Univerzita Karlova v Praze Přírodovědecká fakulta Ústav pro životní prostředí
Obsah uranu v plodnicích velkých hub Uranium content of macrofungi
Jaroslava Kubrová
Vedoucí práce: RNDr. Jan Borovička, Ph.D. Interní konzultant: Doc. Ing. Mgr. Jan Frouz, CSc.
srpen 2011
Abstrakt
V teoretické části své diplomové práce jsem se zabývala obecnými informacemi o říši hub a ekologii hub se zaměřením na tzv. velké houby (makromycety). Dále jsem informovala o stopových prvcích v plodnicích hub se zaměřením na biogeochemii uranu. V experimentální části jsou výsledky mého vlastního výzkumu. Stanovila jsem obsah uranu, thoria, stříbra a olova v plodnicích velkých hub pomocí HR-ICP-MS a ENAA. Vzorky pocházely 1/ z čistých lokalit s různým geologickým podložím, 2/ z uranem kontaminovaných lokalit ve středních Čechách na Příbramsku. Obě analytické metody byly využity také pro stanovení koncentrací vybraných stopových prvků v půdách a pro posouzení jejich mobility byla provedena sekvenční extrakce BCR.
Abstract
In the leading part of this work I presented general information on the kingdom of fungi and fungal ecology focused on marofungi (macromycetes). Furthermore, I reviewed the phenomenon of trace elements accumulation in macrofungal fruit-bodies, particularly focused on uranium and its biogeochemistry. In the experimental part, results of my own research are presented. I determined concentrations of uranium, thorium, silver and lead by use of HRICP-MS and ENAA. The macrofungal samples were collected 1/ in clean areas with diverse geological bedrock, 2/ in uranium-polluted area in vicinity of Příbram (Central Bohemia, Czech Republic). Furthermore, selected trace elements were determined also in underlying soils by use of the both analytical methods. For investigation of trace elements mobility, the BCR sequential extraction was applied.
Prohlašuji, že jsem tuto diplomovou práci vypracovala samostatně s využitím uvedené literatury a informací, na než odkazuji. Svoluji k jejímu zapůjčení s tím, že veškeré (i přejaté informace) budou řádně citovány. Rovněž prohlašuji, že předložená diplomová práce je totožná s elektronickou verzí vloženou do SIS
V Praze, srpen 2011 ……………………………………………….. Jaroslava Kubrová
Obsah Seznam použitých zkratek Seznam tabulek a obrázků Seznam českých a latinských názvů hub
1 3 4 6
1. Úvod
8
TEORETICKÁ ČÁST 2.Houby a stopové prvky 2.1 Říše hub 2.1.1 Vřeckovýtrusé houby (Ascomycota) 2.1.2 Stopkovýtrusé houby (Basidiomycota) 2.1.3 Role a postavení hub v ekosystému 2.2 Stopové prvky v houbách 2.2.1 Historický přehled 2.2.2 Houby a stopové prvky 2.2.3 Stopové prvky v chorošovitých houbách 2.2.4 Houby a radionuklidy 2.2.5 Chemická forma prvků v houbách 2.2.6 Geomykologie 2.2.7 Role hub v biogeochemii uranu 2.3 Uran v životním prostředí 2.3.1 Těžba uranu v ČR 2.4 Uran v plodnicích hub
10 10 10 11 11 13 13 13 14 15 15 16 17 18 20 22
