DOKTORI (PhD) ÉRTEKEZÉS
A MECSEKI URÁNBÁNYA REKULTIVÁCIÓJÁNAK ELLENŐRZÉSE BIOINDIKÁCIÓS MÓDSZERREL
Szerző: Máté Borbála Témavezető: dr. Kovács Tibor
Pannon Egyetem Mérnöki Kar Vegyészmérnöki- és Anyagtudományok Doktori Iskola Radiokémiai és Radioökológiai Intézet 2012
A MECSEKI URÁNBÁNYA REKULTIVÁCIÓJÁNAK ELLENŐRZÉSE BIOINDIKÁCIÓS MÓDSZERREL Értekezés doktori (PhD) fokozat elnyerése érdekében *a Pannon Egyetem…................................. Doktori Iskolájához tartozóan*. Írta: Máté Borbála **Készült a Pannon Egyetem Vegyészmérnöki- és Anyagtudományok Doktori iskolája/ programja/alprogramja keretében Témavezető: Dr. Kovács Tibor. Elfogadásra javaslom (igen / nem) (aláírás)** A jelölt a doktori szigorlaton …......... % -ot ért el,
Az értekezést bírálóként elfogadásra javaslom: Bíráló neve: …........................ …................. igen /nem ………………………. (aláírás) Bíráló neve: …........................ ….................) igen /nem ………………………. (aláírás) ***Bíráló neve: …........................ ….................) igen /nem ………………………. (aláírás) A jelölt az értekezés nyilvános vitáján …..........% - ot ért el. Veszprém,
…………………………. a Bíráló Bizottság elnöke
A doktori (PhD) oklevél minősítése…................................. ………………………… Az EDT elnöke Megjegyzés: a * közötti részt az egyéni felkészülők, a ** közötti részt a képzésben résztvevők használják, *** esetleges
Kivonat A mecseki uránbánya rekultivációjának ellenőrzése bioindikációs módszerrel Az ipari hulladékok/melléktermékek keletkezése és elhelyezése után a szennyezés kockázata a rekultivációt követően is fennáll. A hulladékok speciális csoportja a NORM anyagok, melyek az átlaghoz képest nagyobb radionuklid koncentrációval rendelkeznek. A radioizotópok mérése, nyomonkövetése a hagyományos kémiai módszerekkel nehezen megvalósítható, a kémiai tulajdonságokból eredő párhuzamok ezen rendszerekre nem alkalmazhatók. Ilyen NORM terület a rekultivált mecseki uránbánya területe. Az uránérc feldolgozás eredményeképpen keletkező alacsonyabb urán-koncentrációjú hulladék a zagytározókon és meddőhányókon lett elhelyezve. Az objektumok közvetlen közelében két vízbázis, valamint 50-100 méterre pedig mezőgazdasági területek találhatók, ezzel megnövelve a lakosság sugárterhelésének kockázatát egy esetleges radionuklid migráció esetén. Az elmúlt 10 év monitoring tevékenységeit összefoglalva megállapítható, hogy az U-238, a Ra-226 és a Pb-210 izotópok között a zagy és meddő fedőtakarójában megbomlott az egyensúly, szignifikáns Pb-210 aktivitáskoncentráció többletet mutatva. 240 db, vertikális migrációs vizsgálathoz vett talajminta gamma-spektrometriai eredményei alapján a Pb-210 izotóp aktivitáskoncentrációjának mélységtől való függése miatt kijelenthető, hogy a hosszú távú monitoring vizsgálatokra biomonitoring rendszert célszerű alkalmazni. A Pb-210 izotóp már a frissen vett minták esetén is egyensúlyban van leányelemével, a Po-210-el. Így a Pb-210 izotóp aktivitáskoncentrációjának meghatározása esetén a gamma-spektrometria kiváltható a kisebb kimutatási határral, mintaszükséglettel és bizonytalansággal rendelkező a Po-210-en keresztüli alfa-spektrometriai méréssel. A területen lévő flóra és a talaj Pb-210 izotóp aktivitáskoncentrációja között nincs jól definiálható korreláció, ezért monitoring növényként egy fajt használtam. A szakirodalmi adatok alapján a dohány a vegetációs sajátságainak és felépítésének köszönhetően megköti az ólom és polónium izotópokat. 53 dohány- és talajminta Pb-210 izotóp aktivitásának meghatározása alapján megállapítható, hogy a dohánynövény alsó levele és a talaj izotópkoncentrációja között telítési görbének megfelelő korreláció áll fenn. Kulcsszavak: rekultivált uránbánya, biomonitoring, dohánynövény, Pb-210
Abstract The control of the remediation of the Mecsek uranium mine area with the help of bioindicator The risk of the contamination originated by the industrial waste or by-products continues existing even after the origination and remediation. The special type of the waste and by-products is called NORM, which contains radionuclides with elevated concentration. The measurement and the follow-up tracking of certain radionuclides are not viable with traditional chemical methods. In case of these circumstances the parallel chemical properties cannot be applied. The remediated uranium mine in Mecsek Mountains (Hungary) is also a NORM site. The result of the uranium ore processing, the originated rock-refuse had been deposited in waste dumps and tailing ponds. Very near to the objects two water resources and agricultural sites can be found which – in case of incidental radionuclide migration – would risk the elevation of radiation dose. On the basis of the obtained results of the last ten years it can be stated that the isotopic equilibrium among the U-238, Ra-226 and Pb-210 is broken demonstrating Pb-210 activity concentration surplus. The gamma-spectrometry results of the investigated 240 vertical migration analysis of soil samples show activity concentration dependency in function of depth. According to the results it can be clearly stated that the application of biomonitoring system is recommended for long-term monitoring. In the case of the freshly collected samples the Pb-210 is in equilibrium state with the Po-210 progeny. Therefore the determination of Pb-210 with gamma spectrometry can be substituted with the Po-210 isotope determination via alpha spectrometry (low detection limit, sample necessity and uncertainty). Strong correlation cannot be defined between the Pb-210 activity concentration of the flora and the soil. Owing to this only one plant species was used as a monitoring plant. On the basis of scientific literature tobacco plants accumulate the polonium and lead isotopes. Based on the measured Pb-210 activity concentration of the examined 53 tobacco and soil samples it can be confirmed that saturation curve shape correlation can be observed between the Pb-210 activity concentration of the lower leaves and the soil. Keywords: remediated uranium mine, biomonitoring, tobacco, Pb-210
Abstrakt Die Kontrolle der Rekultierung Bioindikationsmethode
des
Bergwerkes
in
Mecsek
mit
Die wegen der Entstehung und wegen der Lagerung der Industriemüll/der Nebenprodukte bestehende Gefahr der Verschmutzung existiert auch nach der Rekultivierung. Die NORM Materialien – eine der spezialen Gruppen der Abfälle – haben größere radionukleide Konzentration im Vergleich zum Durchschnitt. Es ist schwer, die Messung und die Verfolgung der Radioisotope mit traditionellen chemischen Methoden zu verwirklichen. Die Paralelle, die sich auf die chemischen Eigenschaften zurückzuführen lassen, können nicht verwendet werden. Solches NORM Gebiet ist das Gebiet des Uranbergwerkes in Mecsek ebenso. Die als Ergebnis der Uranerzbearbeitung entstandenen Abälle mit niedrigeren Urankonzentration sind in den Trübebehälter und in den Abraumhalden gelagert worden. In der direkten Nähe des Objektes befinden sich zwei Wasserressourcen und 50-100 Meter weit davon gibt es Landwirtschaftsgebiete. Damit kann das Risiko der Strahlbelastung im Kreis der Bevölkerung falls einer eventuellen Radionukleid-Migration verstärkt werden. Zusammenfassend die Monitoringtätigkeiten der vorigen zehn Jahre lässt es sich festzustellen, dass sich das Gleichgewicht zwischen den U-238, Ra-226 und Pb-210 Isotopen in der Decke des Trübebehälters und der Abraumhalde aufgelöst hat und signifikant erhöhte Pb-210 Aktivitätskonzentartion hat sich gezeigt. 240 Stücke Bodenprobe für vertikale Migrationsuntersuchungen sind durch gamma-spektrometrische Messungen untersucht worden. Aufgrund der Ergebnissen kann man die Konsequenz ziehen, dass die Aktivitätskonzentration des Pb-210 Isotopes hängt von der Tiefe ab. Das hat zur Folge, dass das Biomonitoring-System am besten für die langfristigen MonitoringUntersuchungen geeignet ist. Das Pb-210 Isotop ist schon falls frischer Proben im Gleichgewicht mit seinem Tochterelement, mit dem Po-210. Die Bestimmung der Aktivitätskonzentration kann im Fall des Pb-210 Isotopes statt der Gammasprektometrie mit der alfaspektrometrischen Messung von Po-210 durchgeführt werden, die über kleinere dargestellte Grenze, wenigeren Probenbedarf und wenigere Unsicherheiten verfügt. Es gibt zwischen dem Flora des Gebietes und der Aktivitätskonzentration des Pb-210 Isotopes keine definierbare Korrelation, infolgedessen habe ich eine Art als Monitoringspflanze verwendet. Die Fachliteraturen beweisen, dass die Tabakpflanze dank ihrer Vegetationseigenarten und dank ihrer Aufbau die Po and Pb isotopen bindet. Die Untersuchung der Pb-210 Akivität in 53 Tabak- und Bodenproben lässt sich die Folgerung ziehen, dass solche Korrelation zwischen dem unteren Blatt der Tabakpflanze und der Isotopkonzentration des Boden besteht, die der Sättigungskurve entspricht. Schlagwärter: rekultiviertes Uranbergwerk, Biomonitoring, Tabakpflanze, Pb-210
Tartalomjegyzék 1. I.
Bevezetés, célkitűzés.......................................................................... 1 Szakirodalmi összefoglaló .................................................................. 2
1. 1.1. 2.
NORM területek................................................................................. 2 A mecseki uránbánya rekultivációja ................................................... 4 Rekultiváció ellenőrzésének lehetőségei.......................................... 12
2.1.
Biomonitoring ................................................................................... 13
2.2.
A komponensek kiválasztásának metódusa ...................................... 14
3. 3.1. 4.
Gyakorlatban alkalmazott biomonitoring eljárások ......................... 17 Radioizotópok bioindikációs nyomonkövetése ................................ 19 A bioindikátor kiválasztása a szakirodalmi adatok alapján ............. 22
4.1. II.
A dohánynövény, mint bioindikátor ................................................. 24 Kísérleti rész ..................................................................................... 26
5.
Dohánytermesztés ............................................................................ 26
5.1.
Termesztési helyek............................................................................ 26
5.2.
Mintavétel ......................................................................................... 27
6.
Po-210 meghatározás ....................................................................... 28
6.1.
Mintaelőkészítés................................................................................ 28
6.2.
Forráskészítés.................................................................................... 30
6.3.
Alfa-spektrometria ............................................................................ 32
7.
Po-210 koncentráció számítása ........................................................ 34
8.
Felhasznált anyagok és készülékek.................................................. 36
III.
Eredmények és értékelésük ............................................................... 39 9.
Indikátor radionuklid kiválasztása ................................................... 39
10.
Indikátor közeg kiválasztása ............................................................ 48
11.
A Pb-210 méréstechnikájának kiválasztása ..................................... 49
12.
Az indikátor növény kiválasztása..................................................... 51
13.
A bányaterületeken és a környező településeken ültetett
dohánynövények vizsgálatának eredményei ......................................................... 58 14.
Összefoglalás ................................................................................... 65
Irodalomjegyzék.................................................................................................... 67
Tézispontok ........................................................................................................... 80 Thesis .................................................................................................................... 82 Függelék 1 – Dohánytermesztési helyek............................................................... 84 Függelék 2 – Éves monitoring vizsgálat mintavételi helyei ................................. 85 Függelék 3 – Éves monitoring vizsgálatok eredményei ....................................... 86 Függelék 4 – Vertikális migrációs vizsgálatok, 2009, II. zagytározó................... 87 Függelék 5 – Dohányrész és talaj Pb-210 koncentrációja .................................... 89 Függelék 6 –Dohánytermesztési helyek dohány és talajmintáinak Pb-210 aktivitáskoncentrációja.......................................................................................... 90 Köszönetnyilvánítás .............................................................................................. 91
1.
Bevezetés, célkitűzés Az ipari hulladékok/melléktermékek keletkezése és elhelyezése után a
rekultivációt követően a szennyezés kockázata továbbra is fennáll, így ezen területek monitorozása elengedhetetlen. Az ipar hulladékok speciális csoportja a NORM anyagok, melyek az átlaghoz képest nagyobb radionuklid koncentrációval rendelkeznek. Mivel ez a koncentráció a ng/kg és pg/kg tartományba esik, így a radioizotópok mérése, nyomonkövetése a hagyományos kémiai módszerekkel nehezen megvalósítható, a kémiai tulajdonságokból eredő párhuzamok ezen rendszerekre nem alkalmazhatók. A megoldást a területek monitorozására a biomonitoring jelentheti. Ilyen NORM terület a rekultivált mecseki uránbánya területe. Az uránérc feldolgozás
eredményeképpen
keletkező,
alacsonyabb
urán-koncentrációjú
hulladék urántartalma gazdaságosan nem kinyerhető, emiatt zagytározón, illetve meddőhányón lett elhelyezve. A lerakók területén és környezetében monitoring rendszerekkel kell nyomon követni az esetleges radionuklid migrációt, mert az objektumok közvetlen közelében két vízbázis, valamint 50-100 méterre mezőgazdasági területek találhatók. A kibányászott uránérc feldolgozása következtében az U-238 leányelemeire lehet számítani a legmagasabb koncentrációban a területen. A lefedett zagytározók, meddőhányók területén a bomlási sorban megtalálható Rn-222 exhalációjának következtében a felszínen megjelennek a radon leányelemek. Munkám célja a NORM anyag, mint sugárforrás radionuklid migrációjának, a forrásból való kijutásának ellenőrzése. Ennek során a már meglévő monitoring eljárásokat vizsgálom, majd egy új, nagyobb érzékenységű, reprezentatív módszer kidolgozását tűztem ki célul. Ez kettős célkitűzést takar, egyrészt meg kell határozni azt a hatékony elemi paramétert (izotópot), amely a területi sajátosságoknak megfelelően leírja a migrációs folyamatok jellemzőit. Másrészt az eljárás megvalósításához optimális indikátor közeget kell választani.
1
I. Szakirodalmi összefoglaló 1. NORM területek A természetes eredetű radionuklidok számos természetes, nem megújuló erőforrásban jelen vannak. Magas koncentrációban különösen gyakran találhatóak bizonyos földtani képződményekben, mint például a magmás kőzetekben és ércekben [1]. Az emberi tevékenység során, amikor is az adott kőzet feldolgozásra, hasznosításra kerül, a keletkező termékben, melléktermékben, hulladékban koncentráltan megjelenhetnek a természetes eredetű radioizotópok.
A szakirodalomban ezen anyagok NORM/TENORM mozaikszóként találhatók meg, mely rövidítések az angol elnevezésből erednek.
NORM: Naturally Occuring Radioactive Materials (természetes előfordulású radioaktív anyagok)
TENORM:
Technologically-Enhanced
NORM
(technológiailag
megnövelt koncentrációjú NORM) A TENORM csoportba általában azokat az anyagokat sorolja a szakirodalom, melyek megnövekedett dózistöbbletet okozhatnak az emberi tevékenységek következtében a dolgozók és a lakosság számára. [2]. Ezekre jó példa az eleve magas radionuklid tartalmú foszfát-érc (NORM) feldolgozása során keletkező foszfát tartalmú műtrágya (TENORM) [3]. Más kutatók viszont nem kezelik külön a két fogalmat, nem tartják különbözőnek a két megnevezést [4]. A dolgozatomban a NORM összefoglaló megnevezést használom. Mivel a NORM/TENORM anyagokban a természetes bomlási sorok elemei eleve nagyobb mennyiségben vannak jelen, mint más kőzetben, talajtípusokban, a feldolgozást követően keletkező termékek, melléktermékek, hulladékok is tartalmazni fogják ezeket a radioizotópokat, akár többszörösen feldúsulva is [5]. A kitermeléssel, kinyeréssel és feldolgozással járó tevékenységek során is keletkezhet NORM anyag. Ilyen folyamatok lehetnek az urán és egyéb fémércek
2
bányászata és feldolgozása [2], a fosszilis tüzelőanyagok égetése [6], a kőolaj és földgáz kinyerése [7] és a foszfát-ipari tevékenységek [3]. Sok esetben a radionuklidokat nem radioaktív, hanem fizikai és kémiai tulajdonságaik miatt használják fel, például speciális ötvözeteknél, így ugyan nem a természetes eredetű közegéből közvetlenül származik a megnövekedett aktivitású termék, de a tágabb értelemben vett NORM anyagok közé sorolható [8]. Mivel az eljárások során a NORM anyagokat tartalmazó hulladékokból szinte minden esetben viszonylag nagy mennyiség keletkezik (például a mecseki uránbánya működése során 20 millió tonna zagy keletkezett [9]), ezért a megfelelő kezelés hiányában nagy területek kontaminációját okozhatják [10]. A nem nukleáris fűtőanyagciklusból származó NORM tartalmú hulladékok is egyre nagyobb figyelmet kapnak napjainkban, hiszen nem csak a keletkező mennyiség elhelyezése a probléma, hanem a potenciális hosszú távú veszélyek is, melyeket a NORM anyagokban lévő, hosszú felezési idejű radionuklidok nagy radiotoxicitása okoz [10]. A NORM területek környékén megjelenő radionuklidok beépülhetnek a táplálékláncba [11] közvetlenül a talaj-növény-állat felvételi úton, vagy közvetetten a szennyezett talajvízzel, felszíni vízzel történő öntözés, vízfogyasztás során [12]. A táplálékláncba, az élő szervezetekbe történő bejutás nyomon követésével az emberi expozíció előre jelezhető, de mindehhez a környezeti paraméterek radionuklidok mobilitására gyakorolt hatásának és a felvételi útvonalaknak a pontos ismerete elengedhetetlen [1]. A napjaink fontos feladata a NORM tárolók, különösen a bányák (uránbányák) lerakóinak a lehetséges rekultiválási módszereit tökéletesíteni, a megvalósított tervek hosszú és rövidtávú monitoring rendszerét kidolgozni. A megvalósult módszerekről J. Li és Y. Zhang [13] által készített, 2012-ben megjelent összefoglaló számol be részletesen. Külön tárgyalják a fizikai, a kémiai és a biológiai (fito-) remediáció lehetőségeit, valamint ezek kombinációit.
3
Magyarországon a legjelentősebb NORM lerakók [14]:
a mecseki uránbánya és lerakói (meddőhányók, zagytározók),
a szénbányák és környezetük,
a széntüzelésű hőerőművek salak- és permehányói,
a bauxitbányászat környezete és a vörösiszaptározók.
