die Frage, wann solche notwendigen Spülungen vorgenommen wurden und wie sie sich auswirkten.

Hinweise auf eine Kontamination im Reaktorgebäude gibt ein Bericht der Internationalen Atomenergieorganisation über einen Besuch im Kernkraftwerk im Februar/März 1987, der im Rahmen der Überwachung der Betriebssicherheit von kerntechnischen Anlagen erfolgte (OSART Mission). Darin wird als "verhältnismäßig ungewöhnliches Vorkommnis" erwähnt, dass sich Korrosionsprodukte auf den Brennstäben in großem Umfang ablösten, die zu einer anlageninternen Kontamination geführt hatten und infolgedessen zu einem erheblich erhöhten Strahlenpegel im Reaktorbereich. Ob wirklich Korrosionsprodukte die Ursache für die Kontamination gewesen sind - der Reaktor war zu der Zeit erst 3 Jahre im Betrieb - und nicht die uns aufgefallenen Reaktorwasserleckagen konnte durch die Arbeit in der schleswig-holsteinischen Leukämiekommission nicht geklärt werden.

Aus dem Gutachten des TÜV über die Auswirkungen hypothetischer Störfälle beim KKK geht hervor, dass Kühlmittelverlust zu einer Umgebungskontamination führt, deren Gammastrahlungsanteil beim Erwachsenen nur gering ist gegenüber der Knochenmarksdosis durch Inhalation von beta- und alpha-strahlenden Nukliden. Das gilt für den Fall, dass die ausgetretenen Reaktorwassernuklide vor der Spülung für einen längeren Zeitraum im Sicherheitsbehälter gespeichert waren (TÜV 1982). Damit läge ein Szenario vor, in dem die Bevölkerungsdosis ansteigt, ohne dass dieses durch die Gammastrahlung in der Umgebung genügend auffällig angezeigt wird.

Im Strahlenbiologischen Gutachten haben wir angenommen, dass die bei Krümmel durch Festkörperdosimeter gemessene Erhöhung der Gammadosis in der Nahumgebung auf Kühlmittelleckagen zurückgeht. Anhand der Angaben des TÜV haben wir damit auf die Erhöhung der Gesamtdosis geschlossen (SCHMITZ-FEUERHAKE 2001b). Das Ergebnis ist in Tabelle 2 dargestellt. Es ist darauf hinzuweisen, dass dieses mittlere Bevölkerungsdosen sind, da sie von einem gemessenen Mittelwert abgeleitet wurden. Danach hätte ein Kleinkind im Nahbereich des KKK eine Knochenmarksdosis von 0,65 mSv pro Jahr erhalten. Hinzu käme noch eine Dosis durch Ingestion.

Die Dosis von 0,65 mSv pro Jahr würde in etwa 1/4 der Dosis entsprechen, die für den KiKK-Effekt (jährlich 2,5 mSv, s. S. 38) verantwortlich sein könnte.


rotes Knochenmark

Kleinkind 1 J.
Erwachsene
Bodenstrahlung
Inhalation
gesamt
ges. in 6 Jahren
0,50 mSv/a
0,15 mSv/a
0,65 mSv/a
3,90 mSv
0,33 mSv/a
2,33 mSv/a
2,66 mSv/a
16 mSv

Tab. 2: Extrapolierte mittlere Jahresdosis 1984-1989 über den Luftpfad durch
Kühlmittelverlust ausgehend von gemessener Gammadosis beim KKK


Schlussfolgerungen

Die Behauptung, die beobachtete Leukämiehäufung bei deutschen Kernkraftwerken sei nicht auf Strahlung zurückzuführen, weil die Dosis durch die radioaktiven Emissionen der Anlagen nicht ausreiche, ist wissenschaftlich nicht haltbar. Der scheinbare Widerspruch löst sich auf, wenn man die strahlenbiologischen Erkenntnisse über die Empfindlichkeit von Kleinkindern, Embryonen und Föten berücksichtigt sowie das genetische Risiko. Die verbleibende Diskrepanz zwischen amtlich ermittelter Dosis und beobachtetem Effekt lässt sich ohne weiteres durch die Unsicherheiten der bei der Dosisberechnung verwendeten Parameter erklären, im Fall Krümmel ferner durch die real festzustellenden Umgebungskontaminationen.