EXPERIMENTÁLNÍ ČÁST 3. Metodika 3.1 Lokality a jejich charakteristika 3.1.1 Čisté lokality 3.1.2 Příbramsko 3.1.3 Háje 3.2 Sběr a zpracování vzorků hub 3.3 Sběr a zpracování vzorků půd 3.4 Standardní referenční materiály 3.5 Analýza vzorků hub 3.5.1 Zpracování a analýza vzorků metodou HR-ICP-MS 3.5.2 Zpracování a analýza vzorků metodou ENAA 3.6 Analýza vzorků půd 3.6.1 Stanovení celkových koncentrací 3.6.2 Sekvenční extrakce 3.6.3 Stanovení pH
1
24 24 24 24 29 30 31 32 33 33 34 35 35 35 38
3.7 Statistická analýza dat 4 . Výsledky 4.1 Půdy 4.2 Houby 4.2.1 Srovnání metod HR-ICP-MS a ENAA 4.2.2 Čisté lokality 4.2.3 Příbramsko 4.2.4 Srovnání naměřených dat s daty publikovanými v literatuře 4.2.5 Statistická analýza 5. Diskuze 5.1 Půdní substráty 5.2 Houby 6. Závěr 7. Literatura
38 39 39 44 44 44 50 57 57 59 59 59 62 63
Přílohy
72
2
Seznam použitých zkratek Aggregatio = sdružení "malých" druhů v druh "souborný" agg. Tříkroková sekvenční extrakční analýza BCR Confer, conferatur - srovnej, porovnej cf. Epitermální neutronová aktivační analýza ENAA Geologický ústav Akademie věd České republiky GlÚ AV ČR Hmotnostní spektrometrie s indukčně vázanou plazmou HR-ICP-MS Chráněná krajinná oblast CHKO Atomová emisní spektrometrie s indukčně vázanou plazmou ICP-AES Kelvin K Miliarda mld. Milli-Q voda MQ Neutrony n Polyethylen PE Tetrafluoroethylen –perfluoroalkoxy –kopolymer PFA Polypropylen PP Parts per billion, 10–9, µg kg–1 ppb Parts per million, 10–6, mg kg–1 ppm Prvky vzácných zemin, lanthanoidy REE Sekvenční extrakční analýza SEA Species, druh sp. Standardní referenční materiál SRM Svaz sovětských socialistických republik SSSR Ústav jaderné fyziky Akademie věd České republiky ÚJF AV ČR Rentgenfluorescenční analýza XRF
3
Seznam tabulek a obrázků Tabulka 1: Zastoupení přírodních izotopů uranu, podle Pluskala (1971) Tabulka 2: Certifikované obsahy uranu, thoria, olova a stříbra v SRM a M 122, podle Internet (12,13 a 14) Tabulka 3: Jednotlivé kroky BCR, podle Ettlera (2008) Tabulka 4: Koncentrace uranu, thoria a stříbra v humusových horizontech na lokalitě Bytíz, stanovené pomocí ENAA Tabulka 5: pH v půdním horizontu odebraném na Bytízu (plocha F) Tabulka 6: Koncentrace prvků v jednotlivých horizontech v půdním profilu na lokalitě Tabulka 7: Ověření správnosti sekvenční extrakce BCR pomocí indikativních hodnot pro olovo v referenčním materiálu BCR 483 Tabulka 8: Porovnání stanovených koncentrací ve vzorcích hub a SRM (ppb) s použitím HR-ICP-MS a ENAA Tabulka 9: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v ektomykorhizních houbách z čistých lokalit Tabulka 10: Vybrané statistické parametry pro ektomykorhizní houby z čistých lokalit Tabulka 11: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v saprotrofních houbách z čistých lokalit Tabulka 12: Vybrané statistické parametry pro saprotrofní houby z čistých lokalit Tabulka 13: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v kloboucích druhu Boletus badius z Lysiny Tabulka 14: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v kloboucích druhu Boletus badius z Pluhova Boru Tabulka 15: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v ektomykorhizních