Der Transferfaktor gibt das Verhältnis der Radionuklidkonzentration im eßbaren Teil einer Pflanze zur Radionuklidkonzentration des Bodens an, auf der sie gewachsen ist. Ein Transferfaktor von 0,1 z.B. bedeutet, daß die Konzentration des betreffenden Isotopes in der Pflanze 0,1 oder 10 % im Vergleich zur Konzentration im Boden ist. Liegt der Faktor über 1, reichert die Pflanze das betreffende Isotop an, z.B. bei einem Faktor von 2 auf das Doppelte.

Der Transferfaktor ist keine Konstante, sondern hängt sehr stark ab von der Radionuklidart, von der Konzentration des Radionuklids im Boden, der Bodenart, dem Mineralstoffangebot, der Düngung, dem Humusgehalt und der Pflanzenart. Entsprechend hoch ist die Schwankungsbreite der bislang ermittelten Transferfaktoren.

Tabelle: Schwankungsbreite der Transferfaktoren Boden-Pflanze für Cäsium und Strontium
in Bq/kg Frischgewicht Pflanze : Bq/kg Boden Trockengewicht
(Quelle: IFEU-Bericht Nr. 43)

Der Wert für "Vegetation" ist der von der Strahlenschutzkommission für alle Pflanzen- und Bodenarten einheitlich verwendete Transferfaktor, der vom BMI 1979 zur allgemeinen Verwendung in radioökologischen Berechnungen empfohlen wurde.

Trotz der hohen Variationsbreite gibt es einige Gesetzmäßigkeiten, mit deren Hilfe man den Transferfaktor zumindest grob einschätzen kann:

• Sandige Böden haben höhere Transferfaktoren als Lehm- und Tonböden, die ein hohes Rückhaltevermögen für Nährstoffe haben. (Ausnahme: Strontium wird von Pflanzen intensiver aus Lehmböden aufgenommen)
• Der Transferfaktor für Cäsium wird meistens erniedrigt, wenn andere Alkalimetalle wie Kalium oder Natrium in höheren Konzentrationen vorliegen. Dies gilt entsprechend für Strontium gegenüber anderen Erdalkalimetallen wie Calcium oder Magnesium.
• Bei Böden mit einer schlechten Nährstoffversorgung kann man daher durch Düngung mit Calcium und Kalium die Aufnahme von ¹³⁷Cs und ⁹⁰Sr durch die Pflanze verringern. Eine Überdüngung muß aber auf jeden Fall vermieden werden, da ein unausgewogenes Nährstoffverhältnis im Boden eine Minderung des Pflanzenertrages und eine drastische Veränderung des pH-Wertes in manchen Böden eine Festlegung anderer, für die Pflanze wichtiger Nährstoffe verursachen können.
• Cäsium wird im Boden in Tonminerale, vor allem Illit eingelagert und kann von dort nicht von den Pflanzenwurzeln aufgenommen werden. Durch überhöhte K-Düngung kann es allerdings wieder ausgetauscht und damit wieder pflanzenverfügbar werden. Bei tonarmen Böden empfiehlt sich die Zugabe von Bentonit-Mehl, einem Tongestein, daß als Hauptbestandteil Montmorillonit enthält und somit große Mengen an Cäsium einlagern kann.
• Strontium wird von organischer Substanz und Ton gebunden, aber wesentlich schwächer als Cäsium und es wird daher etwa zehnmal stärker von den Pflanzen aufgenommen.

Tabelle: Mittlere Transferfaktoren für ¹³⁷Cs und ⁹⁰Sr
in pflanzlichen Nahrungsmitteln
(Ergebnisse aus langjährigen Lysimeterversuchen)
(Quelle: atomwirtschaft 1986)

Auch über das Anreicherungspotential der verschieden Pflanzen gibt es widersprüchliche Aussagen. Am Häufigsten findet man folgende Kette (abnehmender Transferfaktor):