Anmerkungen

(1) Deutsche Sektion der Internationalen Ärzte für die Verhütung des Atomkrieges, Ärzte in sozialer Verantwortung e.V.

(2) Abweichungen bis zu 2 Größenordnungen können dadurch erreicht werden, siehe Schumacher Anhang C1.

(3) Die maximale Emission am Tag (24 h) darf 1 % der Jahresabgabe nicht überschreiten mit Ausnahme von Jod, welches 0,05 % der Jahresabgabe nicht überschreiten darf. Die maximale Emission für eine Stunde wurde jedoch auf das 20fache der mittleren Jahresabgabe pro Stunde gesetzt (siehe Hinrichsen Anhang D, Schumacher Anhang C1)

(4) 3 im Alter 5-10 J., 1 im Alter von 12 J.

(5) Arbeitsgemeinschaft Physikalische Analytik und Messtechnik, Weinheim


Nachweise

ALBERT, R.E., OMRAN, A.R. (1968): Follow-up study of patients treated by X-ray epilation for tinea capitis, Arch. Environ. Health 17: 899-918.

AUSTIN, C.R., SHORT, R.V. (1976): Fortpflanzungsbiologie der Säugetiere. Band 1 Keimzellen und Befruchtung. Pareys Studientexte 6, Berlin, Hamburg.

AVV (1990): Allgemeine Verwaltungsvorschrift zu § 45 StrSchVO: Ermittlung der Strahlenexposition durch die Ableitung radioaktiver Stoffe aus kerntechnischen Anlagen oder Einrichtungen, Bundesanzeiger Nr. 64a vom 31. März 1990.

BEIR V (1990): National Res. Council, Committee on the Biological Effects of Ionizing Radiation, Health Effects of Exposures to Low Levels of Ionizing Radiation. Nat. Academy Press, Washington 1990.

BEIR VII PHASE 2 (2006): Committee to Assess Health Risks from Exposure to Low Levels of Ionizing Radiation, Health Risks from Exposure to Low Levels of Ionizing Radiation, Nat. Academies Press, Washington D.C. 2006, www.nap.edu.

BMU (Hrsg.) (1992): Modelle, Annahmen u. Daten mit Erläuterungen zur Berechnung der Strahlenexposition bei der Ableitung radioaktiver Stoffe mit Luft oder Wasser zum Nachweis der Einhaltung der Dosisgrenzwerte nach § 45 StrlSchV. Veröffentl. der Strahlenschutzkommission Bd. 17, Gustav Fischer Verlag, Stuttgart, Jena, New York 1992.

BONKA, H. (1982): Strahlenexposition durch radioaktive Emission aus kerntechnischen Anlagen im Normalbetrieb. Verlag TÜV Rheinland, Köln.

DANNHEIM, B. (1996): Retrospektive Dosisermittlung bei Kindern. In Heinemann, G., Pfob, H. (Hrsg.): Strahlenbiologie und Strahlenschutz. 28. Jahrestagung des Fachverbands für Strahlenschutz, Hannover, 172-176.

DANNHEIM, B. et al. (2000): Strahlengefahr für Mensch und Umwelt. Bewertungen der Anpassung der deutschen Strahlenschutzverordnung an die Forderungen der EU-Richtlinie 96/29/Euratom. Berichte des Otto Hug Strahleninstituts Nr. 21-22.

DICKINSON, H.O., PARKER, I. (2002): Leukaemia and non-Hodgkin's lymphoma in children of male Sellafield radiation workers, Int. J. Cancer 99: 437-444.

FAIRLIE, I. (2005): Uncertainties in doses and risks from internal radiation, Medicine, conflict and survival 21: 111-126.