houbách z Bytízu Tabulka 16: Vybrané statistické parametry pro ektomykorhizní druhy hub z Bytízu Tabulka 17: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v saprotrofních houbách z Bytízu Tabulka 18: Vybrané statistické parametry pro saprotrofní druhy hub z Bytízu Tabulka 19: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v houbách z lokality Háje Tabulka 20: Srovnání naměřených obsahů uranu u stejných druhů z čistých lokalit a Bytízu Tabulka 21: Srovnání stanovených koncentrací uranu v plodnicích hub získaných metodami HR-ICP-MS (Borovička a kol. 2011, Příloha XX) a XRF (Campos a kol. 2009) Tabulka 22: Korelační analýza: hodnoty Spearmanova korelačního koeficientu rs Obrázek 1: Schéma interakce houby s geologickým prostředí, podle (Gadd 2004, upraveno) Obrázek 2: Koncentrace uranu zjištěné v mechu Pleurozium shreberi v okolí Příbrami (Suchara a Sucharová 2003) Obrázek 3: Koncentrace uranu v humusovém horizontu půd v okolí Příbrami (Suchara a Sucharová 2003) Obrázek 4: Plochy sběru hub (A, B, C) na haldě u obce Bytíz (podkladem pro tento schematický plánek byla katastrální mapa) Obrázek 5: Plochy sběru hub (D, E, F) u obce Bytíz (podkladem pro tento schematický plánek byla katastrální mapa)
4
Obrázek 6: Plochy sběru hub (G a H) u obce Háje (podkladem pro tento schematický plánek byla katastrální mapa) Obrázek 7: Výsledky sekvenční extrakce BCR pro uran Obrázek 8: Výsledky sekvenční extrakce BCR pro thorium Obrázek 9: Výsledky sekvenční extrakce BCR pro stříbro Obrázek 10: Výsledky sekvenční extrakce BCR pro olovo
5
Seznam českých a latinských názvů hub Agaricus aridicola Geml, Geiser & Royse Agaricus arvensis Schaeff. Agaricus bisporus(J. E. Lange) Imbach Agaricus campestris L. Agaricus leucotrichus (F.H. Møller) F.H. Møller Agaricus macrosporus (F.H.Møller & Jul. Schäff.) Pilát Agaricus silvaticus Schaeff. Albatrellus pes-capre (Pers.) Pouzar Amanita citrina (Schaeff.) Pers. Amanita muscaria (L.) Pers Amanita submembranacea (Bon) Gröger Armilaria ostoyae (Romagn.) Herink Bolbitius vitellinus (Pers.) Fr. Boletus badius (Fr.) Fr. Boletus edulis Bull. Boletus reticularis Schaeff. Calocera viscosa (Pers) Fr. Calvatia excipuliformis(Scop.) Perdeck Cantharellus cibarius Fr. Clitocybe costata Kühner & Romagn. Clitocybe fragans (Sowerby) P. Kumm. (agg.) Clitocybe geotropa (Lam. & DC.) Quél. Clitocybe nebularis (Batsch.) P. Kumm. Cortinarius anomalus (Fr.) Fr. Cortinarius odorifer Britzelm. Cortinarius trivialis J. E Lange Elaphomyces sp. Fomitopsis pinicola(Sv.) P. Karst. Gomphidius glutinosus (Schaeff.) Fr. Gymnopillus spectabilis (Weinm.) A. H. Sm. Hebeloma crustuliniforme (Bull.) Quél. Hebeloma cylindrosporum Romagn. Hebeloma sinapizans (Paulet) Gillet Helvella lacunosa Afzel. Hygrophoropsis aurantiaca (Wulfen) Maire Hypholoma fasciculare (Huds.) P. Kumm. Inocybe dulcamara (Alb. & Schwein.) P. Kum Inocybe geophylla(Fr.) P. Kumm. Laccaria amethystina (Huds.) Cooke Laccaria sp. Lactarius controversus Pers. (Fr.) Lactarius deterrimus Gröger Lactarius lignyotus Fr.