1.1. A mecseki uránbánya rekultivációja A gamma-sugárzás mérése következtében 1953-ban fedezték fel Kővágószőlős község keleti határában, a Mecsek hegységi Jakabhegy déli előterében az első nagyobb urántelepet, ahol az aknák kiépítését a földalatti kutatásokhoz 1954-55-ben kezdték. 1957-ben megkezdődött a területen az uránérc bányászati feltárása. A munkák kereteit a Szovjetunióval 1958-ban kötött, 1979-ben 15 évre meghosszabbított szerződés biztosította, melyet az atomerőmű létesítéséről szóló egyezmény is megerősített. Miután 1993-ra a világpiaci ár csökkenése miatt a gazdaságos termelés lehetetlenné vált, a Kormány 2161/1994. (XII.30.) sz. határozatában döntött a termelés leállításáról és a bányák bezárásról [15]. A környezeti károk felszámolásáról a Kormány 2085/1997. (IV.3.) sz. határozata szól. Ezt követően egy komplex környezetellenőrzési hálózatot hoztak létre, mely a rekultivációs munkákra vonatkozó környezetvédelmi engedély előírásai alapján ellátja a felügyeletet. A monitoringrendszer működtetésének felelőse jelenleg a MECSEK-ÖKO Zrt. a vizsgálatokat pedig közbeszerzési pályázat alapján a MECSEKÉRC Zrt végzi. [16]. A bányaművelés során közel 1,5 millió m3 földalatti üreg képződött [17]. A bányaüzemek és kiszolgáló üzemek külszíni létesítményein kívül meghatározó jelentőségű a volt ércfeldolgozó üzem területe, valamint a szennyezettség foka. A vágathajtásból származó és egyéb alacsony urántartalmú kőzetek (általában 100 g/t urántartalom alatt) a meddőhányók valamelyikére kerültek (I. számú meddőhányó: I. MH, II. számú meddőhányó: II. MH, III. számú meddőhányó: III. MH, Frici-meddőhányó: Fr. MH), mint bányameddő. A meddő túlnyomó többségben nem volt kémiailag kezelve, fizikai-kémiai tulajdonságai nem változtak az eredeti kőzetéhez képest, urántartalma alacsony.
4
A nagyobb urántartalommal rendelkező bányaterméket ércként kezelték, amelynek egy részét exportálták, az alacsonyabb urántartalmú kőzeteket pedig szabad területen ideiglenesen tárolták. A gyenge minőségű (300 g/t urántartalom alatti) érc, valamint a 100-200 g/t urántartalmú, radiometrikus osztályozásból származó meddő urántartalmát szódás perkolációs eljárással vonták ki. Az eljárást az I. és II. perkoláció területén valósították meg. A területeken maradt perkolációs meddő anyagát a rekultivációkor a III. MH területére szállították át [9]. Az érc nedves őrlésével kapott zagyból kénsavas feltárással nyerték ki az uránt. A helyben való feldolgozáskor keletkező nagy mennyiségű feldolgozási maradékot, a meddőzagyot, az ércdúsító üzemhez közel eső lerakókba kellett elhelyezni. Ennek megfelelően 1962-ben az I. számú, majd 1979-ben a II. számú zagytározó kialakítására került sor [18].
Rekultiváció során a területen zajlott munkálatok főbb lépései a következők voltak: 1.
földalatti létesítmények felhagyása,
2.
külszíni létesítmények és területek rekultivációja,
3.
meddőhányók és környezetük rekultivációja,
4.
perkolációs dombok és környezetük rekultivációja,
5.
zagytározók és környezetük rekultivációja,
6.
bányavizek kezelése,
7.
az infrastruktúra rekonstrukciója és átalakítása.
A legnagyobb veszélyt a területen a zagy jelenti, mivel ez egyrészt kémiailag feltárt anyag, másrészt ez tartalmaz a legnagyobb mennyiségben radioaktív izotópokat.
A
feltárási
és
uránextrakciós
folyamatok
következtében
a
zagytározókban az urán leányelemeinek magas koncentrációjával kell számolni. A zagytározók rekultivációjához használt fedőrétegek láthatók az 1. és 2. ábrán [19].
5
Réteg „Storage”: 0,45 m lösz „Storage”: 0,45 m lösz
k szivárgási tényező (m/s)
Porozitás (%) 80-85
7x10-8 - 9x10-8
„Protection”: 0,3 m (rézsűn) vagy 0,4 m lösz „Sealing”: 0,3 m agyag
Össz:
85-88
2x10-8 - 4x10-8
> 92
8x10-9 - 2x10-8
1,5 m (rézsű) vagy 1,6 m
< 1x10-9
> 90
1. ábra: Az I. számú zagytározó fedőrétegének felépítése
Réteg
k szivárgási tényező (m/s)
Porozitás (%)
„Storage”: 0,3 m lösz „Storage”:
85
0,3 m lösz „Drainage”: 0,3 m homok „Protection”: 0,3 m lösz „Sealing”: 0,3 m agyag
5x10-5
85
Össz: 1,5 m
> 95
< 1x10-6
> 90
< 1x10-9
2. ábra: A II. számú zagytározó fedőrétegének felépítése A rekultivációs lépések során kialakított egységes vízelvezető és kezelő rendszeren keresztül történik a különböző szennyezett vizek egységes és ellenőrzött rendszeren belüli kezelése [20]. A kialakítás oka, hogy a Pécsi vízbe, mint
felszíni
befogadóba
szennyezőanyagot
csak
a
határérték
alatti
6
koncentrációban tartalmazó víz kerülhessen, így a környezetre, illetve a tortyogói és pellérdi ivóvízbázisra közvetlen veszélyt ne jelentsen. A rendszer két fő elemből áll. Egyik a bányavízkezelő üzem, mely a volt I. bányaüzem területén található. Feladata a rekultivációs és az azt követő időszakban összegyűjtött, nagy oldott-urán tartalmú vizek tisztítása. A kezelt víz jelenleg két területről származik, egyrészt a bányaüregeket kitöltő vizek, másrészt a meddőhányók szivárgó árkaiból összegyűjtött vizek. Másik fő objektum a kémiai vízkezelő. Mivel a zagytározók környezetéből kitermelésre kerülő vizek összes oldott-anyag tartalma lényegesen meghaladja a 2 g/l értéket az uránkinyerési technológiáknak megfelelően, így a víztisztítás fő lépéseit ebben az esetben a mésztej felhasználásával történő részleges sótalanítás, a leválasztott csapadék ülepítése valamint a szűrés jelentik. Az egységes vízkezelési és vízelvezetési rendszer vázlata a 3. ábrán látható.
7
3. ábra: A vizsgált terület egységes vízelvezetési és vízkezelési terve [21] A bányaterülethez tartozó főbb objektumok a 4. ábrán láthatók.
8
4. ábra: A vizsgált terület objektumai [22]
9
Az
uránbánya
rekultivációja
2008-ban
befejeződött.
A
rekultiváció
hatásosságát a rendszeres vizsgálati protokollban kidolgozott radon, talajgáz, külső gamma-dózis, talaj és a növényminták gamma-spektrometriai elemzése felügyeli. A 2001. évtől a különböző szakterületek vizsgálati módszereit, illetve ellenőrző tevékenységeit annak a célnak megfelelően hangolták össze, hogy egy komplexebb értelmezési tevékenységet is lehetővé tevő, költséghatékonyan működő Egységes Környezetellenőrzési Monitoring Rendszer (EKMR) alakuljon ki.
A monitoringrendszer részei:
Hidrogeológiai monitoring
Radiológiai monitoring
Környezetföldtani (talajtani) monitoring
Felszínmozgási monitoring
Sugárvédelmi monitoring
Radiológiai monitoring: A zagytározók és a meddőhányók anyaga az uránkitermelési folyamatok következtében viszonylag alacsony U-238 koncentrációval rendelkezik, így a hosszú felezési idejű leányelemek koncentrációja az egyensúlyi érték fölötti. Az U-238 bomlási sorát mutatja az 5. ábra.
10
U‐238 Th‐234 T=24,1 nap
T=4,5.109 év
Pa‐234
U‐234
T=6,75 óra
T=2,45.105
alfa-bomlás béta-bomlás
Th‐230
T=8,0.104 év
Ra‐226
T=1620 év
Rn‐222
T=3,8 nap
Po‐218
T=3,05 perc
év
Pb‐214
Bi‐214
T=26,8 perc
T=19,8 perc
Po‐214
T=1,62.10-4 másodperc T=138,4 nap
Pb‐210
Bi‐210
T=22 év
T=5 nap
Po‐210 Pb‐206 stabil
5. ábra: Az U-238 bomlási sora [23] A Ra-226 leányeleme a Rn-222 nemesgáz, mely a szilárd közegből emanálódva ki tud jutni a felszínre vagy a felszín közeli rétegekbe (a letakart zagy és meddő esetén), ezáltal a felszínen a leányelemek magasabb koncentrációjára lehet számítani. Ezeket a feltevéseket a 9 és 10. fejezetben igazolom. Ugyanitt mutatom be az indikátor izotóp és indikátor közeg választásának metódusát is.
11
2.
Rekultiváció ellenőrzésének lehetőségei Az „időzített kémiai bombák” egy részét – mint a mikroszennyezők egyik
csoportját – a nehézfémek és a radionuklidok jelentik. Az új technológiai igények és a mennyiségileg megnövekedett termelés eredményeképpen ezek, a sokszor nyomnyi elemek, koncentráltan kerülnek a melléktermékekbe, hulladékokba. Mivel az élő szervezetekbe felszívódhatnak, így hatásuk sokszor csak hosszú távon fedezhető fel. A radioizotópok potenciális veszélyessége többszöröse a „hagyományos” kémiai szennyezéseknek [24], ezért az egyik legnagyobb monitoring feladat a veszélyes anyagok tárolására szolgáló lerakók környezetének ellenőrzése, az esetleges szennyezések lokalizálása. A környezeti elemek vizsgálata nyomon követi a nagymértékű változásokat. Azonban számos radioaktív izotópot nagyobb koncentrációban tartalmazó lerakó esetén kismértékű szivárgásokat nem, vagy rendkívül nehezen, drágán tudnak csak
kimutatni.
Talaj/víz/levegő
radioizotóp-koncentrációjának
nukleáris
spektrometriai vizsgálata az élő környezetre gyakorolt hatásról, biomigrációkról nem ad pontos képet, az inhomogenitások erősen befolyásolhatják az eredményt. Az
érzékeny
biomonitoring
rendszerek,
megfelelő
bioindikátorokkal
költséghatékonyak, releváns adatokat biztosítanak, valamint helyi és regionális szinten is megnyugtató módon kezelik a lakosság és zöld szervezetek averzióját [25]. A kutatások alapja, hogy az élő szervezetek indikátorként szolgálhatnak egy potenciális veszélyforrás esetén, így időben történő reagálással a káros tényező megszűntethető, a kár mérsékelhető. Mind a kutatók, természetvédők, mind pedig a vezetők, politikusok és a lakosság részéről egyre nagyobb igény mutatkozik az ökoszisztémák, közösségek, populációk és fajok teljes körű felmérésére és folyamatos monitorozására. Ez a nagyfokú érdeklődés az elérhető eszközök fejlesztéséhez, a biomonitoring rendszerek kidolgozásához vezetett, mivel ezen módszerek segítségével kaphatjuk a legpontosabb képet az ökoszisztéma állapotáról, az emberi egészségre való esetleges közvetlen és közvetett hatásáról [25].
12
2.1. Biomonitoring A biológiai megközelítés [26] a szennyezés élő szervezetekre gyakorolt hatását helyezi a figyelem központjába; az additív, a szinergista és antagonista hatásokat, valamint az anyagcsere közbülső reakcióinak termékeit, illetve azok toxikus hatását is magába foglalja. A biomonitoring eszközeivel kiegészíthetők a fizikai és kémiai módszerek, hiszen az élő szervezetek segítségével könnyebb a szennyezés
időbeli
és
térbeli
lokalizációja,
míg
a
koncentráció-
és
terhelésvizsgálatok az utóbbi módszerek segítségével hivatottak meghatározni [24]. A bioindikátorban végbemenő folyamatok alapján a forrástól eredő hatás szolgáltatja az információt a kívánt folyamatok nyomon követéséhez. A források lehetséges hatásmechanizmusát a 6. ábra mutatja [27].
Forrás Kockázat menedzsment
víz, levegő, táplálék, talaj, építőanyagok, kozmetikumok
Expozíció Felszívódás Anyagcsere
Epidemiológiai tanulmányok
Kockázatbecslés
Belső sugárterhelés Eloszlás
Tisztulás
Célszerv dózis
Tisztulás
Biológiai effektív dózis Farmakodinámiás folyamatok
Hatás 6. ábra: A forrás-hatás mechanizmus Passzív biomonitoring [28] során a lokális populációk vizsgálatával lehet a szennyezést nyomon követni, viszont ez esetben az egyedi variabilitás és egyéb
13
környezeti tényezők (például évszakos változások) is megnehezítik az eredmények kiértékelését [24]. Ezen variabilitás hatása lényegesen csökkenthető az aktív biomonitorozással [29, 30], melynek során az indikátor élőlény a monitorozott területre és kontroll területekre is mesterségesen telepített. A telepítési technikák során az indikátort lehet az őshonos populáció előfordulási helyétől és eloszlásától függetlenül vizsgálni, vagy az expozíciós idő meghatározásával lehet a szennyezést jelezni, esetleg az azonos genetikai populációk indikátorként való használatával lehetséges a különböző területek vizsgálatát elvégezni [24].
2.2. A komponensek kiválasztásának metódusa A biomonitoring eljárásoknál a megfelelő módszer és komponensek kiválasztása a legfontosabb lépés, mivel a bioindikátornak időben kell jeleznie a veszélyhelyzetet, előbb kell megkötnie a kiválasztott szennyezőt/radionuklidot, mint a környezetében lévő organizmusoknak. A következő szempontokat kell figyelembe venni:
Érzékenység: a biomonitor rendszer érzékelje, ha szennyezés történik.
Folytonosság: a háttér szint is folyamatosan monitorozható legyen, ne csak esetleges szennyezés esetén lehessen alkalmazni.
Előrejelző adatok: az érzékelhető legkisebb változásokat is rövid időn belül jelezze, hogy megelőzhető, vagy csökkenthető legyen a migráció (gyors indikációt adjon).
Ezek mellett a rendszer legyen képes egy magas szintű szennyezés szintjének meghatározására is (a bioindikátor viselje el a magasabb koncentrációjú szennyező indikátort).
Gazdasági szempontból az előbb felsoroltak mellett a következő 4 fő elvet kell figyelembe venni hosszútávú biomonitorozás esetén:
fenntarthatóság;
14
az
érdekelt
felek
folytonos
tájékoztatása,
bevonása,
és
közös
együttműködések;
tudományos megalapozottság folyamatos fejlesztése;
folytonosság.
A fenntarthatóság megköveteli a folyamatos rendszerfelügyeletet, ugyanakkor elvárt, hogy hosszú távon is finanszírozható legyen a projekt, és biztosítani lehessen az érdemi és tudományos eredményeket alacsony költséggel, időben. A mérési módszerekkel szemben támasztott kritérium a reprodukálhatóság. Valamint nem utolsó sorban biztosítani kell a döntéshozók és a különböző tudományos, hatósági szervek kommunikációját [25]. A nyomon követni kívánt elem/radionuklid kiválasztásának két fő szempontja van:
környezeti, ökológiai és egészségvédelmi szempontból fontos izotóp;
a választott területen mérhető mennyiségben legyen jelen, és jelezze a vizsgálni kívánt folyamatokat.
Az izotóp/izotópok kiválasztása után a kockázati tényezők vizsgálatával meg kell keresni azt a szintet, riasztási küszöböt, ami felett az emberek egészségének kritikus veszélyeztetése áll fenn. A bioindikátor faj (elemzett szövetének, részének) kiválasztása több lépcsőből álló folyamat. Elsőként a lehetséges listát kell összeállítani a korábbi szakirodalmi, gyakorlati eredmények alapján, összevetve a hatósági, jogi engedélyekkel, lehetőségekkel. Második lépés egy, a listából kiválasztott, legjobbnak minősített bioindikátor próbatermesztése, begyűjtése. Harmadik fázis a begyűjtött minta indikátorelemének elemzése, az így kapott eredmények értékelése. Ez alapján a bioindikátor megfelelőnek minősíthető, vagy elvethető, utóbbi esetben egy újabb, a listán következőként szereplő indikátor vizsgálata következhet [25]. Az indikátor elem és a bioindikátor kiválasztásának főbb lépéseit foglalja össze a 7. ábra [25].
15
7. ábra: A bioindikációs komponensek kiválasztása A bioindikátor fajokat Gruiz az alábbi csoportokba sorolja [31]: 1. őrző fajok: a vizsgált területre telepített, nagy érzékenységű fajok, amelyek elpusztulásukkal korai figyelmeztetőül szolgálnak; 2. detektor
fajok:
a
vizsgált
területen
élő
fajok,
amelyeknek
szennyezőanyag hatására megváltozik a viselkedésük, koreloszlásuk, esetleg elpusztulnak; 3. kiaknázó fajok: rezisztens fajok, amelyek szennyeződés esetén előnybe kerülnek a többi fajjal szemben. 4. akkumuláló fajok: felveszik és akkumulálják a szennyezőanyagot olyan mennyiségben, hogy az kémiai analízissel kimutathatóvá válik.
16
3.
Gyakorlatban alkalmazott biomonitoring eljárások Az egyes ipari szennyezések, katasztrófák esetén a gyakorlatban elterjedt
módszerek a bioindikációs és biomonitoring eljárások. Holt és Miller kiemeli [32], hogy a két fogalom használata keveredik napjainkban, pedig tudományos szempontból eredetileg nem egyezett a jelentésük. Megfogalmazásuk szerint a bioindikátor „minőségi” változással jelzi a környezeti stresszor hatását (például a szennyező komponens hatására megjelenő vagy eltűnő zuzmófajok), míg a biomonitorok „mennyiségi” variabilitással reagálnak a szennyezésre (például Pb210 felhalmozása a dohánynövény levelében), de napjainkban elfogadott a bioindikátor használata általánosságban, úgymint a kémiai/fizikai stresszorok változásának nyomonkövetésére, az ökológiai folyamatok megfigyelésére vagy a biodiverzitás monitorozására. Számos eset, baleset miatt sajnálatos módon elég sok lehetőség van világszerte a szennyezett területek monitorozására, így ezeknek az eljárásoknak a fejlesztésére. Az
első
tanulmányok
a
vízminőség
monitorozásáról
bioindikátorok
segítségével már több mint 150 éve megjelentek Kolenati és Cohn publikálásában [33], akik a szennyezett és a tiszta vízben élő organizmusok különbözőségét figyelték meg. A Víz Keretirányelv (VKI) szerinti biológiai vízminősítés [34] előírja mind a bevonatlakó algák (fitobenton), mind pedig a lebegő algák (fitoplankton) biomonitoringját az öt kötelezően vizsgálandó élőlénycsoport részeként (halak, makrofiton, makrozoobentosz, fitoplankton, fitobentosz). A VKI elvárásának megfelelő biológiai vízminősítést lehetővé tevő indexek mind hazai állóvizekre [35, 36], mind pedig vízfolyásokra [37, 38] rendelkezésre állnak, mely indexek gyakorlati vízügyi alkalmazása mind a hazai [39], mind pedig a külföldi [40] hidrobiológia aktuális tudományterületét képezi. A szárazföldi környezet leggyakrabban monitorozott elemei valamilyen szennyezés meglétét hivatottak jelezni. Levegőszennyezés esetén az ózon vagy a nitrogén/kén oxidok, míg talajszennyezések esetén a nehézfémek, nyomelemek és radionuklidok migrációjának vizsgálata a legelterjedtebb.