FINCH, S.C., FINCH, C.A. (1990): Summary of the studies at ABCC-RERF concerning the late hematologic effects of atomic bomb exposure in Hiroshima and Nagasaki, RERF Tech Rpt TR 23-88. Hiroshima, Radiation Effects Foundation.

FRITZ-NIGGLI, Hedi (1997): Strahlengefährdung/Strahlenschutz. Ein Leitfaden für die Praxis. Verlag Hans Huber, Bern.

GARDNER, M.P., SNEE, M.P., HALL, A.J., POWELL, A.J., DOWNES, S., TERRELL, J.D. (1990): Results of case-control study of leukemia and lymphoma among young people near Sellafield nuclear plants in West Cumbria, Brit. Med. J. 300: 423-429.

GILMAN, E.A., KNEALE, G.W., KNOX, E.G., STEWART, A.M. (1989): Recent estimates of the risks of childhood cancer following irradiation of the fetus. In Baverstock, K.F., Stather, J.W. (Hrsg.), Low Dose Radiation. Taylor & Francis, London, New York, Philadelphia, 334-339.

GRAHAM, S., LEVIN, M.L., LILIENFELD, A.M. et al. (1966): Preconception, intrauterine, and postnatal irradiation as related to leukemia, Natl. Cancer Inst. Monogr. 19: 347-371.

HAAF, H.G., KAATSCH, P., MICHAELIS, J.: Jahresbericht 1989 des Kinderkrebsregisters Mainz. Johannes Gutenberg-Universität, Institut für Medizische Statistik und Dokumentation, Mainz, August 1990

HICKS, N., ZACK, M., CALDWELL, G.G., FERNBACH, D.J., FALLETTA, J.M. (1984): Childhood cancer and occupational radiation exposure in parents, Cancer 53: 1637-1643.

HINRICHSEN, K. (2001): Kritische Würdigung der metereologischen Basis im Zusammenhang mit den AVV, Anhang D in s. Stevenson.

ICRP, International Commission on Radiological Protection (1994): Human Respiratory Tract Model for Radiological Protection, ICRP-Publication 66, Pergamon Press, Oxford.

ICRP, International Commission on Radiological Protection (2001): Doses to the embryo and fetus from intakes of radionuclides by the mother, ICRP Publication No.88, Annals of the ICRP 31, No.1/3.

ICRP, International Commission on Radiological Protection (2003): Biological effects after prenatal irradiation (embryo and fetus), ICRP Publication 90, Annals of the ICRP 33, No.1-2.

JIANG, T.-N., LORD, B.I., HENDRY, J.H. (1994): Alpha particles are extremely damaging to developing hemopoiesis compared to gamma irradiation, Radiat. Res. 137: 380-384.

KAATSCH, P., SPIX, C., SCHMIEDEL, S., SCHULZE-RATH, R., MERGENTHALER, A., BLETTNER, M. (2007): Epidemiologische Studie zu Kinderkrebs in der Umgebung von Kernkraftwerken (KiKK-Studie). Bundesamt für Strahlenschutz.

KALETSCH, U., HAAF, G., KAATSCH, P., KRUMMENAUER, F., MEINERT, R., MIESNER, A., MICHAELIS, J. (1995): Fallkontrollstudie zu den Ursachen von Leukämie bei Kindern in Niedersachsen, Institut für Med. Statistik u. Dokumentation., Joh. Gutenberg-Universität Mainz.

KUNI, H. (2001): Kanzerogenität unter besonderer Berücksichtigung immunhämatopoetischer Malignitäten. Anhang L in s. STEVENSON.

LORD, B.I., MASON, T.M., HUMPHREYS, E.R. (1992): Agedependent uptake and retention of 239Pu: its relationship to haemopoietic damage, Radiat. Prot. Dosim. 41: 163-167.

MASON, T. (1989): A study of the effects of perinatal plutonium contamination on the development of haemopoietic tissues. Manchester University, Ph. D. Thesis.

McKINNEY, P.A., ALEXANDER, F.E., CARTWRIGHT, R.A., PARKER, L. (1991): Parental occupations of children with leukemia in west Cumbria, north Humberside, and Gateshead, Br. Med. J. 302: 681-687.