6
pečárka pískomilná pečárka ovčí pečárka dvouvýtrusá pečárka polní pečárka pečárka velkovýtrusá pečárka lesní krásnoporka kozí noha muchomůrka citronová muchomůrka červená muchomůrka šedoblanitá václavka smrková slzečník žloutkový hřib hnědý hřib smrkový hřib dubový krásnorůžek lepkavý pýchavka palicovitá liška obecná strmělka kosťovitá strmělka vonná strmělka veliká strmělka mlženka pavučinec odchylný pavučinec anýzový pavučinec osikový jelenka troudnatec pásovaný slizák mazlavý šupinovka nádherná slzivka oprahlá slzivka slzivka ředkvičková chřapáč jamkatý lištička pomerančová třepenitka svazčitá vláknice potměchuťová vláknice zemní lakovka ametystová lakovka ryzec osikový ryzec smrkový ryzec černohlávek
Seznam českých a latinských názvů hub (pokračování) Lactarius torminosus (Schaeff.) Pers. ryzec kravský Leccinum rufum (Schaeff.) Kreisel křemenáč osikový Leccinum scrabrum (Bull.) Gray kozák březový Lepiota magnispora Murrill bedla nažloutlá Lepista flaccida (Sowerby) Pat. strmělka přehrnutá Lepista nuda (Bull.) Cooke čirůvka fialová Leucoagaricus leucothites(Vittad.) Wasser bedla zardělá Lycoperdon foetidum Bonord. pýchavka horská Lycoperdon cf. perlatumPers. pýchavka obecná Macrolepiota procera (Scop.) Singer bedla vysoká Macrolepiota rhacodes (Vittad.) Singer bedla červenající Mycena epipterygia (Scop.) Gray helmovka slizká Mycena pura (Pers.) P. Kumm. helmovka ředkvičková Mycena zephirus (Fr.) P. Kumm. helmovka zefírová Omphalotus olearius (DC.) Singer hlíva olivová Paxillus involutus (Batsch) Fr. čechratka podvinutá Piptoporus betulinis(Bull.) P. Karst. březovník obecný Pisolithus arrhizus (Pers.) Raucher měcháč písečný Pleurotus pulmonarius (Fr.) Quél. hlíva plicní Pluteus cervinus (Schaeff.) P. Kumm. štítovka jelení Psathyrella spadiceogrisea (Schaeff.) Maire křehutka hnědošedá Ramaria eumorpha ( P. Karst.) Corner kuřátka Invalova Rhodocollybia butyracea (Bull.) Lennox penízovka máslová Russula aeruginea Lindblad holubinka trávozelená Russula exalbicans (Pers.) Melzer & Zvára holubinka parková Russula chloroides (Krombh.) Bres. holubinka akvamarínová Russula illota Romagn. holubinka tmavolemá Russula ochroleuca (Pers.) Fr. holubinka hlínožlutá Russula paludosa Britzelm. holubinka jahodová Russula puellaris Fr. holubinka dívčí Russula subfoetens W. G. Sm. holubinka páchnoucí Serpula lacrymans (Wulfen) J.Schröt. dřevomorka domácí Stereum hirsutum (Willd.) Perst. pevník chlupatý Strobilomyces strobilaceus (Scop.) Berk. šiškovec černý Suillus collinitus (Fr.) Kuntze klouzek žíhaný Suillus luteus (L.) Gray klouzek obecný Trametes versicolor (L.) Lloyd outkovka pestrá Tricholoma populinum J. E. Lange čirůvka topolová Tricholomopsis rutilans (Schaeff.) Singer šafránka červenožlutá Tricholoma sulphureum (Bull.) P. Kumm. čirůvka sírožlutá Xerocomus chrysenteron (Bull.) Quél. hřib žlutomasý Poznámka: Vědecká jména byla z převážné většiny uvedena podle atlasu (Hagary a kol. 1999), dále podle internetového zdroje (http://www.indexfungorum.org/names/names.asp)
7
1. Úvod O houby se zajímám již od útlého dětství, kdy jsem se díky své matce stala houbařkou. Houby jsem neopustila ani během základní školy, kdy jsem se účastnila biologických olympiád a snažila se o své první „mykologické průzkumy“. Ovšem svou první samostatnou práci jsem vypracovala na střední škole. Zabývala jsem se v ní diverzitou hub na několika lokalitách v Posázaví a byla součástí mé maturitní zkoušky. Podruhé jsem se věnovala houbám ve své bakalářské práci, kde jsem se zabývala problematikou ochrany hub v České republice. Do třetice se věnuji houbám ve své diplomové práci, která je zaměřena na obsah uranu v plodnicích velkých hub. Informací o koncentracích stopových prvků v houbách bylo publikováno mnoho, data o uranu však prakticky