17
Az ózon és nitrogén-oxidok vizsgálatára bevált módszer a dohánynövény és a zuzmók monitorozása [41, 42]. A legtöbb iparból eredő környezeti szennyezéssel foglalkozó tanulmányban fontos szerepet kapnak a nehézfémek, különösen az ólom és higany felszívódásának [43] és migrációjának vizsgálata, egyrészt fémes tulajdonságai miatt, másrészt radiológiai szempontból. Ólom esetében az Európai Uniós szabályozásban megengedett 0,1 mg/kg-hoz (káposztafélék esetén 0,3 mg/kg) [44, 45] képest a mentában és a fejes salátában már háromszázszoros ólomtartalmat is mértek (igaz ezen a területen a savanyú talaj segíthette a felszívódást). Ezen tanulmány esetén összességében átlag 30 %-ban haladták meg a minták a megengedett ólomtartalmat [43].
Rendkívül elterjedt a nehézfémek növénymintákon keresztüli nyomonkövetése a környezetben. Csak pár európai példát nézve:
1998-ban, Spanyolországban történt Aznalcóllar cinkszennyezés esetén a környezetben vett növénymintákat vizsgálták, azok kadmium, cink és ólom tartalma alapján következtettek a katasztrófa környezeti hatásaira [46].
Az Estarejja (Portugália) mellett 50 éven keresztül működő klór előállító üzem higany szennyezésének felmérésekor spenót-, saláta- és káposztamintákon keresztül vizsgálták a szennyezés mértékét [47].
Voutsa és munkatársai [48] pedig Görögországban elemezték az aeroszolok nehézfémtartalmának felszívódását a különböző termesztett növényekben, és több esetben kimutatható mértékben találtak szignifikáns eltérést szénerőművek közelében (a leveles növényeknél).
Általánosságban
elmondható,
hogy
a
legnagyobb
veszélyt
a
talaj
szennyezettsége okozza a növények és a talaj közvetlen kapcsolata miatt. Nagyon sok publikáció foglalkozik a megnövekedett szennyezőanyagot tartalmazó talaj és a rajta élő flóra kapcsolatának vizsgálatával [49, 50]. A kutatások alapján egyértelműen kijelenthető, hogy a savanyú talajokon növekvő növényekben nagyobb Cu, Pb, Cd koncentráció figyelhető meg, mint a hasonló nehézfém
18
koncentrációval bíró, de bázikus talajok esetén. Szintén pozitív korrelációt figyeltek meg a talajok szervesanyag-tartalma és a nehézfémek között (ez feltehetőleg a huminsav koncentrációval van összefüggésben, amely a savasságot is magyarázhatja). Sajnos nem csak a normál ipari működés során bekövetkező szennyezésekkel kell számolni a migrációs vizsgálatok esetén, hanem a véletlenül bekövetkező balesetekkel [51], természeti katasztrófákkal [52] vagy a – szerencsére mára már ritkább esetben történő – szándékos szennyezésekkel is [53].
3.1. Radioizotópok bioindikációs nyomonkövetése A sugár-, és nukleáris balesetek, események során az emberiség számos tapasztalatot szerzett a radionuklidok migrációjáról, terjedési útvonaluk vizsgálatáról és a növényekben történő felhalmozódásukról is. A mesterséges radionuklidok mérése a történelem során egy-egy esemény bekövetkezte után előtérbe került, nagyobb figyelmet kapva, mint a természetes eredetű bomlási sorok tagjai. A legalaposabban vizsgált két elem, a cézium és stroncium izotópjai, vizsgálatukra világszerte számos országban voltak már projektek [54], ezeknek az elemeknek a rendszeres mérésére bevált gyakorlat [55]. Az első nagyobb kutatások már a Manhattan projekt után megkezdődtek a 60-as évek végén az USA-ban [56]. Példaként említhető még a Japán Nemzeti Radiológiai Intézet (NIRS)
kiadványában
megjelent
1966-os
felmérése
is
[57].
A
kötet
tanulmányaiban elsősorban a nukleáris kísérletek és az atomrobbantások során a környezetbe került mesterséges radioizotópok felmérése volt a cél [58]. A környezeti kibocsátással járó nukleáris balesetek mindig is szolgáltattak elég alapot a bióták további vizsgálataira, a bioindikációs módszerek fejlesztésére. A kutatók olyan növényeket, állatokat kerestek, amelyek az életük során kapcsolatba kerülhetnek a kijutott izotópokkal és mérésükkel a radionuklidok terjedése, illetve az embert érő sugárterhelés becsülhető [59, 60, 61]. A bioindikátorok vizsgálata azonban nem csak a migrációs útvonalak meghatározására és humán dózisbecslésre használható. Egy esetleges újabb
19
esemény bekövetkezése esetén az eddigi eredmények alapján egyes akkumulációs folyamatok befolyásolhatók, a radioizotópok felvétele csökkenthető más, kevésbé veszélyes helyettesítő adagolásával. Így például Fehéroroszországban, ahol a csernobili katasztrófát követően a radionuklidok nagy része kihullott, nagyon jó eredményeket értek el műtrágyázással. A talaj megfelelő műtrágyázásával a növények, például a káposzta Cs és Sr felvételét 90 %-ban lehetett csökkenteni [62]. Egyes komplexképzőket (EDTA, DTPA) a transzuránok Am, Pu, Cm megkötésében alkalmaztak sikerrel [63], így leveles növények (spenót, saláta) esetén 98%-kal sikerült lecsökkenteni az Am és Pu felvételt, azonban ezek inkább kísérleti stádiumban maradtak a komplexképzők ára miatt. Másik esetben pont az ellenkező célt elérve, telepített növénnyel lehet az adott szennyezők/izotópok szelektív felvételét elősegíteni, megkötni a területen a szennyező komponenst (fitoremediáció) [64]. Például Fuhrmann és Lanzirotti [65] vizsgálták az esetleges fitoextrakciós rekultivációs lehetőségeket, melynek során különböző reagensek adagolásának hatására követték nyomon a természetes és mesterséges eredetű radioizotóp felvételét dohánynövényben. Bár a természetes eredetű bomlási sorok tagjainak vizsgálata egyidős a radiokémia tudományterülettel [66], a természetes eredetű radionuklidok esetén a növényekben való mérésük sokáig háttérbe szorult. A nukleáris méréstechnika fejlődésével, az alacsony hátterű mérési módszerek alkalmazásával (HPGe gamma-spektrometria,
alfa-spektrometria,
alacsony
hátterű
LSC
és
gázátáramlásos detektorok) a környezeti minták mérése egyre pontosabbá válhatott, ezáltal a szennyezett területeken élő vagy telepített növények izotópkoncentrációját befolyásoló hatások egyre pontosabban voltak vizsgálhatók. Lakshmanan és munkatársai [67] vizsgálták az urán felvételének jellegét, a természetes uránkoncentrációt csak kismértékben meghaladó, indiai homokos talajokon, és megállapították, hogy szinte az összes vizsgált növény (burgonya, retek, tök, rizs) esetében az urán koncentrációja jelentősen nagyobb volt a nagyobb urántartalmú talajokban. A Ra-226 és a Pb-210 izotópok mérése szintén elterjedt a növényekben, mivel egyes, nagy rosttartalmú növények képesek a rádium akkumulációjára [68, 69]. Az első tanulmányok a dohánynövény
20
polónium és ólom megkötő képességéről már az 1960-as években megjelentek [70]. Egy viszonylag új irányvonalnak számít napjainkban az egyes NORM anyagokat tartalmazó területek monitorozása a természetes eredetű izotópok koncentrációjának és egymáshoz viszonyított arányainak mérésével. A rekultivált uránbányák [71, 72], illetve a foszfát műtrágyagyártás környezetében a nyersfoszfát nagy rádium tartalma okozza a radionuklid koncentráció-növekedést [73]. Az olajfúróiszap tározók környékén szintén a rádium és az Pb-210 szintje növekedik a növényekben [74]. Sok kutató, köztük Yamazaki és Geraldo [75], Righi és munkatársai [76] valamint Mourad és munkatársai [77] is vizsgálták a műtrágyák radionuklid felvételére gyakorolt hatását. Vörösiszaptározók közelében Cooper és munkatársai [78] találtak rádiumszint növekedést a közeli növényekben, ami napjainkban Magyarországon sajnálatos aktualitással rendelkezik.
21
4.
A bioindikátor kiválasztása a szakirodalmi adatok alapján Munkámnak az 1.1 valamint a 9.-10.-11. fejezetekben összefoglaltak alapján
egy indikátornövény Pb-210 és Po-210 izotópkoncentrációjának vizsgálata a célja. Ennek a két izotópnak a koncentrációját a kutatók gyakran vizsgálják, mivel mindkét elem citrát oldhatósága és részben a vízoldhatósága is jó, így egyes növényekben felhalmozódhatnak. Az első tanulmányok egyike Berger és munkatársai 1965-ben megjelent cikke, amelyben már beszámolnak egyes ehető növények és a dohány Po-210 tartalmáról [79]. Később számos cikk jelent meg a zöldségnövények Po-Pb koncentrációjáról is [80]. A megfelelő bioindikátor területspecifikus kiválasztásának legfontosabb szempontjai:
Legyen termeszthető az adott éghajlati és környezeti körülmények mellett.
Ne legyen túl igényes (ne igényeljen állandó felügyeletet, speciális öntözési rendszert).
Egynyári növény legyen, csak az adott évről szolgáltasson információt.
Kösse meg a kiválasztott izotópokat, ehhez legyen elég nagy levélfelülete és kiterjedt gyökérzete, hiszen a kiválasztott radionuklidok felvétele a Rn-222 anyaelem miatt nem csak a talajból lehetséges, hanem a levélfelületen megkötött aeroszolokon keresztül is [81].
Álljon rendelkezésre a méréshez szükséges 1-2 g légszáraz minta egy növényből.
Már az 1960-as évektől vizsgálják egyes gombafajok nehézfém akkumulációs képességeit, szinte az atomrobbantási kísérletekkel egy időben már megjelentek az első tanulmányok az ehető gombák mesterséges és természetes eredetű radionuklid-koncentrációjának vizsgálatáról [82, 83]. Azóta is folyamatosan zajlanak a vizsgálatok a talaj radionuklid koncentrációjának és a gombákban mérhető radionuklid koncentráció összefüggésének elemzésére [84]. Így előszeretettel vizsgálják a gombák Ra-226, Po-210 és Pb-210 izotópkoncentrációját is [85, 86, 87].
22
A gombák számos tanulmány alapján megfelelnek a kritériumoknak, ahogy azt a Pannon Egyetem Radiokémiai és Radioökológiai Intézetében korábban végzett felmérések is igazolják [88, 89]. A legnagyobb értékeket az ízletes vargányában és a királyvargányában mérték. Ez teljes mértékben egybevág a nemzetközi szakirodalomban leírtakkal [87]. Az időszakos növekedés, a pár hetes elérhetőség, és a viszonylag nehéz mesterséges kontroll alá vonás viszont megnehezítené a vizsgálatokat. Nem beszélve arról, hogy az első, májusi termés szignifikánsan kevesebb Po-210-t tartalmaz a vargányák esetében, mint az augusztus és szeptemberi gyűjtés. Ennek oka valószínűleg a Collin-Hansen [90] által leírt fitokelatin tartalom, amely a vargánya és királyvargánya kalapjának a színét is okozza. Így a gombák bioindikátorként való használata baleseti, egyedi szituációkban kiváló (Csernobil, Fukushima) [91], de migrációs folyamatok nyomonkövetésére kevésbé alkalmas. A növények közül számos faj ólom és polónium-koncentrációjának vizsgálatával részletesen foglalkoznak. Az egyik legfontosabb 2008-ban megjelent tanulmány Al-Masri [92] nevéhez köthető. Al-Masri és munkatársai munkája alapján megállapítható, hogy a leveles növények sokkal magasabb akkumulációs faktorral rendelkeznek, mint a kis levélfelülettel rendelkezők, ezért mindenképp a földhöz közeli, nagy levélfelülettel rendelkező növényt kell bioindikátorként választani. A növények természetes eredetű radionuklid felszívódásának, valamint korábbi cikkek adatainak összefoglalását Vandenhove és munkatársai készítették el 2009-ben [93]. Ugyanakkor több másik tanulmányt is alapul véve, nem élelmezésre való növényt helyeztem előtérbe, hogy a vadkár és az esetleges emberi fogyasztás minimalizálható legyen. Persson és Holm egy szakirodalmi kutatómunka eredményeként jelentette meg 2011-ben a Po-210 és a Pb-210 koncentráció-vizsgálatokat összefoglaló tanulmányát [81]. Ebben a műben is külön fejezetet kapott a dohánynövény, mely az eddigi szakirodalmak tanulmányozása alapján megfelelő lehet a bioindikátor feladat ellátására.
23
4.1. A dohánynövény, mint bioindikátor A dohánynövény által akkumulált alfa-sugárzó izotópok, különösen a polónium izotóp vizsgálata már a 60-as években elkezdődött [70], és azóta is több száz tanulmány jelent meg a dohánynövény ólom és polónium felvételével kapcsolatban. Az elmúlt évtizedek kutatási munkáit három fő csoportra lehet osztani:
Az alfa-sugárzó izotópok felvétele, felvételi útvonal a dohánynövénybe, (különböző befolyásoló tényezők vizsgálatával, főként műtrágyák használatának elemzése) [65, 94, 95].
A
növény
ólom
és
polónium
koncentrációjának
vizsgálata
(cigarettagyártás előtt és után) [96, 97, 98, 99, 100].
A dohányzás/dohányfüst Po-210-től eredő kockázatának vizsgálata (dózisbecslések) [101, 102, 103].
A dohány Po-210 és Pb-210 koncentráció vizsgálatáról az elmúlt tíz évben több mint 100 publikáció jelent meg. Már a 60-as, 70-es években számos cikket publikáltak a cigaretta füst polónium-tartalmáról [70, 104]. A dohány előszeretettel alkalmazott növény, nem csak a Po-210 és az Pb-210 felvétel [105], hanem az ózon vizsgálatára is [42]. Korábban nagyon sokan vizsgálták a nehézfém-felvételét a talajtípus és egyéb termesztési körülmények függvényében [106, 107]. Fuhrmann és Lanzirotti [65] Am-241, Cs-137, Sr és Pb izotópokkal szennyezett területek fitoextrakciós tisztításához kísérleteztek dohánynövénnyel, és vizsgálták a növény izotópfelvételét különböző reagensek adagolásával. A későbbiekben az alfa-spektrometriai eljárások fejlődésével még többen számoltak be a dohány polónium koncentrációjáról [108, 109]. A kutatók régóta jelentős szerepet tulajdonítanak a dohányzás rákkeltő hatása és a cigarettában lévő Po-210 kapcsolatának [104, 110]. Az a mechanizmus még máig sem tisztázott, hogy hogyan jut a Po-210 vagy az Pb-210 a dohányba. Az izotópok dohányba jutásának két útja lehet. Egyik a dohánylevél felülete, mely hatalmas abszorpciós felületet jelent, amit a felületen lévő szőrök (trichomák) tovább növelnek. Így több kutató a fő bejutási
24
lehetőségnek tartja a levelére ülepedett aeroszol radionuklid tartalmának megtapadását vagy felszívódását [111]. A másik útvonal a gyökéren keresztül történő felszívódás, melyre szintén számos kutató rámutatott [112]. Szerintük a talajból történő felszívódás lehet a meghatározó, több esetben mértek ugyanis nagy koncentrációt erősen műtrágyázott területeken [95, 113]. A 8. ábra mutatja az izotópok növénybe jutásának lehetséges útvonalait.
8. ábra: A Pb-210 és Po-210 lehetséges bejutása a dohánynövénybe Mindenesetre az egyértelműen megállapítható, hogy a növény és a talaj Po-210, illetve Pb-210 koncentrációja között szoros kapcsolat áll fenn. Így a fentiek alapján több szempont is szól a dohány, mint bioindikátor alkalmazása mellett. Egyrészt éppen megfelelő a tenyészideje, képes megkötni a radionuklidokat (akár gyökéren, akár a levélfelületen keresztül jut be), másrészt tapasztalataink szerint nem igényel speciális termesztési körülményeket a palánta a kiültetés után (12. fejezet).
25
II.
Kísérleti rész 5.
Dohánytermesztés
5.1. Termesztési helyek Munkám során a Pannon Egyetem Radiokémiai és Radioökológiai Intézete és a MECSEK-ÖKO Zrt. és MECSEKÉRC Zrt. közös kutatási projektjébe kapcsolódtam be. 2001 óta folyamatosan ültettünk dohánynövényeket a rekultivált uránbánya területére: a zagytérre, a kémiai vízkezelő üzem területére és a környezetvédelmi bázison a bányavízkezelő üzem területére. A rekultiváció szempontjából ezen objektumok lehetnek a legfontosabbak, hiszen az egész bánya területéről ide gyűjtik a csapadék- és elfolyóvizeket, így ha radionuklid migráció történik, az valószínűsíthetően itt is megjelenik. A termesztési helyeket a 9. ábrán jelöltem, a területek GPS koordinátái az 1. függelékben találhatók.
9. ábra: A termesztési helyek
26
A környező településeken élők kertjeiben, termőterületeken is ültettem évente növényeket. A települések közül a zagytározókhoz legközelebbi Pellérden és a Pellérdhez tartozó szőlőskerteken három helyen, míg a vízkezelő bázishoz közel eső Kővágószőlős területén, háttérnek, viszonyítási szintnek keleti irányban Bakonyán, nyugati irányban pedig Pécsen három különböző távolságban adtam növényeket kiültetésre. Egy termesztési helyre legalább két palánta lett kiültetve.
5.2. Mintavétel A dohánynövények palántái minden évben május-június hónapban lettek kiültetve, a minták begyűjtésére pedig augusztus-szeptember hónapokban került sor. A mintavétel során a teljes dohánynövény kiemelésre került, és mintavételi hely szerint felcímkézett, vastag műanyagzsákban szállítottam a laboratóriumba. A látható szerves komponensektől megtisztított talajmintákat a dohány gyökérzónájából
vettem
2-3 kg/dohánynövény
mennyiségben,
és
szintén
felcímkézett műanyagzsákban szállítottam. A dohánynövény fényképét mutatom be a 10. ábrán.