Blattgemüse - Wurzelgemüse - Getreide - Kartoffel

• Generell läßt sich sagen, daß sich die Radionuklide hauptsächlich im Sproß und in den Blättern finden und weniger in den Früchten und Speicherorganen.
• Eine Sonderstellung nehmen Leguminosen und Futtergräser ein, die sehr hohe Transferfaktoren sowohl für Cäsium als auch für Strontium aufweisen.
• Einen Anhaltspunkt für den Transferfaktor einzelner Pflanzen kann der Mineralstoffgehalt der betreffenden Pflanzen sein, da man davon ausgehen kann, daß Pflanzen mit einem großen Kali-Hunger auf kaliumarmen Böden verstärkt Cäsium aufnehmen werden; das gleiche gilt für calciumreiche Pflanzen und Strontium.

Tabelle: Kalium- und Calziumgehalt von Pflanzen
(Quelle: Natur 7/1986, S.89)

Über die Pflanzen finden die Radionuklide ihren Weg in tierische Lebensmittel wie Fleisch und Milch und schließlich zum Endverbraucher Mensch. Auch hier hat man Transferfaktoren bestimmt und auch hier gibt es eine erhebliche Schwankungsbreite:

Tabelle: Schwankungsbreite der Transferfaktoren Pflanze-Tier für Cäsium
in Bq/kg Frischgewicht Fleisch : Bq/kg Frischgewicht Pflanze
(Quelle: IFEU-Bericht Nr. 43)

An- und Abreicherung in diesem Teil der Nahrungskette sind nicht mehr allein vom Transferfaktor abhängig, sondern außerdem von der Halbwertszeit des entsprechenden Nuklids, der biologischen Halbwertszeit, der Radioaktivitätskonzentration im Futter sowie der Futterzusammensetzung. Mit einer Anreicherung muß man z.B. rechnen, wenn der Transferfaktor beim Rind > 0,02, beim Schwein > 0,1 und beim Geflügel > 1 beträgt.

Über die Futterzusammensetzung kann man auch hier die Transferfaktoren beeinflusse. Der Übergang von Strontium kann durch Ca-Gaben verringert werden. Weniger Cäsium gelangt in das Fleisch bzw. in die Milch, wenn das Futter hohe Faseranteile enthält, wenn die Futterpflanze auf kaliumreichen Boden wuchsen oder gar Kalium mit dem Futter vermischt wird. Auch durch Zumischung von Bentonit läßt sich die Cs-Aufnahme erheblich vermindern.

Während Cäsium von Mensch und Tier gut aus der Nahrung aufgenommen wird, landet der größte Teil des Strontiums bei erwachsenen Tieren in den Endprodukten der Verdauung. Bei Kindern und Jungtieren sieht es allerdings leider anders aus. Zwei Tage alte Kälber und drei Wochen alte Ferkel entziehen dem Futter 94 % des Strontiums, während ihre Muttertiere nur ca. 15 % verwerten.Säuglinge nehmen in den ersten beiden Lebensmonaten fast 2/3 des Strontiums in der Nahrung auf, ihre Eltern dagegen nur 20-50 %.

Die Strontium-Konzentration in der Milch ist bei Tieren, die relativ wenig Milch geben (Ziege, Schaf), höher als beispielsweise bei Kühen.

In der Milch verteilen sich Cäsium und Strontium unterschiedlich. Beide Isotope meiden das Fett, so daß Butter und Rahm weniger belastet sind als Magermilch. Bei der Käseherstellung geht das Cäsium immer in die Molke, gleichgültig ob das Kasein durch bakterielle Säuerung (z.B. bei Harzer Käse, Romadur, Quark und Frischkäse) oder durch Labferment (bei Hart-und Schnittkäse wie Tilsiter und Emmentaler) ausgefällt wird. Strontium dagegen verbleibt im Labkasein und ist nur zusammen mit der sauren Molke abzutrennen. (Generell gilt: Je härter der Käse, desto mehr Lab).