chybí. Ovšem publikovány byly jak koncentrace velmi nízké, maximálně desítky ppb (Stijve a kol. 2001, Řanda a kol. 2005), tak i relativně vysoké, v jednotkách ppm (Campos a kol. 2009); uvedené koncentrace jsou zde a dále i v celé práci vztaženy na sušinu. Naše znalosti o schopnosti hub akumulovat uran jsou tedy malé, a dostupné literární údaje jsou navíc nejednoznačné. Veškeré doposud publikované údaje o obsazích uranu v plodnicích hub jsou z oblastí nepostižených těžbou či zpracováním uranových rud. Vliv kontaminovaného prostředí na obsah uranu v plodnicích je tedy doposud zcela neznámý. Proto má moje diplomová práce dva cíle. Zaprvé zjistit, jaké jsou přirozené koncentrace uranu v plodnicích velkých hub z čistých lokalit a zadruhé, zda má na obsahy uranu v plodnicích hub vliv antropogenní kontaminace životního prostředí v důsledku těžby a zpracování uranových rud. Teoretická část diplomové práce je věnována houbám obecně. Čtenář zde získá základní informace o říši hub, o stopových prvcích a jejich interakcí s houbami, samozřejmě s podrobnějším zaměřením právě na uran. V experimentální části jsem popsala metodiku výběru lokalit, sběru plodnic, odběru vzorků půdních substrátů, zpracování vzorků a princip a provedení chemických analýz. Ráda bych na tomto místě poděkovala všem, kteří mi během psaní této práce pomohli. Za cenné rady, připomínky a překlady německé a francouzské literatury svému školiteli RNDr. Janu Borovičkovi, Ph.D. z Geologického ústavu AV ČR, v.v.i. a z Ústavu jaderné fyziky AV ČR, v.v.i. a svému interními školiteli Doc. Ing. Mgr. Janu Frouzovi, CSc. z Ústavu pro životní prostředí PřF UK. Můj dík za pomoc s analýzami metodou HR-ICP-MS patří RNDr. Janu Rohovcovi, Ph.D. a za pomoc s odběrem vzorků půd na lokalitě Bytíz RNDr.
8
Anně Žigové, CSc. (oba z Geologického ústavu AV ČR, v.v.i.). Též bych chtěla poděkovat Mgr. Ondřeji Mudrákovi za pomoc se statistickým zpracováním dat. Tato práce vznikla s podporou grantu Grantové agentury Univerzity Karlovy v Praze (projekt č. 3010) a s podporou projektu P504/11/0484 Grantové agentury České republiky.
9
TEORETICKÁ ČÁST
2. Houby a stopové prvky
2.1 Říše hub
Houby byly v minulosti řazeny mezi cévnaté rostliny, ale v současné době již nejsou pochybnosti o tom, že tyto organismy tvoří samostatnou říši (Fungi). Jsou nejpočetnější, nejvýznamnější, rovněž patří mezi jedny z nejznámějších a nejpopulárnějších skupin eukaryotních heterotrofních organismů (Kalina a Váňa 2005). Klán (1989) popisuje houby jako eukaryotní, stélkaté, jedno- a mnohobuněčné organismy, jejichž stélka je tvořena chitinem (podobně jako skelet hmyzu) a dalším znakem společným s živočichy jsou rezervní látky – glykogeny v buňkách. Kirk a kol. (2008) dělí houby do 6 kmenů (Ascomycota, Basidiomycota, Chytridiomycota, Glomeromycota, Microsporidia a Zygomycota), které obsahují 8 283 rodů. Houby jsou jednou z nejbohatších skupin organismů v Evropě a jejich počet se odhaduje na nejméně 75 000 druhů. Více než 15 000 druhů hub se řadí mezi tzv. velké houby (makromycety), které tvoří plodnice viditelné pouhým okem (Internet 1). Primack a kol. (2001) odhadovali počet nepopsaných druhů hub na 1,4 milionu. Díky rozvoji molekulárních metod se neustále prohlubují naše znalosti o počtu druhů hub, a proto se v současné době předpokládá, že existuje až 5,1 miliónů nepopsaných druhů hub (Blackwell 2011). Přesný počet druhů velkých hub není znám ani v České republice, protože doposud nebyl zpracován souborný seznam druhů hub (check-list). Prozatím se tedy odhaduje počet na tři až čtyři tisíce druhů makromycetů (Holec 2006a). Ve své diplomové práci jsem se zabývala pouze makromycety, tedy některými zástupci z kmeny Ascomycota a Basidiomycota, proto se v této kapitole dále zaměřím pouze na tyto dvě skupiny.