MORGAN, A., HARRISON, J.D., STATHER, J.W. (1992): Estimation of embryonic and fetal doses from 239Pu, Health Phys. 63: 552-559.

NATARAJAN, N., BROSS, I.D.J. (1973): Preconception radiation leukemia, J. Med. 4: 276-281.

NCRP Report No.128 (1998), National Council on Radiation Protection and Measurements: Radionuclide Exposure of the Embryo/Fetus. Bethesda.

NOMURA, T. (1991): Paternal exposure to radiation and offspring cancer in mice: reanalysis and new evidences, J. Radiat. Res. Suppl. 2: 64-72.

OSART, Operational Safety of Nuclear Installations, Int. Atomic Energy Agency. Federal Republic of Germany Krümmel. Febr. 16-March 6, 1987, Report to the Government of the Federal Republic of Germany. IAEANENS/OSART/87/7, April 1987.

PFLUGBEIL, S.(2008): Elbmarschleukämien: Dosisbestimmung aus Umweltkontaminationen bei Geesthacht. Gesellschaft für Strahlenschutz, Symposium Umweltmedizin: Evidenz-Kontroverse-Konsequenz in der Charité Berlin, 28.Sept. www.strahlentelex.de/Tagungsreader_Berlin_2008-1.pdf

REI: BMU - RS II 5 - 15603/5: Richtlinie zur Emissions- und Immissionsüberwachung kerntechnischer Anlagen. RdSchr. v. 30.6.93, REI 3.23, Stand Juni 1993.

RON, E., MODAN, B., BOICE, J.D. (1988): Mortality after radiotherapy for ringworm of the scalp, Am. J. Epidemiol. 127: 713-725.

SCHMITZ-FEUERHAKE, I., SCHUMACHER, O., ZIGGEL, H. (1996): Umweltindikatoren für radioaktive Freisetzungen durch das KKW Krümmel. In Heinemann, G., Pfob, H. (Hrsg.): Strahlenbiologie und Strahlenschutz. 28. Jahrestagung des Fachverbands für Strahlenschutz, Hannover, 353-357.

SCHMITZ-FEUERHAKE, I., DANNHEIM, B., HEIMERS, A., OBERHEITMANN, B., SCHRÖDER, H., ZIGGEL, H. (1997): Leukemia in the proximity of a German boiling water nuclear reactor: evidence of population exposure by chromosome studies and environmental radioactivity, Environ. Health Persp. 105, Suppl.6: 1499-1504.

SCHMITZ-FEUERHAKE, I. (2000): Bewertung neuer Dosisfaktoren. In Dannheim, B. et al.: Strahlengefahr für Mensch und Umwelt. Bewertungen der Anpassung der deutschen Strahlenschutzverordnung an die Forderungen der EU-Richtlinie 96/29/Euratom, Berichte des Otto Hug Strahleninstituts Nr. 21-22: 55-74.

SCHMITZ-FEUERHAKE, I. (2001a): Kritische Diskussion der strahlenschutzrechtlichen Bestimmungen mit besonderem Blick auf die Aufnahme und Wirkung radioaktiver Stoffe im Körper, Anhang B1 in s. STEVENSON, http://www.oh-strahlen.org/docs/index.html#strbgab1.

SCHMITZ-FEUERHAKE, I. (2001b): Immissionsrichtwerte der atomrechtlichen Bestimmungen, Anhang B 2 in s. STEVENSON.

SCHMITZ-FEUERHAKE, I. (2001c): Kritische Diskussion der Bevölkerungsschutzbestimmungen beim Betrieb von AKW in der Bundesrepublik, Anhang B 3 in s. STEVENSON.

SCHMITZ-FEUERHAKE, I., MIETELSKI, J.W., GACA, P. (2003): Transuranic isotopes and 90Sr in attic dust in the vicinity of two nuclear establishments in northern Germany, Health Physics 84: 599-607.