Die höchsten Tranferfaktoren finden sich im aquatischen Milieu. Im Wasser zirkuliert der radioaktive Fallout viel länger als in der Luft, d.h. die Lebewesen schwimmen quasi in einer Wolke radioaktiver Partikel, die durch die Wasserbewegung immer wieder aufgerührt und durchmischt wird. Hinzu kommt, daß Wasserlebewesen gezielt für sie wichtige Substanzen aufnehmen und anreichern können und zwar umso stärker, je niedriger die Konzentration dieser Stoffe ist. Dabei können im Süßwasser extrem hohe Anreicherungsfaktoren auftreten, die sich durch Weitergabe über die Nahrungskette noch potenzieren.

Eine amerikanische Untersuchung eines Süßwassersees in der Nähe eines Atomkraftwerkes ergab folgende Anreicherungsfaktoren für Strontium:

Wasserpflanzen 280 - Teichmuschel 730 - Elritze 950 - Barsch 3000 - Bisamratte 3000

Nach dem Reaktorunfall in Tschernobyl hat die Universität Konstanz für den Bodensee folgende Cäsium-Werte gemessen:

Wasser < 1Bq/kg - Plankton 28 Bq/kg - Aal 19 Bq/kg - Hecht 57 Bq/kg - Flußbarsch 300 Bq/kg - Silberfelchen 142-363 Bq/kg

Abb.: Ausbreitung von Radionukliden in der Umwelt

Abb.: Bodenkontamination mit ¹³⁷Cs in Bq m^-2 im Mai 1986 in der Bundesrepublik Deutschland (aus: Veröff. der SSK Band 7)

Abb.: Eindringen von Radionukliden in den Boden am Beispiel von ¹³⁷Cs/¹³⁴Cs bei einem Grünlandboden, ca. 3 Wochen nach der Deposition

Abb.: Jährliche Aufnahme radioaktiver Stoffe mit der Gesamtnahrung. Gezeigt ist die vom Fallout der oberirdischen Atombombentests herrührende, seit Mitte der 60er Jahre zurückgehende Belastung der Lebensmittel. Durch die Reaktorexplosion in Tschernobyl wurden wieder ähnlich hohe Werte wie in den frühen 60er Jahren erzeugt. Im Unterschied zum Atombombenfallout ist die aufgenommene Aktivität von ⁹⁰Sr beim Tschernobyl-Fallout nur 1 % statt 10 % der des ¹³⁷Cs.

weiterführende Literatur (Auswahl):

• P. Weish, E. Gruber: Radioaktivität und Umwelt. 3. Aufl. Gustav Fischer Taschenbücher, Stuttgart 1986
• P.Becker-Heidmann, H.W. Scharpenseel: Effects of radioactive radiation caused by man. Chapter 10 in: Jul Låg: Geomedicine. CRC Press, Boca Raton 1990
• Bundesamt für Strahlenschutz: Jahresbericht 1995. Salzgitter 1996
• M. Volkmer: Basiswissen zum Thema Kernenergie. HEW Hamburg 1993
• K. Matthies, K. Eisfeld, H. Müller, H.G. Paretzke, G. Pröhl, E. Wirth: Simulation des Transfers von Radionukliden in landwirtschaftlichen Nahrungsketten. GSF-Bericht S-882. GSF, München 1982.
• A.G. Herrmann: Radioaktive Abfälle, Probleme und Verantwortung. Springer Verlag, Berlin-Heidelberg-New york 1983
• P. Becker-Heidmann, H.W. Scharpenseel: Bodenbelastung durch den Unfall in Tschernobyl und deren Folgen. Kap. 6.3 in: A. Knöchel (Hrsg.): Folgen und Konsequenzen des Tschernobyl-Unfalls. Abschlussbericht des Projekts Aktiver Strahlenschutz für den Bürger der Universität Hamburg unter Begleitung des GKSS-Forschungszentrums Geesthacht. Behörde für Wissenschaft und Forschung, Hamburg 1988
• Nuclear Energy Agency, OECD: The radiological impact of the Chernobyl accident in OECD countries. OECD, Paris 1987
• H. von Philipsborn, F. Steinhäusler (Hrsg.): Hot Particles from the Chernobyl fallout. Proceedings of an International Workshop held in Theuern 28/29 October, 1987. Band 16 der Schriftenreihe des Bergbau- und Industriemuseums Ostbayern Theuern 1988