2.1.1 Vřeckovýtrusé houby (Ascomycota) Kirk a kol. (2008) uvádí 6 255 rodů, což z vřeckovýtrusých hub činí největší skupinu zástupců říše hub. Zástupci jsou kosmopolitní a vyskytují se na širokém spektru stanovišť, např. na dřevě (lignikolní druhy), na trusu (koprofilní druhy), některé tvoří ektotrofní mykorhizu apod. Řada z nich parazituje i na rostlinách či zvířatech.
10
Zástupci této skupiny tvoří tzv. vřecka. Vřecko (ascus) je místem diploidního jádra, často je i jedinou diploidní buňkou v celém životním cyklu. Ve vřecku dochází k tvorbě spor (askospor), nejčastěji 8. Vřecko vzniká během pohlavního procesu – gametogamie nebo somatogamie (Kalina a Váňa 2005). Mycelium je haploidní a přehrádkované. Hyfy mají dvouvrstvé, s jednoduchými póry. Mezi základní typy plodnic patří apothecium, kleistothecium a perithecium.
2.1.2 Stopkovýtrusé houby (Basidiomycota) Kirk a kol. (2008) rozeznávají 1 589 rodů, což spolu s vřeckovýtrusými houbami tvoří 95% veškerých rodů hub. Mezi stopkovýtrusými houbami můžeme nalézt zástupce saprotrofní, obligátně či fakultativně parazitické i symbionty žijící v mykorhize s rostlinami či v symbióze s hmyzem, např. s termity (Kalina a Váňa 2005). Základním znakem jsou bazidie, na kterých se tvoří výtrusy, nejčastěji po 4. Mycelium je přehrádkované a ve stěně přehrádky se nachází centrální pór, tzv. dolipór (Ingold a Hudson 1993). Buněčná stěna je vícevrstevná a obsahuje chitin, podobně jako u většiny hub. Životní cyklus je dikariotický, dikariotické je i vegetativní mycelium, včetně plodnic z něj vytvořených (Kalina a Váňa 2005).
2.1.3 Role a postavení hub v ekosystému Rozdíly ve způsobu výživy hub a jejich životních nároků jsou velké. Stručný a populárně zaměřený přehled ekologických strategií velkých hub přinesl Holec (2006b): Saprotrofní houby dokáží díky své enzymatické výbavě rozkládat mrtvou organickou hmotu, např. dřevo (lignikolní houby) či opadané jehličí a listí, zbytky těl rostlin (detritikolní houby) nebo i humusové látky v půdě (terestrické saprotrofní houby). Organická hmota může být rozložena až na oxid uhličitý a vodu (např. Serpula lacrymans). Tato činnost je pro fungování ekosystému nezbytně nutná, proto houby tvoří významný pilíř v koloběhu živin. Kromě výše vyjmenovaných skupin existují i druhy vázané na speciální substráty, např. na odumírající mech (muscikolní houby), spálené dřevo a popel (antrakofilní druhy) či plody rostlin (frutikolní houby). Je dobré si uvědomit, že saprotrofové nepřicházejí do „nového“, ale do již kolonizovaného substrátu – např. ve dřevě jsou přítomny i parazitické houby, které způsobily odumření stromu (Holec 2001). Dochází zde tedy ke konkurenci a ukazuje se, že je pro obsazení substrátu klíčové i složení společenstva organismů a ne jen faktory jako jsou klima či biotop.