SCHMITZ-FEUERHAKE, I., DIECKMANN, H., HOFFMANN, W., LENGFELDER, E., PFLUGBEIL, S., STEVENSON, A.F. (2005): The Elbmarsch leukemia cluster: are there conceptual limitations in controlling immission from nuclear establishments in Germany? Arch. Environ. Contamination Toxicol. 49: 589-601.

SCHMITZ-FEUERHAKE, I. (2006): Forschung am Problem vorbei: die aktuellen Konstruktionen des Deutschen Kinderkrebsregisters und anderer Wissenschaftler zur Ursache der Leukämiehäufung in der Elbmarsch. umwelt-medizin gesellschaft 19: 306-312.

SCHUMACHER, O. (2001): Zuverlässigkeit der AVV hinsichtlich der Emissionsausbreitungs-Berechnungen und Dosisermittlung, Anhang C1 in s. Stevenson.

SHIONO, P.H., CHUNG, C.S., MYRIANTHOPOULOS, N.C. (1980): Preconception radiation, intrauterine diagnostic radiation, and childhood neoplasia, J. Natl. Cancer 65: 681-686.

SHIMIZU, Y., KATO, H., SCHULL, W. (1989): Life Span Study Report 11. Part 2. Cancer Mortality in the year 1959-1985 based on the recently revised doses (DS 86) ReRF Technical report TR 5-88, Hiroshima, Radio Effects Foundation.

SHU, X.-O., GAO, Y.T., BRINTON, L.A., LINET, M.S., TU, J.T., ZHENG, W., FRAUMENI, J.F. (1988): A population-based case-control study of childhood leukemia in Shanghai, Cancer 62: 635-644.

SHU, X.-O., REAMAN, G.H., LAMPKIN, B., SATHER, H.N., PENDERGRASS, T.W., ROBISON, L.L. (1994): Association of paternal diagnostic X-ray exposure with risk of infant leukemia, Cancer Epid. Biomarkers & Prevention 3: 645-653.

SIKOV, M.R. (1992): Hazards and risks from prenatal irradiation: emphasis on internal radionuclide exposures, Radiat. Prot. Dosim. 41: 265-272.

STATHER, J.W., HARRISON, J.D., KENDALL, G.M. (1992): Radiation doses to the embryo and fetus following intakes of radionuclides by the mother, Radiat. Prot. Dosim. 41: 111-118.

STEVENSON, A.F.G. (2001), Institut für Toxikologie der Christian-Albrechts-Universität zu Kiel: Strahlenbiologisches Gutachten zur Ermittlung des Standes wissenschaftlicher Erkenntnisse und der Verlässlichkeit der Strahlenschutzbestimmungen unter besonderer Berücksichtigung der Belastung durch Radioaktivität in der Umgebung von Kernkraftwerken und zur Frage der Strahleninduktion kindlicher Leukämien, durchgeführt im Auftrag des Ministeriums für Finanzen und Energie des Landes Schleswig-Holstein, Kiel.

STEWART, A.M., WEBB, J., HEWITT, D. (1958): A survey of childhood malignancies, Brit. Med. J. 1: 1495-1508.

STRAUME, T. (1995): High-energy gamma rays in Hiroshima and Nagasaki: implications for risk and wR, Health Phys. 69: 954-956.

TÜV Norddeutschland (1982): Störfälle mit Aktivitätsfreisetzungen. Gutachten über die Sicherheit des Kernkraftwerks Krümmel. Hamburg, Dezember 1982, Nr. 27-82-007.

TÜV Norddeutschland (1983): Gutachten über die Sicherheit des Kernkraftwerks Krümmel zum Strahlenschutz beim Betrieb. Teil II des Betriebsgutachtens. Hamburg, Juli 1983, Nr. 27-83-007.

UNSCEAR, United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation (1996): Report to the General Assembly, United Nations, New York.