10. ábra: A dohánynövény
27
6.
Po-210 meghatározás A 11. fejezet alapján a Pb-210 és a Po-210 izotópok egyensúlyban vannak már
a frissen gyűjtött minták esetében. A Pb-210 izotóp aktivitáskoncentrációjának meghatározását
leányelemén,
a
Po-210-en
keresztül,
alfa-spektrometriai
módszerrel végeztem. 6.1. Mintaelőkészítés A laboratóriumba szállítás után különválogattam a növényi részeket, úgy mint gyökér, szár, alsó levél, felső levél és virág. A dohány- és talajmintákat szobahőmérsékleten szárítottam a polónium koncentráció-csökkenésének megakadályozása érdekében (a polónium viszonylag illékony, már 55°C-on 45 óra alatt a teljes mennyiség 50%-a elszublimál [114]), a növénymintákat kávédarálóval őröltem mákszem nagyságúra, a talajmintákat dörzsmozsárral aprítottam porszerűre (11. ábra) annak érdekében, hogy növeljem a kémiai roncsolásos feltárás hatásfokát.
11. ábra: Szárított és őrölt dohánylevél és gyökér minták
28
A forráskészítés során keletkező veszteséget Po-209 nyomjelző izotóp segítségével követtem nyomon. A nyomjelző izotóp aktivitásának szakirodalmi ajánlások alapján [115] nagyságrendileg a várható Po-210 koncentráció tartományába célszerű esnie. A feltárás végén az oldatokat ultratiszta ionmentes vízzel készítettem. A mintaelőkészítés és forráskészítés metodikája egy, már beváltan alkalmazott módszer alapján történt [115]. A forráskészítéshez analitikai mérleggel bemértem 2 g légszáraz dohánymintát Erlenmeyer lombikba, hozzáadtam 0,05 ml 76,82 mBq aktivitású Po-209 nyomjelzőt, mely a várhatóan talaj és dohányminták Po-210 koncentrációjával összemérhető nagyságrendben van. Majd hozzáöntöttem 25 ml cc. HNO3-t, hogy a minta szervesanyag-tartalma elroncsolódjon. A folyamat kezdetétől számítva intenzíven és állandóan kevertem a mintákat a felhabzás csökkentése érdekében a felhabzás megszűnéséig. Ezután a mintákat 150oC hőmérsékletű elektromos főzőlapon közel szárazra pároltam (kb. 4-5 ml folyadék maradjon a lombik alján, teljes bepárlás esetén a polónium mennyiségének túlnyomó része elillan a rendszerből). Ezt a folyamatot 2-szer megismételtem. Mivel a jelenlévő nitrát ionok zavarják a polónium leválasztását, ezért annak elűzése érdekében 25 ml cc. HCl-t adtam a mintákhoz. A jelenlévő szerves maradékok teljes roncsolása érdekében 0,5 ml H2O2 hozzáadása is szükséges. A bepárlási folyamatot ugyanúgy végeztem, mint salétromsav esetén. Utolsó bepárlási sorozatként 25 ml ultratiszta vízzel 3-szor bepároltam az oldatokat a sósav koncentráció csökkentése érdekében. Az utolsó vizes bepárlást követően a szobahőmérsékletre hűlt mintát felhígítottam ultratiszta vízzel 30 ml-re. Az oldatot 100 ml-es mérőlombikba töltöttem, az Erlenmeyer lombikot még kétszer átmostam 5 ml ultratiszta vízzel, egyszer 3 ml 9 M sósavval és még egyszer 5 ml ultratiszta vízzel a mérőlombikba. A mérőlombikot jelre töltöttem ultratiszta vízzel.
29
6.2. Forráskészítés Az alfa-spektrometriában a legfontosabb és legnehezebb lépés a megfelelő forrás elkészítése. Fontos, hogy a forrás vékony legyen, mert már pár mikrométer vastagságú forrás önabszorpciója is jelentős, ezáltal romlik a felbontás illetve a hatásfok [116]. A polónium forráskészítési műveletei közül az egyik legelterjedtebbet, a spontán depozíciót alkalmaztam, melynek során a Po(IV) ionok híg sósavas oldatból Cu, Ag vagy Ni fémekre, melyeknek a standardpotenciálja negatívabb mint a polóniumé, spontán leválnak [117, 118]. A módszer előnye, hogy a polónium ionok gyakorlatilag mind leválnak a felületre, így kis kimutatási határ érhető el.
12. ábra: Spontán depozíciós készülék felépítése A védőfólia eltávolítása után a saválló acélkorong felületét etil-alkohollal mostam le a szerves szennyezők (zsír, ragasztó) eltávolításának érdekében. A leválasztó (12. ábra) összerakása, és a szivárgásmentesség tesztelése után a mintatartóba 50 ml törzsoldatot öntöttem. Hozzáadtam 0,5 g aszkorbinsavat a Fe(III) ionok redukálására, a zavaró hatásuk kiküszöbölésére [119].
30
A leválasztást termosztáttal beállított 80 °C-os vízfürdőben végeztem folyamatos kevertetés mellett 3 órán keresztül. A leválasztás után a forrást ionmentes vízzel óvatosan mostam és szobahőmérsékleten hagytam megszáradni. A leválasztást az oldat másik felével is elvégeztem, és az eredményeknél, a kamrák hatásfokának ismeretében a teljes Po-209 aktivitás meghatározható volt, mely 60-85% közé esett. Végeztem vizsgálatot annak megállapítása érdekében, hogy a leválasztás után az oldatban marad-e jelentős mennyiségű polónium, vagy a mintaelőkészítés során lép-e fel jelentős veszteség. A leválasztási és mintaelőkészítési hatásfok vizsgálatához kővágószőlősi talajmintát használtam. 100 ml törzsoldatot készítettem a mintaelőkészítésnél leírt módon, melyet két részre választottam. Az így kapott két oldaton elvégeztem a leválasztást. Az első leválasztást követően meghatároztam a törzsoldatban visszamaradt polónium izotópot egy újabb leválasztással. A forráskészítés (leválasztás) hatásfokát a kamra mérési hatásfokának és a Po-209 izotóp elméleti aktivitásának ismeretében számítottam az alábbi képlet alapján:
B ÖT B HT tm th AT k AT:
(1)
a Po-209 számolt aktivitása (Bq) (AE=76,82 mBq elméleti aktivitás felelt meg 100 %-nak)
BÖT:
a Po-209 mintától származó beütésszáma (beütés)
tm:
a minta mérési ideje (s)
BHT:
a Po-209 háttértől származó beütésszáma (beütés)
th :
a háttér mérési ideje (s)
ηk :
az alfa-kamra mérési hatásfoka
A leválasztások eredményét a 13. ábrán tűntettem fel. A teljes hatásfok a két oldatrész két leválasztási hatásfokának az összege.
31
100 90
hatásfok (%)
80 70 60 50 40 30 20 10
50 ml törzsoldatból
lje s te
ös sz es en
le vá la sz tá s
2.
le vá la sz tá s 1.
ös sz es en
le vá la sz tá s
2.
1.
le vá la sz tá s
0
50 ml törzsoldatból
100 ml törzsoldatra
13. ábra: Leválasztási hatásfok vizsgálat Po-209 izotópra
A bemutatott minta adatai alapján a 86%-át mértem vissza a mintához a mintaelőkészítés elején hozzáadott nyomjelző izotópnak. Ebből 74% a két elsőként leválasztott forráson volt mérhető, 12% az oldatokban maradt veszteség. Valamint ezek alapján 14%-a a hozzáadott Po-209 izotópnak a mintaelőkészítés során maradt el.
6.3. Alfa-spektrometria
A félvezető (PIPS) detektorban mért források kiértékelése a Po-209 nyomjelző izotóp 4866 keV-es csúcsa és a Po-210 izotóp 5305 keV-es csúcsa alapján történt (14. ábra) [115]. A terület kijelölése minden esetben azonos mennyiségű csatornaszámmal történt.
32
Po-210 Po-209
14. ábra: A polónium izotópok alfa- spektruma
A mintaelőkészítés, forráskészítés és detektálás sematikus vázlatát a 15. ábrán foglaltam össze.
Félvezető (PIPS) detektor, alfaspketrometria (80 000 s)
Törzsoldat készítés
Klasszikus kombinált savas feltárás : • 3x30 ml cc. HNO3 • 3x30 ml cc. HCl + 3 csepp H2O2 • 3x30 ml deszt. víz
Spontán depozíció: • 50 ml törzsoldat • 2 g aszkorbinsav • magas Ni-tartalmú saválló acéllemez • 80 °C • 3 óra • állandó kevertetés
~ 2 g őrölt/darált minta, Po-209 nyomjelző
15. ábra: Po-210 mérése a mintákban
33
7.
Po-210 koncentráció számítása A minták polónium-koncentrációjának meghatározása a 2. képlet alapján
történt [115]: I ÖM I HM ) I ÖT I HT p T p M f 1 f 2 f 3f 4 m
C T VT ( AM
(2)
Ahol: AM:
a minta Po-210 aktivitáskoncentrációja (Bq/g)
CT:
a nyomjelző izotóp aktivitáskoncentrációja (Bq/ml)
VT:
a nyomjelző izotóp térfogata (ml)
IÖM:
a Po-210 mintából származó intenzitása
BÖM:
a Po-210 mintától származó beütésszáma (beütés)
tm:
a minta mérési ideje (s)
IHM:
a Po-210 háttértől származó intenzitása
BHM:
a Po-210 háttértől származó beütésszáma (beütés)
th :
a háttér mérési ideje (s)
IÖT:
a Po-209 mintából származó intenzitása
BÖT:
a Po-209 mintától származó beütésszáma (beütés)
IHT:
a Po-209 háttértől származó intenzitása
BHT:
a Po-209 háttértől származó beütésszáma (beütés)
m:
B ÖM (cps) tm
B HM (cps) th
B ÖT (cps) tm
B HT (cps) th
a bemért minta tömege (g) = (minta+mintatartó tömege) – mintatartó tömege
pM:
a Po-210 izotóp kiválasztott csúcsának alfa-hozama = 1
pT:
a Po-209 izotóp kiválasztott csúcsának alfa-hozama = 1
34
f1:
a Po-210 bomláskorrekciós faktora a mintavételtől a mérésig
f2:
a Po-210 bomláskorrekciós faktora a mérés ideje alatt
f3:
a Po-209 bomláskorrekciós faktora a kalibrálástól a mérésig
f4:
a Po-209 bomláskorrekciós faktora a mérés ideje alatt
Az eredmények hibájának megadása a Holmes által meghatározott, környezeti minták alfa-spektrometriai analíziséhez használatos számítási módszerrel történt. [120]. A minimálisan detektálható aktivitás a mérések során 0,48-2,10 mBq között változott 95%-os konfidencia értékkel [121].
35
8.
Felhasznált anyagok és készülékek A mérések során analitikai tisztaságú (Aldrich, Fluka márkájú) általános
kémiai reagenseket, a standardok és oldatok elkészítéséhez ultratiszta Millipore Q (MP) 18 MΩcm-1 ionmentes vizet használtam.
A feltárás során használt analitikai tisztaságú vegyszerek:
HNO3: 65%-os oldata
HCl: 38%-os oldata
H2O2: 30%-os oldata
Az amerikai National Institute of Standards and Technology (NIST SRM) által gyártott és hitelesített Po-209 oldatot tisztítás nélkül használtam fel. Az alkalmazott Po-209 nyomjelző oldat adatai a következők:
Oldat sűrűség
1,031 ± 0,004 g/cm3 22 oC-on
Aktivitáskoncentráció
1,5747 Bq/ml
Gyártási időpont
2008. január 23.
Relatív hiba
0,42 %
Szennyezők
Po-208; 0,106 ± 0,002 Bq/g
Az általam alkalmazott saválló lemez 0,5 mm vastag, 18,5 mm, védőfóliával bevont, polírozott KO 33 MSZ 9-11 % Ni-Cr lemez. Félvezető PIPS detektoros alfa-spektrometriánál a vizsgálandó radionuklidot tartalmazó vékony felületet hozunk létre, majd az így kialakított forrást vákuumban mérjük. Az alfa-spektrometriai mérőrendszer elvi sémája a 16. ábrán látható.
36
16. ábra: Félvezető PIPS detektoros alfa-spektrométer vázlata
A mérés idejére Ilmvac-PK2 szivattyú állította elő a szükséges 0,2 torr vákuumot. A kiértékelés Silena 9302 sokcsatornás (2018 csatornás) kártya analizátorral és EMCA 2000 szoftverrel történt. A mérőrendszer kalibrálását az Amersham cég által készített és az Országos Mérésügyi Hivatal (OMH) által hitelesített Pu-239-et, Am-241-et, Cm-244-et tartalmazó kalibráló forrással végeztem, melynek aktivitása a referencia időben 3,3.105 dpm (bomlás/perc) volt. A detektor hatásfokát pedig OMH hiteles 7400 dpm aktivitású Am-241 forrással ellenőriztem. A kalibráló forrást a detektortól ugyanolyan távolságra tettem, mint a minták esetében, így biztosítva az azonos geometriát a kalibráláshoz, a spektrumot 3x600 másodpercig vettem fel. Munkám során alkalmazott kamrák adatait az 1. táblázatban foglaltam össze.
1. táblázat: A mérésekhez használt alfa-kamrák gyártói, típusai és felbontásuk Kamra száma
Kamra típusa
Energia felbontása
1
Ortec Soloist Alpha Spectrometer
< 20 keV
2
Tennelec TC 256 Alpha Spectrometer
< 55 keV
3
Canberra Model 7401 4Alpha Spectrometer
< 20 keV
4
Eurisys Single Channel Alpha Spectrometer Type 7184
< 20 keV
37
A kamrákat havonta legalább egyszer kalibráltam energia szerint, és ellenőriztem a mérési hatásfok (~25 %), valamint az amerícium kalibráló forrásra vonatkozó félértékszélesség értéket, azaz ellenőriztem a kamra megfelelőségét. A mérések során, 10-15 mintánként készítettem „dupla” vak (mintát és nyomjelzőt sem tartalmazó) és vak (csak nyomjelző izotópot tartalmazó) forrásokat, a mintákkal megegyező módon, a rendszer tisztaságának ellenőrzésére.
38
III.
Eredmények és értékelésük 9.
Indikátor radionuklid kiválasztása Az indikátor radionuklid meghatározásához első lépésben a Várhegyi és
munkatársai [122, 123, 124, 125] által folytatott radiológiai ellenőrző mérések eredményeit foglaltam össze. Monitoring vizsgálatokhoz mindenképp hosszú vagy viszonylag hosszú felezési idejű radioizotópot szükséges választani. Ezért az eredményeknél a vizsgált izotópok közül (U-238, U-235, Th-234, Ra-226, Pb-214, Bi-214, Pb-210, Ac-228, Pb-212, Bi-212, Tl-208, K-40, Cs-127, Be-7) az U-238, a Ra-226 és a Pb-210 vizsgálatával foglalkozom részletesen. Az éves radiológiai ellenőrző pontok közül 31 mintavételi pontot kiválasztottam, a mintavételi pontok elhelyezkedését a 17. ábrán mutatom be (a mintavételi pontok koordinátái a 2. függelékben találhatók), a továbbiakban a mintavételi pontokat az itt megjelölt sorszámokkal jelzem.
39
17. ábra: Az éves monitoring vizsgálatok mintavételi pontjai (I. P: I. perkoláció, I. MH: I. meddőhányó, II. MH: II. meddőhányó, III. MH: III. meddőhányó, Fr. MH: Frici meddőhányó, I. ZT: I. zagytározó, II. ZT: II. zagytározó)
Első lépésben vizsgáltam az izotópok aktivitáskoncentrációjának változását az elmúlt 11 év során. Az adatokat a mintavételi területenként csoportosítva a 18. ábrán mutatom be, az értékek táblázatosan a 3. függelékben találhatók.
40
31.
30.
29.
28.
2500
27.
II. ZT 26.
25.
24.
23.
22.
21.
20.
19.
I. ZT 18.
17.
16.
15.
14.
13.
II. MH 12.
11.
10.
9.
8.
7.
I. MH 6.
5.
4.
I. P 3.
II. MH 2.
Fr. MH 1.
Akt. konc. (Bq/kg) 3000
U-238 Ra-226 Pb-210
2000
1500
1000
500
0
Mintavételi pont
18. ábra: Az éves monitoring vizsgálatok összefoglalása
41
A 200 minta izotópkoncentrációjának eredményei alapján elmondható, hogy a vizsgált mintavételi pontok közül az I. meddőhányó és a III. meddőhányó területén/környékén nagyobb radionuklid koncentráció mérhető minden izotóp esetében. Ennek oka a geokémiai és a területhasználati sajátosságokban rejlik. A 9, 10, 11-es mintavételi pontok esetén, a III. meddőhányó övárkaihoz közeledve,
nagyobb
radionuklid
koncentráció
értékek
láthatók.
Ennek
magyarázata vélhetően nem a radionuklid-migráció, hanem az, hogy a meddőhányó anyaga még a letakarás előtt kiszóródott az övárkon kívülre. A meddőhányó teljes rekultivációja még nem történt meg, de rendszeres radioaktív hulladék lerakás már nem történik (a területén kialakított tárolóba rendszeresen lerakott vízkezelési maradék és egyéb hulladékok nem tartoznak a radioaktív hulladékok kategóriájába). Kisebb mennyiségű szennyezett talaj elhelyezésére még várhatóan lehet számítani a rekultivációs munkák befejezte után is, az utóellenőrzések során eltávolítandó talaj miatt. A 18. ábra alapján látható még, hogy az U-238 izotóp van jelen többnyire a legkisebb aktivitáskoncentrációban. A kiugró értékek az 5. és 21. mintavételi pont esetén a rekultiváció előtt vett minták magas U-238 aktivitáskoncentrációjának köszönhetők. Indikátor izotópként az U-238 izotóp kézenfekvő lenne, hiszen kémiai oldhatósága jó, a természetben +6-os oxidációs számmal fordul elő, főleg komplexeiben, a növények számára könnyen felvehető formában [126, 127]. Viszont mivel a bányászati tevékenység ennek az izotópnak a kinyerésére volt tervezve, így egyrészt a meddő és zagy anyagában kisebb koncentrációban van jelen, mint leányelemei, a Ra-226 és a Pb-210 [18], másrészt a bányászati tevékenységnek köszönhetően nagyfokú inhomogenitások találhatók a terület uránkoncentrációjában. Így további vizsgálataim során a Ra-226 és a Pb-210 izotópok vizsgálatával foglalkozom.
42
Várhegyi és munkatársai háromévente elemzik a zagytározók és meddőhányók fedésének állapotát vertikális migrációs vizsgálatokkal [123, 125, 128, 129, 130]. A vertikális migráció vizsgálatához a mintavétel során egy mintavevő csővel mintát vettek, majd a kiemelt mintát szelvényekre osztva vizsgálták az adott szelvény radionuklid koncentrációját gamma-spektrométer segítségével. Ahol lehetőség volt rá, ott növénymintát is vettek a szelvényezett területről. A növényminták a területen található, nem válogatott fű és gyomnövények talajfelszín feletti részeiből adódtak össze. A minták két részre voltak osztva mosott és mosatlan párokat képezve, majd hamvasztva. Az aktivitáskoncentráció értékek növényi hamura vonatkoztatva vannak megadva, a minták szintén gamma-spektrométerrel
voltak
mérve.
A
talajmintákat
minden
esetben
megtisztították a látható biológiai komponensektől szárítás és őrlés előtt. Mivel a II. zagytározó fedése a legösszetettebb (1.1. fejezet, 2. ábra), így ennek példáján keresztül mutatom be, a vertikális migrációs vizsgálatok eredményeit. A II. zagytározón a rekultivációt követően, 2009-ben [129] végzett vizsgálatok mintavételi pontjait ábrázoltam a 19. ábrán, az eredményeket a 20. ábrán mutatom be (adatok számszerű értékei a 4. függelékben láthatók).
19. ábra: A II. zagytározó vertikális migrációs mintavételi pontjai, 2009
43
növény
Pb-210 Ra-226
1.
0-0,3m
növény 0-0,3m
0,3-0,6m
0,3-0,6m
0,6-0,9m
0,6-0,9m
0,9-1,2m
0,9-1,2m
1,2-1,5m
1,2-1,5m
1,5-1,8m
Pb-210 Ra-226
2.
1,5-1,8m 0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
0
200
400
Akt. konc. (Bq/kg)
növény
600
800
1000
1200
Akt. konc. (Bq/kg)
Pb-210 Ra-226
3.
0-0,3m 0,3-0,6m
növény
Pb-210 Ra-226
4.
0-0,3m 0,3-0,6m
0,6-0,9m
0,6-0,9m
0,9-1,2m
0,9-1,2m
1,2-1,5m
1,2-1,5m
1,5-1,8m
1,5-1,8m
1,8-2,1m 0
1000
növény
2000 3000 Akt. konc. (Bq/kg)
Pb-210 Ra-226
5.
0-0,3m
0
4000
500
növény
1000 1500 Akt. konc. (Bq/kg)
2000
Pb-210 Ra-226
átlag
0-0,3m 0,3-0,6m
0,3-0,6m
0,6-0,9m
0,6-0,9m
0,9-1,2m
0,9-1,2m
1,2-1,5m
1,2-1,5m
1,5-1,8m
1,5-1,8m
1,8-2,1m 0
500
1000
1500
2000
0
Akt. konc. (Bq/kg)
1000
2000
3000
4000
Akt. konc. (Bq/kg)
20. ábra: A II. zagytározón 2009-ben végzett vertikális migrációs vizsgálatok
eredményei A II. zagytéren végzett migrációs mintavétel eredményei alapján elmondható, hogy a Ra-226 és Pb-210 izotóp migrációja vertikális irányban nem tapasztalható egyik évben sem. Emelkedett radionuklid csak akkor tapasztalható, ha a zagy fizikailag jelen van a mintában. Viszont az kitűnik, hogy magasabb Pb-210 koncentrációt mértek a mintákban, nincs szekuláris egyensúly a Ra-226 és a Pb-210 között. Ennek oka egyrészt a Ra-226 leányelemének a Rn-222-nek az emanációja és exhalációja, mely a radon fizikai migrációját okozza.
44
Másrészt a levegőben található radon bomlásakor keletkező Pb-210 kihullás a magas, talajfelszíni izotópkoncentráció oka. A területeken végzett monitoring-vizsgálatokhoz hozzá tartozik a hulló por mennyiségi és radionuklid koncentráció ellenőrzése. A meghatározáshoz megfelelően telepített gyűjtőedényekkel folyamatos mintavételt, a minták tipikusan negyedévente történő begyűjtésével, a bepárolt és kiizzított minta tömegének megmérésével és radioaktivitásának HPGe detektoros gammaspektrometriai analízisével határozzák meg a minták radionuklid-koncentrációját [129]. A hulló por mintavételezés gyűjtőedényeinek helyét jelöltem a 21. ábrán.
21. ábra: A II. zagytározó környékére telepített gyűjtőedények
Mivel egyik gyűjtőedény sem közvetlenül a II. zagytározó területén található, ezért mindkét mintavételi hely éves átlagát, valamint a vertikális migrációs vizsgálatok során kapott és a talaj felső rétegének átlagos izotópkoncentrációját vetettem össze (22. ábra)
45
Ra-226 Pb-210
2500
Akt. konc. (Bq/kg)
2000
1500
1000
500
0 Hulló por L
Hulló por É
Növény
Talaj 0-0,3 m
22. ábra: A 2009. év hulló por és vertikális migrációs vizsgálatainak átlageredményei
A diagramon a Hulló por L jelzés a Löszbánya területéről származó, a Hulló por É az I. zagytározó, északi munkaterületet jelenti (Z1 munkaterület). A növény a területről származó, nem válogatott, homogenizált növénytársulási mintát, míg a talaj, a növényzet alatt lévő 30 cm-es talajréteget jelenti. A 22. ábra alapján látható, hogy a növény és a talaj felső rétegének radionuklid koncentrációja követi a hulló por radionuklid-koncentrációját. A 20. és 22. ábra alapján ábrázoltam a 23. ábrán a talaj ólomizotóp koncentrációjának profilját. A profil képét nem csak a II. zagytározó, hanem az I. zagytározó és a meddőhányók fedőrétege is követi a területeken végzett vertikális migrációs vizsgálatok alapján [123, 125, 128, 129, 130].
46
23. ábra: A fedőrétegek Pb-210 koncentrációjának eloszlása
Összegezve a Ra-226 és a Pb-210 izotópok vizsgálatát, látható, hogy a területen a Pb-210 izotóp koncentrációja a Ra-226 izotópéhoz képest megnövekedett, az egyensúly megbomlott. Ennek egyrészt az az oka, hogy a Ra-226 izotóp sóinak kémiai oldhatósága, ezáltal kémiai migrációs képessége kisebb, mint a Pb-210 izotópé [131]. Így mire a rádium migrációja észlelhető, addigra várhatóan a többi izotóp (urán, ólom, polónium) már jóval előbb megnövekedett mennyiségben került ki a környezetbe. Másrészről a Pb-210 izotóp migrációja megfigyelhető a fedőrétegben a Ra-226 leányelemének, a Rn-222-nek az exhalációja miatt.
47
Ezek alapján az általam választott indikátor elem a Pb-210 izotóp. A választás oka, hogy a lefedett objektumokból nem csak viszonylag jó kémiai migrációs tulajdonságainak köszönhetően juthat ki, hanem a Rn-222 gázdiffúziója révén, fizikai migrációval is. Így integrált képet mutat a fedőrétegben lezajló kémiai, biokémiai és fizikai migrációról.
10. Indikátor közeg kiválasztása A kiválasztott radionuklidhoz megfelelő, reprezentatív indikátor közeget kell választanom. A víz, mint indikátor közeg kézenfekvő lenne, viszont főként a kémiai kioldásról ad információt, nem, vagy csak nagyon nehezen követhető nyomon, hogy mely rétegből oldja ki a vizsgált radionuklidot. A talaj indikátor közegként való alkalmazásakor felmerül a probléma, hogy a mintavételkor mely rétegből lenne célszerű mintát venni. A 18. és 20. ábrák alapján látható, hogy mind vertikális, mint horizontális irányban inhomogén a Pb-210 izotóp eloszlása a fizikai migráció és kihullás miatt. Ez által a reprodukálható mintavételt szinte lehetetlen megoldani, néhány centiméteres eltérés a mintavétel helyében, már szignifikáns ólomizotóp koncentráció változással járhat. Ezt küszöböli ki a biomonitoring, a növények vizsgálatával végrehajtott bioindikációs eljárás. A növények a gyökerükön keresztül több réteg radionuklidkoncentrációjáról adnak integrált képet, valamint a levélre kiülepedett, megkötött radionuklidok a kihullásról szolgáltatnak információt. Ezek alapján az indikátor közegnek a bioindikációs eljárást, azaz növényt javasolok, mely lehetőleg kiterjedt gyökérzettel és nagy levélfelülettel rendelkezzen.
48
11. A Pb-210 méréstechnikájának kiválasztása A Pb-210 izotóp mérése széles körben elterjedt a környezeti minták szedimentációs vizsgálatánál, a radon exhalációjának vizsgálatánál, valamint a természetesen
magas
uránkoncentrációjú
területek
monitorozásánál.
A
méréstechnikák közül a három leggyakrabban alkalmazott a Pb-210 gammasugárzásának, vagy a béta-részecskéjének a detektálása (esetleg Bi-210 bétabomlásának detektálásával) és a Po-210 alfa-spektrometriai mérésén keresztüli meghatározása. A módszerek összehasonlításánál Ebaid és Kharter munkáját alapul véve [132] elmondható, hogy az alfa-spektrometriai módszerhez kell a legkevesebb mintamennyiség – általában már 0,5-2 g is elegendő, szemben a béta-mérés általában 5g
vagy
a
gamma-spektrometriai
meghatározás
legalább
100 g-os
mintamennyiségével – és mind a detektor háttere, mind a kimutatási határ alacsonyabb. Ugyanakkor a mintaelőkészítési procedúra minimum 3-5 napot vesz igénybe, és a szekuláris egyensúly beállásához legalább 2 évre van szükség (ez elhagyható, ha a mintában ismert a szekuláris egyensúly). A területen végzett monitoring vizsgálatok során alkalmazott gammaspektrometriai módszer előnye, hogy nem igényel bonyolult mintaelőkészítést. Viszont a Pb-210 kis gamma-energiája (46 keV) miatt a mintában jelentős önabszorpció lép fel. Valamint mivel a kis gamma-energia a Comptontartományba esik, a kimutatási határ (háttér) nagy. A Po-210-en keresztüli alfa-spektrometriai meghatározás hátránya, hogy nem közvetlenül a Pb-210 izotópot mérjük, így a szekuláris egyensúly ismerete elengedhetetlen. A szekuláris egyensúly meghatározásához vizsgáltam két évben gyűjtött talaj és dohányminták Po-210 aktivitáskoncentrációját frissen vett minták esetén, valamint a szekuláris egyensúly beállta után (Po-210 és Pb-210 izotóp közötti szekuláris egyensúly). A 24. ábrán egy kővágószőlősi talaj- és dohányminta eredményeit mutatom be.
49
Po/Pb-210 akt. konc. (mBq/g)
50
dohánylevél
45
talaj
40 35 30 25 20 15 10 5 0 Azonnal mért (2003) - Po-210
7 évvel késöbb mért (2010) Pb-210
24. ábra: Egyensúlyvizsgálat Pb-210 és Po-210 izotópok között
Az ábra alapján látható, hogy a talaj és a levél esetén is a Po-210 és a Pb-210 izotópok már a frissen gyűjtött minták esetén is egyensúlyban vannak. Így a választott módszerem a Pb-210 indikátor izotóp meghatározásához a Po-210-en keresztül, alfa-spektrometriai módszerrel történő meghatározás.
50
12. Az indikátor növény kiválasztása A 10. fejezet alapján szükséges a biomonitoring komponensének, a bioindikátornak a meghatározása. Az előírt monitoring feladatok körébe tartozik a területen élő flóra monitorozása. Az ellenőrzéshez a megadott mintavételi pontokon (17. ábra) gyűjtött növényminták elhamvasztott maradékait a talajmintákhoz hasonlóan mind fajlagos aktivitásra, mind gamma-spektrometriával folyamatosan vizsgálják a MECSEKÉRC Zrt. telephelyén. [18]. A 25. ábrán látható a kijelölt mintavételi pontokon (17. ábra) az elmúlt tizenegy évben vett talaj és a talajtakarón élő, véletlenszerűen kiválasztott, homogenizált növénytársulási minták átlagértékei. A növényminták esetén az eredményeket minden esetben növényi hamura vonatkoztatva adom meg. A minták minden évben lehetőleg augusztus és november hónap között voltak begyűjtve az összehasonlíthatóság érdekében.
növény talaj
3000
Pb-210 akt. konc. (Bq/kg)
2500
2000
1500
1000
500
31.
30.
29.
28.
27.
25.
II. ZT 26.
Mintavételi pontok
24.
23.
22.
21.
20.
19.
17.
I. ZT 18.
16.
15.
14.
13.
11.
III. MH 12.
9.
10.
8.
7.
5.
I. MH 6.
4.
I. P 3.
II. MH 2.
Fr. MH 1.
0
25. ábra: A mintavételi pontokon vett talaj és növénytársulási minták Pb-210
aktivitáskoncentrációjának átlagértékei
51
A 25. ábra alapján látható, hogy a nem válogatott, homogenizált növénytársulási minták Pb-210 koncentrációja nem követi a talaj Pb-210 koncentrációját,
nincs
jól
meghatározható
korreláció
közöttük.
Ezért
bioindikátorként egy növényfaj választottam ki. A 4.1. fejezet szakirodalmi adatainak megfelelően a dohánynövény ideális bioindikátor lehet. Ennek megállapítása érdekében első lépésben vizsgáltam kis (26. ábra) és nagy (27. ábra) Pb-210 aktivitáskoncentrációjú területre ültetett dohánynövény részeinek (gyökér, szár, alsó levél, felső levél, virág) Pb-210 aktivitáskoncentrációját, mivel célom volt a dohány egyetlen olyan részének kijelölése, melyből minimum két párhuzamos minta vizsgálata jellemző adatot biztosít. A mért értékeket számszerűen az 5. függelékben közlöm.
Pb-210 akt konc (mBq/g)
100 80 60 40 20 0 A1
A2
A3
A4
A5
A6
Minta azonosítója
A7
A8
A9
A10
ta gy laj ök al é sz só le r ár fe vé ls l ő le vé l
26. ábra: Kis radionuklid koncentrációjú talajról származó dohányminták
részeinek elemzése
52
Pb-210 akt konc (mBq/g)
900 800 700 600 500 400 300 talaj gyökér alsó levél szár felső levél
200 100 0 M1
M2
M3 Minta azonosítója
M4
27. ábra: Nagy radionuklid koncentrációjú talajról származó dohányminták
részeinek elemzése Az alsó levél a talajhoz legközelebb eső, ép levelet jelenti, a felső levél a virág alatti, még jól elkülöníthető, legalább 2 g légszáraz tömegű levelet. A virágban mérhető aktivitás minden esetben kimutatási határ alatti, vagy aközeli értéket adott (maximum érték: 6,8 ±1,3 mBq/g), ezért ennek vizsgálati eredményeit nem tüntettem fel a diagramokon. A 26. és 27. ábra alapján látható, hogy az alsó levél vagy a gyökér radionuklid koncentrációja korrelálhat legjobban a talaj radionuklid koncentrációjával. A korreláció meghatározásához először a függvénykapcsolat megállapítása szükséges a talaj és a növény radionuklid koncentrációja között. Találnunk kell tehát egy feltételt, aminek teljesülése esetén kapott paraméterekkel a legjobbnak ítéljük meg a görbe mérési pontokra való illesztését. A paraméterek meghatározására az egyik legegyszerűbb és leggyakrabban alkalmazott eljárás a legkisebb négyzetek módszere.
53
A legkisebb négyzetek módszere szerint az illesztés akkor a legjobb, ha a mért és az elméletileg számolt függvénypontok különbségének négyzetösszege minimális, azaz a mérési pontok és a görbe távolsága minimális, nincs másik olyan görbe, mely esetén kisebb négyzetösszeget kapnék [133]. Az eredmények és a szakirodalmi adatok alapján a dohánynövény levelében és gyökerében exponenciális jelleget feltételeztem, a megoldást telítési görbének megfelelő egyenlettel kerestem.
A telítési görbe elméleti egyenlete:
A l A l max (1 e k( A t A t 0 ) ) (3) Ahol: Al:
a levél Pb-210 aktivitáskoncentrációja (mBq/g)
Almax: a becsült telítési érték a levélben k:
paraméter, a görbe meredeksége
At:
a talaj Pb-210 aktivitáskoncentrációja (mBq/g)
At0:
a talajban feltételezett legalacsonyabb Pb-210 aktivitáskoncentráció (mBq/g)
A talaj Pb-210 koncentrációját a növény gyökerének (28. ábra) és levelének (29. ábra) Pb-210 koncentrációjával összefüggésben ábrázoltam. A függvények optimalizálásához Solver szoftvert használtam.
54
Gyökér Pb-210 akt. konc. (mBq/g)
350 300 250 200 150 100 50 0 0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
Talaj Pb-210 akt. konc. (mBq/g)
28. ábra: Talaj és gyökér Pb-210 koncentrációjának korrelációja
mért Pb-210 számolt Pb-210
Levél Pb-210 akt. konc. (mBq/g)
140 120 100 80 60 40 20 0
0
500
1000
1500
2000
Talaj Pb-210 akt. konc. (mBq/g)
29. ábra: Talaj és levél Pb-210 koncentrációjának korrelációja; Almax = 99 mBq/g;
k = 0,01; At0 = 21 mBq/g; R2 = 5033 A
terület
specifikumainak
megfelelően
az
indikációs
tartomány
a
20-100 mBq/g) közötti tartomány. Az ábrák alapján látható, hogy a talaj és gyökér
55
radionuklid koncentrációja között ebben a tartományban nincs jól definiálható korreláció. Míg a talaj és a levél izotóp koncentrációja Pb-210 esetén ez kvázi lineáris, a teljes tartomány telítési görbével jellemezhető. Így a későbbiekben a dohánynövény alsó levelének és a talajnak Pb-210 izotópra vonatkozó korrelációjára a következő összefüggést javaslom:
A l 99 (1 e 0, 01( A t 21) )
(4)
Ahol: Al:
a levél Pb-210 aktivitáskoncentrációja (mBq/g)
At:
a talaj Pb-210 aktivitáskoncentrációja (mBq/g) Meg kell említeni azt is, hogy a dohánynövény alsó levelének vizsgálatával
többszöri mintavételes vizsgálat lehetséges, mivel nem szükséges az egész növény eltávolítása a mintázáshoz, így egy éven belül, többszöri mintavétellel ellenőrizhető a migrációs folyamat. A dohánynövény tűrőképességének vizsgálatához termőfölddel különböző arányban összekevert zagyba, a zagytározón ültetett dohánynövényeket elemeztem. A dohánynövények a 100% zagyon, feltehetően a magas sókoncentráció miatt, nem maradtak életben. 50% zagy-50% termőföld keveréken és 10% zagy-90%-termőföld területen a növények
már
életben
maradtak,
a
dohánylevél
és
talaj
Pb-210
aktivitáskoncentrációjának értékeit a 30. ábrán mutatom be.