WASSERMANN, O., DIECKMANN, H., SCHMITZ-FEUERHAKE, I., KUNI, H., SCHOLZ, R., LENGFELDER, E. (2005): Erkenntnisse der schleswig-holsteinischen Fachkommission Leukämie im Zeitraum 1993-2004 zur Ursache der in der Nahumgebung der Geesthachter Atomanlagen aufgetretenen Leukämiehäufung bei Kindern. Abschlussbericht des Vorsitzenden v. 15.9.2004, umwelt-medizin gesellschaft 19: 305-312.

ZIGGEL, H. (1996): Untersuchung zur Rekonstruktion kurzlebiger Spaltproduktemissionen durch das Kernkraftwerk Krümmel anhand der Auswertung von Umgebungsüberwachungs-Meßdaten, Auftrag des Niedersächsischen Sozialministeriums, Bremen, Februar.


Kontakt:
Dr. rer. nat. Inge Schmitz-Feuerhake, Univ.-Prof. i.R.
Mitglied der früheren schleswig-holsteinischen und
niedersächsischen Expertenkommissionen zur Aufklärung
der Ursachen der Elbmarschleukämien
Peter-Michels-Str. 54
50827 Köln
ingesf@uni-bremen.de


Bildunterschriften der im Schattenblick nicht veröffentlichten Abbildungen der Originalpublikation:

Abb. 1: Relative Häufigkeit der Leukämieerkrankungen nach pränataler Exposition durch diagnostisches Röntgen in Abhängigkeit von der Zeitdauer nach Geburt

Abb. 2: Zeitlicher Verlauf des Auftretens der Leukämiefälle bei den japanischen Atombombenüberlebenden von Hiroschima und Nagasaki (FINCH & FINCH 1990)

Abb. 3: Radioaktive Belastungspfade in der Umgebung eines Kernkraftwerks

Abb. 4: Schematische Darstellung der Korrektur des Ausbreitungsmodells aufgrund von Geländeeinflüssen bei Diffusionskategorien A bis D (aus BMU 1992)

Abb. 5: Vorderansicht des ICRP-Standardmensch-Modells

Abb. 6: Karte zur Lokalisation von 16 Fällen mit Akuter Leukämie bei Kindern unter 15 Jahren im 5 km-Umkreis des Kernkraftwerks Krümmel (1990-2006)
Zusätzlich eingetragen: 1 Fall von 2004 "geringfügig außerhalb des Kreises", 1 Fall eines Jugendlichen (21 J., 1991), 1 kindlicher Fall aplastische Anämie 1989 (strahleninduzierbare Blutkrankheit)

Abb. 7: Zeitlicher Verlauf der kindlichen Leukämiefälle im 5 km-Umkreis des KKK

Abb. 8: Mittlere jährliche Gammadosis in 2 Zonen um KKK (TLD) schwarz: 0-2,5 km, grau: 5-15 km

Abb. 9: Sicherheitsbehälter mit Einbauten beim Siedewasserreaktor Krümmel

Abb. 10: Primärkühlmittelleckagen aus der druckführenden Umschließung innerhalb des Sicherheitsbehälters beim Kernkraftwerk Krümmel


*


Quelle:
umwelt · medizin · gesellschaft Nr. 1/2009, (Februar 2009) S. 34-45
22. Jahrgang
Verlag: UMG Verlagsgesellschaft mbH
Frielinger Str. 31, 28215 Bremen
Chefredaktion (V.i.S.d.P.): Erik Petersen
Tel.: 0421/498 42 51; Fax: 0421/498 42 52
E-Mail: umg-verlag@t-online.de
Internet: www.umwelt-medizin-gesellschaft.de

Erscheinungsweise: vierteljährig
Bezugspreis: Für Mitglieder der Umweltmedizinischen Verbände dbu, DGUHT, IGUMED
und Ökologischer Ärztebund sowie des weiteren beteiligten Verbands
DGMCS ist der Bezug der Zeitschrift im Jahresbeitrag enthalten.
Das Abonnement kostet ansonsten jährlich 38,- Euro frei Haus, Ausland 45,- Euro.
Einzelheft: 10,- Euro


veröffentlicht im Schattenblick zum 29. August 2009