56
Pb-210 akt. konc. (mBq/g)
2000
dohánylevél talaj
1800 1600 1400 1200 1000 800 600 400 200 0
fedetlen 50%
fedetlen 10%
Minta típusa 30. ábra: A zagy-termőföld keverékre ültetett növények és talaj Pb-210
aktivitáskoncentrációja Az ábra alapján is látható, hogy a dohánynövény képes egy nagyfokú szennyezést is elviselni, nagy radionuklid és zagy koncentráció mellett is életben maradni. Összegezve a fejezetben leírtakat kijelenthetem, hogy a dohánynövény alkalmas a területen bioindikátorként való alkalmazásra.
57
13. A bányaterületeken és a környező településeken ültetett dohánynövények vizsgálatának eredményei Vizsgáltam
a
módszer
gyakorlati
alkalmazását.
Összefoglaltam
a
bányaterületeken 2001 óta termesztett dohánynövények és talajminták Pb-210 aktivitáskoncentrációjának adatait (6. függelék). Bakonya és Pécs települések a bányaterületektől megfelelően messze esnek ahhoz, hogy az itt termesztett dohánynövények segítségével a területi háttért meghatározhassam (31. ábra). Pécs település esetén három városrészben ültettem növényeket: Pécs-Vasas, Pécs-Szabolcs, Pécs-Kovácstelep. A diagramon az átlagértéküket tüntettem fel.
dohánylevél talaj
Pb-210 akt. konc. (mBq/g)
80 70 60 50 40 30 20 10 0 2001 B
2003 B
2004 B
2005 B
2011 P
Mintavétel éve, helye
31. ábra: A Bakonyán és Pécsen termesztett dohány- és talajminták eredményei,
B: Bakonya, P: Pécs A 31. ábra alapján látható, hogy Bakonya település esetében állandónak mondható Pb-210 koncentrációt mértem. Pécsen valamivel magasabb radionuklid koncentrációt kaptam. Ennek magyarázata a geológiai sajátosságokon kívül az
58
lehet, hogy Pécs, mint iparváros, területén több üzem található, és nem utolsó sorban közlekedési csomópont. A zagytározókon és az I. zagytározó melletti kémiai vízkezelő bázison mért eredményeket mutatom be a 32. ábrán.
dohánylevél talaj
900
Pb-210 akt. konc. (mBq/g)
800 700 600 500 400 300 200 100 0
Zagytározó
Kémiai vízkezelő
Mintavétel helye 32. ábra: A zagytározókon és a kémiai vízkezelő bázison termesztett dohány- és
talajminták eredményei Az ábra alapján a zagytározón termesztett dohánynövény és talaj Pb-210 aktivitáskoncentrációja megfelel a területi háttér értékeknek, míg a kémiai vízkezelő esetén ez jóval nagyobbnak adódott. Ennek oka a területhasználati sajátosság, és a kihulló por nagy Pb-210 aktivitáskoncentrációja (április-július hónapok között, a kémiai vízkezelő bázison felállított hulló por gyűjtőedény esetén mért Pb-210 aktivitáskoncentráció: 620 Bq/kg, július-október között: 1900 Bq/kg). Ezt a területi anomáliát a zagytározókról készült gamma-dózis térkép is megerősíti (33. ábra).
59
Kémiai vízkezelő bázis
33. ábra: A zagytározók és környezetük radiológiai térképe [134]
Az I. bányaüzem területén ültetett dohánynövények és talaj Pb-210 koncentrációértékeit mutatja a 34. ábra.
60
dohánylevél talaj
1800
Pb-210 akt. konc. (mBq/g)
1600 1400 1200 1000 800 600 400 200 0
2003
2004
2005
2011
Mintavétel éve
34. ábra: Az I. bányaüzem területén termesztett dohány- és talajminták
eredményei Az ábra alapján látható, hogy a területen folyamatosan nagy Pb-210 aktivitáskoncentrációt mértem. Ennek oka főként a geológiai sajátosságok, a 35. ábra alapján is látható, hogy a területen egyrészt érckibúvások találhatók, másrészt a volt I. aknának köszönhetően a területen rendkívül magas a radonexhaláció értéke.
61
81300
81350
,
0232/1
0232/2
53
65
Rn-45
Rn-44
02 25/ 2
95 Rn-43 út
Rn-62
109
244
Rn-46
Rn-40
159
42
63
Rn-53
Rn-48
0222/26
Rn-57ü.t.
50
Rn-63 0222/41
61
111
Rn-59
Rn-34
0222/42 ü.t.
Rn-60
71
57
45
88
77
Rn-28
Rn-29
Rn-58
Rn-33
53
74
33
410
Rn-52
Rn-51
Rn-50
Rn-42
ü.t.
0222/33
Rn-35 41
0222/43
ü.t.
59
Rn-39
Rn-32
Rn-26
0222/35
0222/45 ü.t.
19
20
Rn-12
Rn-10
80950
38
80900
ü.t. Rn-16
Rn-22
/31 ü.t.
/32
189 0222/16
0222/27
Rn-9
78 Rn-7
47
32
Rn-19
Rn-21 0222
71
ü.t.
156
Rn-24
/39 ü.t.
8 /2
32 Rn-20
üz.ter.
22 02
32 Rn-17
0222/53
0222/8 út 58 72 Rn-13 Rn-23 ü.t. 124
Rn-11 0222/5
ü.t.
Érckibúvás
32
Rn-25
ü.t.
118 ü.t.
0222/47
111
Rn-27
ü.t. Rn-37
740
300
0222/22 ü.t.
Rn-8
160
t / 12 ú
80850
0222/15
19
24
24
50
Rn-15
Rn-18
Rn-6
Rn-5
árok
81050 81000
Rn-14 52 út 022 2/
23 ü.t.
0222/34
57
/36
68
65 Rn-31
0222/37
Rn-30
135 0222/54
Rn-36 0 222
0222/46 28
56
Rn-38
ü.t. üzemi terület
156 Rn-41
telephely
ü.t.
ü.t.
0222/49 üzemi terület
42 0224Rn-49
közl. út
81150
43 Rn-47
/25
Rn-61 0222/20
78
81100
39 Rn-54
/29 /30 ü.t. ü.t. 124
74 0222/24 ü.t. 0222/6
32 Rn-55
0219
81200
ü.t.
43 Rn-56
0222/40 ü.t.
81250
0222/52 út
ü.t.
100
495
24
Rn-3
Rn-1
Rn-4
80700
80750
Akna
1265
60
0220
80800
0222/48 üzemi terület
172
30
Rn-2 0
577400
577450
577500
577550
577600
577650
577700
577750
577800
577850
577900
35. ábra: Az I. bányaüzem területének radonexhaláció (mBq/m2s) térképe
[134] A zagytározókhoz legközelebb fekvő település Pellérd esetén a faluban és a faluhoz tartozó szőlőhegyen is ültettem dohánynövényt. Az eredményeket a 36. ábrán foglaltam össze.
62
talaj dohánylevél
Pb-210 akt. konc. (mBq/g)
70 60 50 40 30 20 10 0
2001
2003
2004
2005
2011
Mintavétel éve
36. ábra: A Pelléd termesztett dohány- és talajminták eredményei
A diagram alapján látszik, hogy közel háttérnek megfelelő értékeket mértem a 2011-es év kivételével. Ugyanez mondható el a Kővágószőlősön termesztett minták esetén is (37. ábra). A település határában található a volt III. számú bányaüzemi táró főbejárata, és a legnagyobb kiterjedésű meddőhányó. A III. meddőhányó területére szállították a földalatti munkálatok során keletkező meddő nagy részét, a földalatti vágatrendszeren keresztül.
63
dohánylevél talaj
Pb-210 akt. konc. (mBq/g)
80 70 60 50 40 30 20 10 0 2001
2003
2004
2005
2009
2011
Mintavétel éve
37. ábra: A Kővágószőlősön termesztett dohány- és talajminták eredményei
A kapott magasabb eredményekre még nem sikerült magyarázatot találni, mindenképp különös figyelmet kell fordítani majd a 2012-es év mintáinak elemzésére.
64
14. Összefoglalás Napjaink egyik legfontosabb, az élhető környezet megóvása érdekében végzett tevékenysége az eddig keletkezett szennyezések, károk felszámolása és hosszú távú monitorozása. Munkám során a mecseki rekultivált uránbánya területeinek vizsgálatával foglalkoztam. A hosszú távú monitorozás elengedhetetlen része a növényvilág megfigyelése, a tápláléklánc alsó lépcsőfokának ellenőrzése. Célkitűzésem szerint egy olyan bioindikációs eljárást javasolok, amely segítségével reprezentatívan megfigyelhető a radionuklidok esetleges migrációja.
A cél eléréséhez négy feladatot teljesítettem:
A területen végzett monitoringvizsgálatok eredményeit összefoglalva, 350 minta analízise alapján meghatároztam a területi sajátosságnak megfelelő, reprezentatív indikátor radionuklidot, az Pb-210-et.
A területi sajátosságoknak megfelelően a monitoringvizsgálatok eredményeit figyelembe véve megadtam az optimális indikátor közeget, a növényeket, mint bioindikátorokat.
A választott radionuklid méréséhez javasoltam egy reprodukálható mérési módszert: Po-210-en keresztül történő Pb-210 meghatározás alfa-spektrometriai módszerrel, melyhez két évben gyűjtött minták analízise alapján bizonyítottam a Po-210 és Pb-210 közötti szekuláris egyensúlyt, a frissen gyűjtött minták esetén is.
A szakirodalmi adatokat és területi specifikumokat figyelembe véve kiválasztottam a megfelelő bioindikátort, a dohánynövényt, majd 53 dohánynövény vizsgálatával megállapítottam, hogy telítési görbének megfelelő korreláció van a talaj és a dohány alsó levelének Pb-210 aktivitáskoncentrációja között.
65
A Pb-210 izotóp dohánynövényen keresztüli migrációs vizsgálatának gyakorlati tesztelését a vízkezelő bázisokon, a rekultivált területekhez legközelebb eső településeken, és a területtől távol eső területeken (háttér) ültetett növények segítségével végeztem. A területi háttér meghatározásához Bakonyán és Pécs különböző részein (PécsVasas, Pécs-Szabolcs, Pécs-Kovácstelep) ültettem növényeket, az átlagos Pb-210 aktivitáskoncentráció a dohánylevélben 16±4 mBq/g, talajban 38±8 mBq/g. A kémiai vízkezelő (talaj Pb-210: 567±64 mBq/g, dohánylevél Pb-210: 103±7 mBq/g) és rekultivált zagytározók (talaj: 26±2 mBq/g, dohánylevél: 19±4 mBq/g) esetén az értékek a várt profilt adták. A bányavízkezelő üzem területén ültetett növények jól prezentálják az érckibúvásoknak megfelelő magas radionuklid koncentrációt (talaj Pb-210: 1293±234 mBq/g; dohánylevél Pb-210: 94±22 mBq/g). Ez alátámasztja az indikátor izotóp radonexhaláció miatti magasabb felszínközeli koncentrációját. A vizsgált objektumokhoz közel eső települések esetén az átlaghoz közeli Pb-210
aktivitáskoncentrációt
mértem (Pellérd
–
talaj:
40±17
mBq/g,
dohánylevél: 22±11 mBq/g; Kővágószőlős – talaj: 40±8 mBq/g, dohánylevél: 19±9 mBq/g).
66
Irodalomjegyzék [1]
H. Vandenhove, C. Gil-García, A. Rigol, M. Vidal: New best estimates for radionuclide solid–liquid distribution coefficients in soils. Part 2. Naturally occurring radionuclides. Journal of Environmental Radioactivity, 100, 697703, 2009.
[2]
E. M. Pontedeiro, P. F. L. Heilbron, R. M. Cotta: Assessment of the mineral industry NORM/TENORM disposal in hazardous landfills. Journal of Hazardous Materials, B139, 563-568, 2007.
[3]
S. Javied, N. Akhtar, M. Tufail: Radiological hazards of TENORM in precipitated calcium carbonate generated as waste at nitrophosphate fertilizer plant in Pakistan. Journal of Hazardous Materials, 192, 78-85, 2011.
[4]
R. S. O'Brien, M. B. Cooper: Technologically Enhanced Naturally Occurring
Radioactive
Material
(NORM):
Pathway
Analysis
and
Radiological Impact. Applied Radiation and Isotopes, 49, 227-239, 1998. [5]
A. S. Paschoa: Potential Environmental and Regulatory Implications of Naturally Occurring Radioactive Materials (NORM). Applied Radiation and Isotopes, 49, 189-196, 1998.
[6]
A. Baeza, J. A. Corbacho, J. Guillén, A. Salas, J. C. Mora: Analysis of the different source terms of natural radionuclides in a river affected by NORM (Naturally Occurring Radioactive Materials) activities. Chemosphere, 83, 933-994, 2011.
[7]
M. S. Al-Masri, Kh. Haddad: NORM emissions from heavy oil and natural gas fired power plants in Syria. Journal of Environmental Radioactivity, 104, 71-74, 2012.
[8]
H. Vandenhove, J. Paridaens, H. Vanmarcke: European sites Contaminated by residues from the ore extraction and processing industries including a case study for Flanders. IBC 2nd International Conference on Natural Radiation and NORM, London, 22-23 April 2002.
[9]
M. Csővári: A mecseki uránércbányászat és feldolgozás legfontosabb anyagmérlegei. Kézirat, Pécs, 1998.
67
[10] International
Atomic
Energy
Agency:
Extent
of
Environmental
Contamination by Naturally Occurring Radioactive Material (NORM) and Technological Options for Remediation. Technical report series 419, STI/DOC/010/419, ISBN 92-0-112503-8, 2003. [11] J. M. Abril, R. Garcia-Tenorio, S. M. Enamorado, M. D. Hurtado, L. Andreu, A. Delgado: The cumulative effect of three decades of phosphogypsum amendments in reclaimed marsh soils from SW Spain: 226
Ra,
238
U and Cd contents in soils and tomato fruit. The Science of the
Total Environment, 403, 80-88, 2008. [12] M. E. G. Boscov, I. I. L. Cunha, R. T. Saito: Radium migration through liners at waste disposal sites. The Science of the Total Environment, 266, 259-264, 2001. [13] J. Li, Y. Zhang: Remediation technology for the uranium contaminated environment: a review. Procedia Environmental Sciences, 13, 1609-1615, 2012. [14] L. Juhász, P. Szerbin, I. Czoch: High Levels of Natural Radiation and Radon Areas: Radiation Dose and Health Effects Evaluation of the technologically enhanced naturally occurring radioactive material in Hungary. International Congress Series, 1276, 367-368, 2005. [15] Mecsekérc Zrt.: Uránércbányászat történeti összefoglalója. Elérhető: http://www.mecsekerc.hu/index-6_cegtori.html [16] Mecsekérc Zrt.: Uránipari rekultivációs és hosszú távú monitoring projektek. Elérhető: http://www.mecsekerc.hu/index-4_monitoring.html [17] I. Benkovics, Gy. Erős: A hazai uránbányászat megszűntetése és a társaság jövőbeli lehetőségei. Bányászati és kohászati lapok – BÁNYÁSZAT, 134, 206-211, 2001. [18] Z. Gorjánácz: Az uránbányászat utólagos hatásai a nyílt és zárt terek radonkoncentrációjára, beavatkozási lehetőségek. Doktori dolgozat, Pannon Egyetem, Veszprém, 2006.
68
[19] J. Berta, G. Németh: A magyarországi uránipari rekultiváció műszaki megvalósítása. A magyar uránipar rekultivációja a nemzetközi tapasztalatok tükrében konferencia, Pécs, 11-12th Jun 2009. [20] J. Csicsák, M. Csővári, J. Éberfalvi: A mecseki uránércbányászat vízgazdálkodási
rendszere.
Bányászati
és
Kohászati
Lapok
–
BÁNYÁSZAT, 134, 245-254, 2001. [21] J. Bánik: A magyarországi uránipar megszüntetését követő rekultivációs munkálatok. Környezetvédelem és rekultiváció az uránipar területén. Tatabánya, 1st October 2003. [22] A. Várhegyi, Z. Gorjánácz, J. Somlai: A 2008-ban befejezett mecseki rekultiváció néhány tapasztalata. Őszi Radiokémiai Napok, Pécs, 14-16th October 2009. [23] L. Gy. Nagy: Radiokémia és Izotóptechnika. Tankönyvkiadó, Budapest, 1989. [24] N. Oertel: Nehézfémek biomonitorozása a Dunában. „A Dunának, mely múlt, jelen s jövendő…”. 50 éves az MTA Magyar Dunakutató Állomása (1957-2007). Szemelvények az Állomás tudományos eredményeiből. MTA ÖBKI – MDÁ, Göd – Vácrátót, 109-123, 2007. [25] J. Burger: A model for selecting bioindicators to monitor radionuclide concentrations using Amchitka Island in the Aleutians as a case study. Environmental Research, 105, 316-323, 2007. [26] H. Th. Wolterbeek, P. Bode: Strategies in sampling and sample handling in the context of large-scale plant biomonitoring surveys of trace element air pollution. The Science of the Total Environment, 176, 33-43, 1995. [27] L. L. Needham, A. M. Calafat, D. B. Barr: Uses and issues of biomonitoring. International Journal of Hygiene and Environmental Health, 210, 229-238, 2007. [28] E. Lehndorff, L. Schwark: Biomonitoring of air quality in the Cologne Conurbation using pine needles as a passive sampler – Part III: Major and trace elements. Atmospheric Environment, 44, 2822-2829, 2010.
69
[29] G. L. Calzoni, F. Antognoni, E. Pari, P. Fonti, A. Gnes, A. Speranza: Active biomonitoring of heavy metal pollution using Rosa rugosa plants. Environmental Pollution, 149, 239-245, 2007. [30] V. Wepener, J. H. J. van Vuren, F. P. Chatiza, Z. Mbizi, L. Slabbert, B. Masola: Active biomonitoring in freshwater environments: early warning signals from biomarkers in assessing biological effects of diffuse sources of pollutants. Physics and Chemistry of the Earth, 30, 751-761, 2005. [31] K.
Gruiz:
Bioremediációs
kislexikon.
Elérhető:
http://www.mokkka.hu/publications/kislexikon.pdf [32] E. A. Holt, S. W. Miller: Bioindicators: Using Organisms to Measure Environmental Impacts. Nature Education Knowledge, 2, 8, 2011. [33] J. Iliopoulou-Georgudaki, V. Kantzaris, P. Katharios, P. Kaspiris, Th. Georgiadis, B. Montesantou: An application of different bioindicators for assessing water quality: a case study in the rivers Alfeios and Pineios (Peloponnisos, Greece). Ecological Indicators, 2, 345-360, 2003. [34] World Framework Directive: Directive 2000/60/ec of the European Parliament and of the Council 22.12.2000. Official Journal of the European Communities, L327, 1-72, 2000. [35] J. Padisák, G. Borics, I. Grigorszky, É. Soróczky-Pintér: Use of phytoplankton assemblages for monitoring ecological status of lakes within the Water Framework Directive: the assemblage index. Hydrobiologia, 553, 1-14, 2006. [36] Cs. Stenger-Kovács, K. Buczkó, É. Hajnal, J. Padisák: Epiphytic, littoral diatoms as bioindicators of shallow lake trophic status: Trophic Diatom Index for Lakes (TDIL) developed in Hungary. Hydrobiologia, 589, 141154, 2007. [37] G. Borics, G. Várbíró, I. Grigorszky, E. Krasznai, S. Szabó, K. T. Kiss: A new evaluation technique of potamo-plankton for the assessment the ecological status of rivers. Archiv für Hydrobiologie, Supplement Large Rivers, 161, 465-486, 2007.
70
[38] G. Várbíró, G. Borics, B. Csányi, G. Fehér, I. Grigorszky, K. T. Kiss, A. Tóth, É. Ács: Improvement of the ecological water qualification system of rivers based on first results of the Hungarian phytobenthos surveillance monitoring. Hydrobiologia (accepted), 2012. [39] E. Krasznai: Spatial and temporal pattern of algae associations in oxbows and rivers. Doctoral Thesis, University of Debrecen, Debrecen, 2011. [40] A. Abonyi, M. Leitão, A. M. Lançon, J. Padisák: Phytoplankton functional groups as indicators of human impacts along the River Loire (France). Hydrobiologia (accepted), 2012. [41] S. Pasqualini, M. Antonielli, L. Ederli, C. Piccioni, F. Loreto: Ozone uptake and its effect on photosynthetic parameters of two tobacco cultivars with contrasting ozone sensitivity. Plant Physiology and Biochemistry, 40, 599603, 2002. [42] S. Gombert, J. Asta, M. R. D. Seaward: Lichens and tobacco plants as complementary biomonitors o fair pollution in the Grenoble area (Isere, Southeast France). Ecological Indicators, 6, 429-443, 2006. [43] A. P. Rutter, J. J. Schauer, M. M. Shafer, J. E. Creswell, M. R. Olson, M. Robinson, R. M. Collins, A. M. Parman, T. L. Katzman, J. L. Mallek: Dry deposition of gaseous elemental mercury to plants and soils using mercury stable isotopes in a controlled environment. Atmospheric Environment, 45, 848-855, 2011. [44] Codex Alimentarius: Maximum levels for Lead. Codex Standard, 230-2001, Rev. 1, 2003. [45] Commission European Communities: Setting maximum levels for certain contaminants in foodstuffs. Official Journal of the European Communities, L77, 1-13, 2001. [46] A. A. Meharg, D. Osborn, D. J. Pain, A. Sánchez, M. A. Naveso: Contamination of Doñana food-chains after the Aznalcóllar mine disaster. Environmental Pollution, 105, 387-390, 1999. [47] A. T. Reis, S. M. Rodrigues, C. Araújo, J. P. Coelho, E. Pereira, A. C. Duarte: Mercury contamination in the vicinity of a chlor-alkali plant and
71
potential risks to local population. The Science of the Total Environment, 407, 2689-2700, 2009. [48] D. Voutsa, A. Grimanis, C. Samara: Trace elements in vegetables grown in an industrial area in relation to soil and air particulate matter. Environmental Pollution, (Oxford, U. K.), 94, 325-335, 1996. [49] M. S. Whatmuff: Applying biosolids to acid soil in New South Wales: Are guideline soil metal limits from other countries appropriate? Australian Journal of Soil Research, 40, 1041-1056, 2002. [50] M. B. McBride: Toxic metals in sewage sludge-amended soils: has promotion of beneficial use discounted the risks? Advances in Environmental Research, 8, 5-19, 2003. [51] I. Kovalchuk, O. Kovalchuk, A. Arkhipov, B. Hohn: Transgenic plants are sensitive bioindicators of nuclear pollution caused by the Chernobyl accident. Nature Biotechnology, 16, 1054-1059, 1998. [52] C. Cosma, A. R. Iurian, D. C. Nita, R. Begy, C. Cîndea: Indicators of the Fukushima radioactive release in NW Romania. Journal of Environmental Radioactivity,
article
in
Press,
2012.
http://dx.doi.org/10.1016/j.jenvrad.2011.11.020 [53] A. Kudo, T. Suzuki, D. C. Santry, Y. Mahara, S. Miyahara, J. P. Garrec: Effectiveness of treerings for recording Pu history at Nagasaki, Japan. Journal of Environmental Radioactivity, 21, 55–63, 1993. [54] A. G. Gillett, N. M. J. Crout: A review of consequences
for
modelling
137
environmental
Cs transfer to fungi and transfer.
Journal
of
Environmental Radioactivity, 48, 95-121, 2000. [55] Food Safety Authority of Ireland: Radioactivity in Foodstuffs (FSAI Survey), 2003-2004. Ireland, 2004. [56] Association of Schools of Public Health: Radioactivity in Fresh Vegetables. Public Health Reports (1896-1970), 75, 146-148, 1960. [57] Japan
Analytical
Chemistry
Research
Institute:
Stroncium-90
and
Cezium-137 in Vegetables. Radioactivity Survey Data in Japan, 16, 1966.
72
[58] National Institute of Radiologycal Sciences: Radioactivity survey data in Japan.
13.
1966.
Elérhető:
http://www.kankyo-
hoshano.go.jp/07/rsd_lib/1966_no_13.pdf [59] C.
Papastefanou,
M.
Manolopoulou,
S.
Stoulos,
A.
Ioannidou,
E. Gerasopoulos: Cesium-137 in grass from Chernobyl fallout. Journal of Environmental Radioactivity, 83, 253-257, 2005. [60] W. R. Schell: Recycling and removal of radionuclides in forest soil resulting from nuclear accidents. Proceedings of IV Symposium International de Radioecologie de Cadarache on Impact des Accidents d'Qrigine Nucleaire sur 1'Environnement, 1, 40-66, 1988. [61] S. L. Simon, J. C. Graham, S. D. Terp: Uptake of
40
K and
137
Cs in native
plants of the Marshall Islands. Journal of Environmental Radioactivity, 59, 223-243, 2002. [62] A. V. Nesterenko, V. B. Nesterenko, A. V. Yablokov: Radiation Protection after the Chernobyl Catastrophe. Annals of the New York Academy of Sciences, Chapter IV, 1181, 287-327, 2009. [63] B. N. Vyas, K. B. Mistry: Influence of chelating agents on the uptake of 239
Pu and 241Am by plants. Plant and Soil, 73, 345-353, 1983.
[64] S. Eapen, S. F. D’Souza: Prospects of genetic engineering of plants for phytoremediation of toxic metals. Biotechnology Advances, 23 97-114, 2005. [65] M. Fuhrmann, A. Lanzirotti:
241
Am,
137
Cs, Sr and Pb uptake by tobacco as
influenced by application of Fe chelators. Journal of Environmental Radioactivity, 82, 33-50, 2005. [66] J. J. Mazeron, A. Gerbaulet: The centenary of discovery of radium. Radiotherapy and Oncology, 49, 205-216, 1998. [67] A. R. Lakshmanan, K. S. Venkateswarlu: Uptake of uranium by vegetables and rice. Water, Air & Soil Pollution, 38, 151-155, 1988. [68] D. C. Lauria, F. C. Ribeiro, C. C. Conti, F. A. Loureiro: Radium and uranium levels in vegetables grown using different farming management systems. Journal of Environmental Radioactivity. 100,176-183, 2009.
73
[69] P. L. Santos, R. C. Gouvea, I. R. Dutra: Lead-210 in vegetables and soils from an area of high natural radioactivity in Brazil. The Science of the Total Environment, 138, 37-46, 1993. [70] E. P. Radford, V. R. Hunt: Polonium-210: A Volatile Radioelement in Cigarettes. Science, 143, 247-249, 1964. [71] S. Giri, G. Singh, V. N. Jha, R. M. Tripathi: Ingestion of U(nat), 226Ra, 230Th and 210Po in vegetables by adult inhabitants of Bagjata uranium mining area, Jharkhand, India. Radioprotection, 45, 183-199, 2010. [72] F. P. Carvalho: Environmental remediation and radioactivity monitoring of uranium mining legacy in Portugal. International Symposium on Uranium Raw Material for the Nuclear Fuel Cycle: Exploration, Mining, Production, Supply and Demand, Economics and Environmental Issues (URAM-2009), Vienna, 2009. [73] M. S. Baxter: Environmental radioactivity: A perspective on industrial contributions. IAEA Bulletin, 2, 32-38, 1993. [74] M. H. P. Gazineu, C. A. Hazin: Radium and potassium-40 in solid wastes from the oil industry. Applied Radiation Isotopes, 66, 90-94, 2008. [75] I. M. Yamazaki, L. P. Geraldo: Uranium content in Phosphate fertilizers commercially produced in Brazil. Applied Radiation and Isotopes, 59, 133136, 2003. [76] S. Righi, P. Lucialli, L. Bruzzi: Health and environmental impacts of fertilizer plant – Part II: Assessment of radiation exposure. Journal of Environmental Radioactivity, 82, 183-198, 2005. [77] N. M. Mourad, T. Sharshar, T. Elnimr, M. A. Mousa: Radioactivity and fluoride contamination derived from a phosphate fertilized plan in Egypt. Applied Radiation and Isotopes, 67, 1259-1268, 2009. [78] M. B. Cooper, P. C. Clarke, W. Robertson, I. R. McPharlin, R. C. Jeffrey: An investigation of radionuclide uptake into food crops grown in soils treated with bauxite mining residues. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 194, 379-387, 1995.
74
[79] K. C. Berger, W. H. Erhardt, C. W. Francis: Polonium-210 analyses of vegetables, cured and uncured tobacco, and associated soils. Science, 150, 1738-1739, 1965. [80] J. L. Smith-Briggs, E. J. Bradley, M. D. Potter: The ratio of lead-210 to polonium-210 in U.K. diet. The Science of the Total Environment, 54, 127133, 1986. [81] B. R. Persson, E. Holm: Polonium-210 and lead-210 in the terrestrial environment: a historical review. Journal of Environmental Radioactivity, 102, 420-429, 2011. [82] H. Grüter: Eine selektive Anreichung des Spaltproduktes
137
Cs in Pilzen.
Naturwissenschaften, 51, 161-162, 1964. [83] R. Seeger: Kaliumgehalt höherer Pilze. Zeitschrift für LebensmittelUntersuchung und Forschung, 167, 23-31, 1978. [84] A. Baeza, J. Guillén: Influence of the soil bioavailability of radionuclides on the transfer of uranium and thorium to mushrooms. Applied Radiation and Isotopes, 64, 1020-1026, 2006. [85] P. Eckl, W. Hofmann, R. Türk: Uptake of natural and man-made radionuclides by lichens and mushrooms. Radiation and Environmental Biophysics, 25, 43-54, 1986. [86] G. Kirchner, O. Daillant: Accumulation of
210
Pb,
226
Ra and radioactive
cesium by fungi. The Science of The Total Environment, 222, 63-70, 1998. [87] B. Skwarzec, A. Jakusik:
210
Po bioaccumulation by mushrooms from
Poland. Journal of Environmental Monitoring, 5, 791-794, 2003. [88] T. Kovács, J. Somlai, B. Máté: Növény- és gombaminták
210
Po- és
210
Pb-
koncentrációjának meghatározása alfa-spektrometriai módszerrel. Magyar Tudomány, 2, 146-151, 2012. [89] A. Csordás, M. Horváth, B. Máté, J. Somlai, T. Kovács: A Déli-Bakonyból származó ehető gombafajok Po-210 koncentrációjának meghatározása. II. Földkérgi
Radioizotópok
a
Környezetünkben
Környezetvédelmi
Konferencia Kiadványa, Veszprém, ISBN: 978 615 5044 05 2, 115-124. 2011.
75
[90] C. Collin-Hansen, R. A. Andersen, E. Steinnes: Damage to DNA and lipids in Boletus edulis exposed to heavy metals. Mycological Research, 109, 1386-1396, 2005. [91] M. Steiner, W. Ruhm, E. Wirth: An efficient approach to model the longterm radiocesium contamination of mushrooms and berry plants. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 243, 361-365, 2000. [92] M. S. Al-Masri, B. Al-Akel, A. Nashawani, Y. Amin, K. H. Khalifa, F. Al-Ain: Transfer of
40
K,
238
U,
210
Pb, and
210
Po from soil to plant in
various locations in south of Syria. Journal of Environmental Radioactivity, 99, 322-331, 2008. [93] H. Vandenhove, G. Olyslaegers, N. Sanzharova, O. Shubina, E. Reed, Z. Shang, H. Velasco: Proposal for new best estimates of the soil-to-plant transfer factor of U, Th, Ra, Pb and Po. Journal of Environmental Radioactivity, 100, 721-732, 2009. [94] C. W. Francis, G. Chesters, W. H. Erhardt: Polonium-210 entry into plants. Environmental Science & Technology, 2, 690-695, 1968. [95] M. Nain, R. P. Chauhan, S. K. Chakarvarti: Alpha radioactivity in tobacco leaves: Effect off fertilizers. Radiation Measurements, 43, S515-S519, 2008. [96] T. Kovács, E. Bodrogi, J. Somlai, Z. Gorjánácz:
210
Po- and
210
Pb-
determination in Hungarian grown tobacco. Radiation Technology, 3, 165169, 2004. [97] A. E. M. Khater: Polonium-210 budget in cigarettes. Journal of Environmental Radioactivity, 71, 33-41, 2004. [98] A. C. Peres, G. Hiromoto: Evaluation of 210Pb and 210Po in cigarette tobacco produced in Brazil. Journal of Environmental Radioactivity, 62, 115-119, 2002. [99] A. Savidou, K. Kehagia, K. Eleftheriadis: Concentration levels of 210
210
Pb and
Po in dry tobacco leaves in Greece. Journal of Environmental
Radioactivity, 85, 94-102, 2006. [100] A. E. M. Khater: Polonium-210 in cigarette tobacco. International Journal of Low Radiation, 3, 224-233, 2006.
76
[101] C. Papastefau: Radiation dose from cigarette tobacco. Radiation protection Dosimetry, 123, 68-73, 2007. [102] S. N. A. Tahir: Results of survey for assessing awareness level regarding radiological hazards of tobacco smoking. Radiation Protection Dosimetry, 133, 111-114, 2009. [103] H. A. Shousha, F. Ahmad: Natural radioactivity contents in tobacco and radiation dose induced from smoking. Radiation Protection Dosimetry, doi:10.1093/rpd/ncr375, 1-5, 2011. [104] E. A. Martell: Tobacco radioactivity and cancer in smokers. American Scientist, 63, 404-412, 1975. [105] C. Papastefanou: Radioactivity in tobacco leaves. Journal of Environmental Radioactivity, 53, 67-73, 2001. [106] W. Wang, B. J. Finlayson-Pitts: Measurement of Trace Metals in Tobacco and Cigarette Ash by Inductively Coupled Plasma-Atomic Emission Spectroscopy. Journal of Chemical Education, 80, 83, 2003. [107] H. Ajab, S. Yasmeen, A. Yaqub, Z. Ajab, M. Junaid, M. Siddique, R. Farooq, S. A. Malik: Evaluation of trace metals in tobacco of local and imported cigarette brands used in Pakistan by spectrophotometer through microwave digestion. Journal of Toxicological Sciences, 33, 415-420, 2008. [108] D. Desideri, M. A. Meli, L. Feduzi, C. Roselli: 210Po and 210Pb inhalation by cigarette smoking in Italy. Health Physics, 92, 58-63, 2007. [109] T. Kovács, K. Nagy, J. Somlai, G. Szeiler:
210
Po and
210
Pb concentration of
cigarettes traded in Hungary and their estimated dose contribution due to smoking. Radiation Measurements, 42, 1737-1741, 2007. [110] R. L. Prueitt, J. E. Goodman, P. A. Valberg: Radionuclides in cigarettes may lead to carcinogenesis via p16INK4a inactivation. Journal of Environmental Radioactivity, 100, 157-161, 2009. [111] E. A. Martell: Radioactivity of tobacco trichomes and insoluble cigarette smoke particles. Nature (London, U. K.), 249, 215-217, 1974. [112] T. C. Tso, N. Harley, L. T. Alexander: Source of lead-210 and polonium-210 in tobacco. Science, 153, 880-882, 1966.
77
[113] B. Skwarzec, D. I. Strumińska, J. Ulatowski, M. Golebiowski: Determination and Distribution of
210
Po in Tobacco Plants from Poland.
Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 250, 319-322, 2001. [114] International Atomic Energy Agency: Factsheets & FAQs – Polonium-210. Elérhető: http://www.iaea.org/Publications/Factsheets/English/polonium210.html [115] S. Tokonami, T. Kovács, S. Yoshinaga, T. Ishikawa, Y. Kobayashi:
210
Po
and 210Pb concentration of cigarettes in Gansu and Yunnan province (China) and their estimated dose contribution due to smoking. Japanese Journal of Health Physics, 43, 131-134, 2008. [116] P. Martin, G. J. Hancock: Peak resolution and tailing in alpha-particle spectrometry for environmental samples. Applied Radiation and Isotopes, 61, 161-165, 2004. [117] M. T. Crespo: A review of electrodeposition methods for the preparation of alpha- radiation sources. Applied Radiation and Isotopes, 70, 210-215, 2012. [118] T. Karali, S. Olmez and G. Yener: Study of Spontaneous Deposition of 210Po on Various Metals and Application for Activity Assessment in Cigarette Smoke. Applied Radiation and Isotopes, 47, 409-411, 1996. [119] International Atomic Energy Agency: A Procedure for the Determination of Po-210 in Water Samples by Alpha Spectrometry. Analytical Quality in Nuclear Applications Series No. 12, Vienna, 2009. [120] L. Holmes: Alpha-spectrometric analysis of environmental samples – spreadsheet approach. In IAEA-TECDOC-1401: Quantifying uncertainty in nuclear analytical measurements, Vienna, 2004. [121] L. A. Currie: Analytical Chemistry (Washington, DC, U. S.), 40, 586-593, 1968. [122] MECSEK-ÖKO Zrt.: Az uránipari rekultiváció és hosszú távú monitoring 2005. évi jelentése. Pécs, 2006. [123] MECSEK-ÖKO Zrt.: Az uránipari rekultiváció és hosszú távú monitoring 2006. évi jelentése. Pécs, 2007.
78
[124] MECSEK-ÖKO Zrt.: Az uránipari rekultiváció és hosszú távú monitoring 2007. évi jelentése. Pécs, 2008. [125] MECSEK-ÖKO Zrt.: Az uránipari rekultiváció és hosszú távú monitoring 2008. évi jelentése. Pécs, 2009. [126] H. Vandenhove, M. Van Hees, K. Wouters, J. Wannijn: Can we predict uranium bioavailability based on soil parameters? Part 1: Effect of soil parameters on soil solution uranium concentration. Environmental Pollution, 145, 587-595, 2007. [127] G. Echevarria, M. I. Sheppard, J. L. Morel: Effect of pH on the sorption of uranium in soils. Journal of Environmental Radioactivity, 53, 257-264, 2001. [128] MECSEKÉRC Rt. Egységes Környezetvédelmi monitoring 2004. évi jelentése, Pécs, 2005. [129] MECSEK-ÖKO Zrt.: Az uránipari rekultiváció és hosszú távú monitoring 2009. évi jelentése. Pécs, 2010. [130] MECSEK-ÖKO Zrt.: Az uránipari rekultiváció és hosszú távú monitoring 2011. évi jelentése. Pécs, 2012. [131] R.N. Nair, F. Sunny, S.T. Manikandan: Modelling of decay chain transport in groundwater from uranium tailings ponds. Applied Mathematical Modelling, 34, 2300-2311, 2010. [132] Y. Y. Ebais, A. E. M Kharter. Determination of
210
Pb in environmental
samples. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 270, 609-619, 2006. [133] B. N. Jiang. On the least-squares method. Computer Methods in Applied Mechanics and Engineering, 152, 239-257, 1998. [134] A.
Várhegyi:
engedélyének
Javaslat
a
mecseki
felülvizsgálatára.
rekultiváció
XXXVI.
környezetvédelmi
Sugárvédelmi
Konferencia,
th
Hajdúszoboszló, 3-5 May 2011.
79
Tézispontok 1. A rekultivált uránbánya területén végzett éves ellenőrző talaj vizsgálatok eredményeit
elemezve
és
a
kémiai
és
fizikai
viselkedés
alapján
megállapítható, hogy a vizsgált U-238, Ra-226 és Pb-210 izotópok közül a Pb-210 izotóp aktivitáskoncentrációjának ismerete nyújtja a legtöbb információt a rekultiváció utáni migrációs folyamatok nyomonkövetésére.
a. 350, a zagytározók és meddőhányók területén és környezetében kijelölt monitoring mintavételi pontokon vett talajminta gamma-spektrometriai eredményeinek összehasonlító vizsgálatát elvégezve megállapítható, hogy az izotópegyensúly megbomlott az U-238 bomlási sorban. Az izotóp koncentrációk szignifikáns Pb-210 izotóp többletet mutatnak horizontális és vertikális irányban is, melynek oka feltehetően a Ra-226 leányelemének a Rn-222-nek az emanációja és migrációja.
b. 200 homogenizált növénytársulási és talajminta Pb-210 gammaspektrometriai vizsgálatának eredménye szerint nem sikerült egyértelmű korrelációt meghatározni a növényminták és talajminták Pb-210 koncentrációja között. Ennek oka egyrészt a gamma-spektrometria nagy kimutatási határa, melynek kiküszöbölésére érzékenyebb mérési módszert javasol a szerző. Másrészt a nagyszámú növényfaj homogenizált elegyének vizsgálata miatt a koncentrációk kiegyenlítődnek, így egy bioindikátor növényfaj kijelölését ajánlja a szerző.
2. A növénytakaró biodiverzitása miatt nagyfokú eltérések tapasztalhatók a Pb-210
koncentrációban,
ezért
célszerű
egy
növényfaj
alkalmazása
bioindikátorként. Figyelembe véve a körülményeket a dohánynövényt javasolja a szerző a rekultivált terület bioindikátoraként, egyrészt annak ideális élettani tulajdonságai miatt, másrészt az 53 db dohányminta részeinek vizsgálata alapján kijelenthető hogy az alsó levél és a talaj Pb-210 izotóp-
80
koncentrációja között telítési görbére jellemző empirikus összefüggés állapítható meg, amelyre a következő empirikus egyenlet adható meg:
A l 99 (1 e 0, 01( A t 21) ) Ahol: Al: a levél Pb-210 aktivitáskoncentrációja (mBq/g) At: a talaj Pb-210 aktivitáskoncentrációja (mBq/g)
3. Két évben gyűjtött dohány minták analízise alapján kijelenthető, hogy a Po-210 és Pb-210 már a frissen gyűjtött minták esetében is egyensúlyban van. Ezáltal a gamma-spektrometriai Pb-210 mérés kiváltható a kisebb anyagszükségletű alfa-spektrometriai méréssel, amely több mintaelőkészítést igényel ugyan, de megfelelő rutint szerezve, kis kimutatási határral és bizonytalansággal alkalmazható.
4. A fenti összefüggés alapján kijelenthető, hogy a dohánynövény (alsó) leveleinek Pb-210 vizsgálata során a kisebb (20-100 mBq/g) tartományban az összefüggés kvázi lineáris. Ez a tartomány pedig a terület radiológiai sajátosságai alapján az indikációs koncentráció tartomány, amellyel jól jelezhetők a zagytározókból, meddőhányókból kijutó nyomnyi mennyiségű szennyezők.
81
Thesis 1. On the basis of the ordained annual soil control surveys of the remediated site and the chemical and physical behaviour of the radio nuclides it can be stated that among the examined U-238, Ra-226 and Pb-210 isotopes the Pb-210 isotope provides the most significant information for the follow-up tracking of the after-remediation migration processes.
a. On the basis of 350 samples taken from the tailing ponds, waste rock piles and their vicinities (examined with gamma-spectrometry) it can be stated that the isotopic equilibrium among the U-238, Ra-226 and Pb-210 is broken with Pb-210 activity concentration surplus in horizontal and vertical direction as well. The reason of disequilibrium can be explained by the Rn-222 emanation and migration.
b. According to 200 not selected, homogenised plant community and soil samples (measured by gamma-spectrometry), explicit correlation cannot be observed. Since the homogenised plant sample consists of numerous species the activity concentration of the examined isotope is quite stable in the sample. Therefore the author suggests on species as bio indicator. Furthermore the gamma-spectrometric method has high detection limit therefore the author proposes a more sensitive measurement technique.
2. Owing to the biodiversity of the cover vegetation considerable deviation can be observed in the case of the Pb-210 concentration. Due to that fact the examination of a single selected plant species is effective. In the light of the circumstances the tobacco plant is recommended as bioindicator species by the author. On the one hand the tobacco plant has optimal physiological features which are supported by the examination of 53 tobacco plants. The analysis of the different parts of the tobacco has proved that saturation curve shape correlation can be found between the lower leaves and the soil. The correlation can be defined with the following empirical equitation:
82
A l 99 (1 e 0, 01( A t 21) ) Where: Al: the Pb-210 activity concentration of the lower leaves (mBq/g) At: the Pb-210 activity concentration of the soil (mBq/g)
3. In the case of freshly collected samples of two years the Pb-210 was in equilibrium state with the Po-210. Therefore the determination of Pb-210 with gamma-spectrometry can be substituted with the Po-210 isotope determination via alpha spectrometry. However the sample preparation method for alphaspectrometry is relatively difficult, but to get an adequate routine it can be applied with low detection limit and uncertainty. Above all, this method requires a small sample amount.
4. On the basis of afore-mentioned equitation it can be stated that quasi-linear relationship can be found in low range (20-100 mBq/g) of the surveyed lower leaves. Due to the radiological features of the surveyed site the quasi-linear range is the indication range with which it could be indicated the trace impurities from the tailing ponds and waste rocks.
83
Függelék 1 – Dohánytermesztési helyek Minta származási helye
GPS Szélesség
GPS Hosszúság
Zagytározó
46° 2'15.25"É
18° 7'53.17"K
Kémiai vízkezelő
46° 2'15.47"É
18° 7'31.02"K
Vízkezelő bázis – I. Üzem
46° 4'10.38"É
18° 6'46.14"K
Pellérd – falu I.
46° 1'50.65"É
18° 9'5.51"K
Pellérd – falu II.
46° 2'2.08"É
18° 9'13.07"K
Pellérd Szőlőhely
46° 1'9.65"É
18° 8'40.59"K
Kővágószőlős
46° 5'6.47"É
18° 7'30.30"K
Bakonya
46° 5'7.75"É
18° 4'57.96"K
Pécs-Vasas
46° 8'5.02"É
18°19'32.35"K
Pécs-Szabolcs
46° 6'12.50"É
18°15'59.69"K
Pécs-Kovácstelep
46° 3'28.52"É
18°13'37.14"K
84
Függelék 2 – Éves monitoring vizsgálat mintavételi helyei Minta származási helye
GPS Szélesség
GPS Hosszúság
1
46° 05' 43,29"É
18° 05' 11,03"K
2
46° 05' 57,24"É
18° 05' 43,84"K
3
46° 04' 03,84"É
18° 06' 17,28"K
4
46° 04' 10,61"É
18° 06' 28,51"K
5
46° 03' 58,68"É
18° 06' 31,56"K
6
46° 03' 57,02"É
18° 06' 37,54"K
7
46° 03' 59,80"É
18° 06' 49,03"K
8
46° 04' 04,98"É
18° 06' 49,18"K
9
46° 04' 06,69"É
18° 07' 14,74"K
10
46° 04' 12,86"É
18° 07' 21,52"K
11
46° 04' 23,94"É
18° 07' 37,62"K
12
46° 04' 41,94"É
18° 07' 24,37"K
13
46° 04' 40,98"É
18° 07' 11,03"K
14
46° 04' 32,45"É
18° 06' 46,14"K
15
46° 04' 33,78"É
18° 08' 08,40"K
16
46° 02' 14,38"É
18° 07' 32,23"K
17
46° 02' 15,95"É
18° 08' 13,55"K
18
46° 01' 46,82"É
18° 08' 07,24"K
19
46° 01' 46,50"É
18° 07' 44,51"K
20
46° 01' 44,27"É
18° 07' 40,46"K
21
46° 01' 42,49"É
18° 07' 37,56"K
22
46° 01' 38,91"É
18° 07' 38,83"K
23
46° 01' 27,70"É
18° 07' 38,00"K
24
46° 01' 30,71"É
18° 08' 02,17"K
25
46° 01' 42,69"É
18° 08' 28,89"K
26
46° 01' 46,82"É
18° 08' 07,24"K
27
46° 01' 53,13"É
18° 08' 27,37"K
28
46° 01' 55,00"É
18° 08' 33,56"K
29
46° 02' 02,30"É
18° 08' 59,72"K
30
46° 00' 33,23"É
18° 07' 03,73"K
31
46° 05' 43,29"É
18° 05' 11,03"K
85
Függelék 3 – Éves monitoring vizsgálatok eredményei Mintavételi
Talaj U-238
Talaj Ra-226
Talaj Pb-210
Növénytárs.
pont
(Bq/kg)
(Bq/kg)
(Bq/kg)
Pb-210 (Bq/kg)
1
45±21
49±18
72±30
404±195
2
59±25
46±7
62±13
449±115
3
142±162
64±25
79±29
356±181
4
146±88
100±30
133±48
383±88
5
491±373
73±33
82±59
400±177
6
197±172
120±105
212±226
390±234
7
346±149
428±300
605±396
382±143
8
71±30
58±10
76±16
383±222
9
280±297
499±696
997±1555
556±306
10
248±199
539±430
915±666
427±139
11
152±114
301±361
494±646
508±329
12
118±162
108±141
178±292
357±136
13
213±265
420±514
663±811
381±138
14
48±9
52±10
57±18
442±147
15
42±10
42±8
70±20
404±133
16
86±86
200±269
413±712
329±106
17
60±14
103±80
188±207
337±167
18
69±32
46±12
53±17
322±194
19
68±24
126±91
206±168
404±143
20
47±8
57±6
77±23
413±177
21
367±678
204±272
327±402
393±122
22
49±14
50±11
60±27
308±170
23
71±45
102±123
219±337
486±165
24
47±10
47±10
63±23
376±217
25
80±44
127±137
210±260
334±187
26
52±33
73±63
134±181
398±143
27
39±5
44±6
51±15
404±248
28
47±16
44±8
53±17
389±263
29
38±6
42±8
54±7
481±249
30
46±13
45±8
56±11
394±114
31
41±13
40±14
52±20
396±200
86
Függelék 4 – Vertikális migrációs vizsgálatok, 2009, II. zagytározó Mintavételi pont Mintaszelvény Ra-226 (Bq/kg) Pb-210 (Bq/kg)
1
2
3
4
növénytárs.
15
25
0-0,3m
38
50
0,3-0,6m
38
50
0,6-0,9m
37
61
0,9-1,2m
38
41
1,2-1,5m
50
56
1,5-1,8m
1600
3050
növénytárs.
10
300
0-0,3m
45
50
0,3-0,6m
38
42
0,6-0,9m
32
33
0,9-1,2m
15
27
1,2-1,5m
30
30
1,5-1,8m
600
1000
növénytárs.
20
230
0-0,3m
35
34
0,3-0,6m
45
70
0,6-0,9m
30
42
0,9-1,2m
35
53
1,2-1,5m
30
43
1,5-1,8m
55
100
1,8-2,1m
2020
3540
növénytárs.
10
140
0-0,3m
37
43
0,3-0,6m
42
50
0,6-0,9m
40
51
0,9-1,2m
180
325
1,2-1,5m
22
20
1,5-1,8m
880
1820
87
5
átlag
növénytárs.
30
50
0-0,3m
35
64
0,3-0,6m
45
50
0,6-0,9m
30
28
0,9-1,2m
35
41
1,2-1,5m
50
95
1,5-1,8m
920
1700
növénytárs.
17±8
149±117
0-0,3m
38±4
48±11
0,3-0,6m
42±4
52±10
0,6-0,9m
34±4
43±13
0,9-1,2m
61±67
97±128
1,2-1,5m
36±13
49±29
1,5-1,8m
811±560
1534±1090
1,8-2,1m
2020±0
3540±0
88
Függelék 5 – Dohányrész és talaj Pb-210 koncentrációja
Talaj
Gyökér
Szár
Alsó levél
Felső levél
Pb-210
Pb-210
Pb-210
Pb-210
Pb-210
(mBq/g)
(mBq/g)
(mBq/g)
(mBq/g)
(mBq/g)
M1
310±89
0±0
45±8
114±14
38±4
M2
606±152
99±25
11±1
84±9
27±4
M3
567±64
164±11
11±2
103±7
37±4
M4
874±98
291±32
2±1
23±4
6±1
A1
57±5
15±2
3±1
24±3
7±2
A2
83±6
13±2
6±2
61±5
21±3
A3
78±6
17±3
0±0
13±2
0±0
A4
52±5
23±2
3±1
9±1
2±1
A5
88±7
2±1
4±1
13±5
8±2
A6
70±5
23±3
4±1
13±2
12±2
A7
92±7
26±3
7±1
53±4
21±3
A8
50±4
29±3
8±1
14±2
5±1
A9
67±5
5±2
10±2
64±5
26±4
A10
72±6
26±
3±1
98±9
18±3
Minta azonosító
89
Függelék 6 –Dohánytermesztési helyek dohány és talajmintáinak Pb-210 aktivitáskoncentrációja Mintavétel helye, éve
Dohánylevél Pb-210 (mBq/g)
Talaj Pb-210 (mBq/g)
Zagytározók
2002
19±4
26±2
Kémiai vízkezelő
2011
63±8
721±117
2003
95±9
1486±84
2004
98±7
1560±91
2005
85±7
1665±93
2011
99±17
458±176
2001
14±2
29±4
2003
17±1
32±3
2004
9±1
32±4
2005
15±2
35±4
2011
24±7
62±11
2001
19±5
39±8
2003
16±4
31±7
2004
19±5
37±8
2005
15±4
35±8
2011
39±6
58±6
2001
13±1
26±2
2003
19±2
31±3
2004
113
32±3
2005
18±2
31±3
2009
30±3
51±3
2011
26±7
69±4
I. bányaüzem
Bakonya
Pécs
Pellérd
Kővágószőlős
90
Köszönetnyilvánítás „Köszönöm, amit látok:
a teremtett világot, hogy még a rossz sem céltalan; mindennek jelentése van.” Vas István A jelentések megtalálásához vezető rögös úton nyújtott segítségéért hálával tartozom témavezetőmnek, dr. Kovács Tibornak. Szeretném megköszönni a MECSEK-ÖKO Zrt. vezérigazgatójának hogy rendelkezésemre bocsátotta és engedélyezte az adatok felhasználását, valamint Dr. Varga Kálmánnak(†) a Radiokémiai és Radioökológiai Intézet egykori
intézetigazgatójának, hogy lehetőséget biztosított kutatásaimnak, így lehetővé tették, hogy ez a dolgozat elkészüljön. Köszönöm a MECSEK-ÖKO Zrt. és a MECSEKÉRC Zrt. munkatársainak, hogy munkám során számíthattam segítségükre. Külön köszönet illeti Dr. Várhegyi Andrást a rendkívül értékes szakmai segítségéért.
Köszönöm a hasznos észrevételeket, szakmai és szerkesztési tanácsokat dr. Vigh Tamásnak és dr. Dombovári Péternek.
Munkám nem sikerülhetett volna kollégáim segítsége nélkül. Dr. Somlai János és Szeiler Gábor tanácsaira mindig számíthattam. Kardos Richárdnak és Jónás Jácintnak pedig köszönöm az együtt-gondolkodásokat, és kérdéseiket, melyekkel
segítették haladásom. Külön köszönöm dr. Jobbágy Viktornak és dr. Kávási Norbertnek, hogy bevezettek a laborvilág rejtelmeibe, valamint Horváth Máriának és Csordás Anitának, hogy a laborban mindig a helyzet magaslatán
álltak. Külön köszönet illeti Sas Zoltánt az elmúlt 8 év közös munkáiért, és töretlen bizalmáért.
91
Köszönet illeti az Alma Matereket, a kaposvári Táncsics Mihály Gimnázium és Pannon Egyetem tanárait, oktatóit a szakmai előrehaladás lehetőségének
biztosításáért. Ticz Mónika és Vass Ágnes barátsága mindig segített eloszlatni a komor
felhőket, és erőt adott a folytatáshoz. Szeretném megköszönni édesanyámnak, hogy mindig mellettem állt és lelkesen érdeklődött a számára nem mindig érdekfeszítő eredményeimről. Édesapám pótolhatatlan optimizmusa és dicséretei segítettek, hogy munkámat
mindig a lehető legnagyobb figyelemmel és fegyelemmel végezzem. Szeretném megköszönni Dóra húgomnak, hogy igazi testvérként jóban és rosszban számíthattam rá. Köszönet nevelőapámnak, hogy kritikában sosem kellett hiányt szenvednem, és hogy négy testvér nővére lehetek. Nem utolsó sorban szeretném megköszönni Páromnak, hogy az élet tengerén együtt küzdhetünk.
Veszprém, 2012. május 14.
92