11
Symbiotické houby vytvářejí různé symbiózy, především různé typy mykorhiz s cévnatými rostlinami. Symbióza s hmyzem, kterou popisuje Kalina a Váňa (2005), se týká především řádu Septobasidiales, jehož zástupci ovšem nepatří mezi makromycety a vyskytují se především v tropickým oblastech. Stejně tak Kavina (1919) popisuje několik soužití mezi hmyzem a houbou a zmiňuje se především o tropických mravencích, kteří pěstují určité houby, kterými se později živý či o symbióze s podkorním hmyzem jako je např. kůrovec – v těchto případech však také nejde o makromycety. Mykorhizní houby žijí v symbióze s kořeny rostlin, na kterých se vytváří speciální orgány, tzv. mykorhizy, ve kterých dochází k oboustranně prospěšné výměně látek. Houba získává produkty fotosyntézy organické látky a rostlina zejména dusík, fosfor a vodu. Oba partneři se tak vzájemně podporují, rostlina houbám usnadňuje výživu a tvorbu plodnic (fruktifikaci) a houba umožňuje růst rostlinám i na místech s nepříznivými podmínkami (např. písčité půdy, výsypky, haldy apod.). Rozeznáváme několik typů mykorhizní symbiózy, které se liší zejména typem pronikání houbových vláken (hyf) do rostliny. Podrobný přehled o tomto fenoménu publikovali Gryndler a kol. (2004). Lichenizované houby žijí v symbióze se sinicí nebo řasou a jejich spojením vzniká lišejník (tj. lichenizovaná houba). Lichenizované houby jsou v České republice zastoupeny několika málo druhy,
především z rodu kalichovka (Lichenomphalia) a kyjanka
(Multiclavula) (Holec 2006b). Parazitické houby mohou získat organické látky z živých buněk (biotrofní parazité) anebo z odumřelých (nekrotrofní parazité). Pokud houby žijí na odumírajících částech těl živých organismů a toto odumírání nezpůsobily, označujeme je za saproparazity. Nejvýznamnější jsou z parazitických makromycetů především lignikolní (dřevožijné) houby, např. chorošovité houby. Endofytické houby žijí uvnitř těl hostitelů a jejich způsob života se může měnit od prospěšného soužití, přes symbiózu až po lehký parazitizmuz. Mezi endofytické houby patří především mikromycety. Z makromycet jsou to např. rody dřevnatka (Xylaria), spálenka (Ustilina) a dřevomor (Hypoxylon), které žijí především na mrtvém dřevě.
12
2.2 Stopové prvky v houbách
2.2.1 Historický přehled První práce, které publikovaly výsledky analýz plodnic hub, se objevily před více než 100 lety (Zellner 1907) a další práce pak v 30. letech 20. století (Friese 1929, 1932; Ramage 1930). První podrobnější studie se však objevily až v 70. letech 20. století, což souviselo i s rozvojem instrumentálních analytických metod. Stijve a Cardinale (1974), Stijve a Roschnik (1974), Stijve a Besson (1976) se v této době zabývali především koncentracemi rtuti v plodnicích velkých hub, ale zájem byl soustředěn i na selen (Stijve 1977). Koncentracemi nejen těžkých kovů, jako je rtuť či kadmium, ale i např. arzénem a stříbrem, se zabývali Byrne a kol. (1976, 1979) a Allen a Steinnes (1978). Stopovým prvkům v houbách se v české literatuře, spíše však populární formou, věnovali např. Babička (1973), těžkým kovům pak Macků (1977) a Šebek (1979).
2.2.2 Houby a stopové prvky Některé velké houby (tzv. makromycety) jsou známy svojí schopností koncentrovat ve svých plodnicích stopové prvky (Borovička 2007). Prvky se v plodnicích hromadí dvojím způsobem. Přes atmosférickou depozici, která má význam spíše u hub, které setrvávají déle na stanovišti, tedy např. u chorošovitých hub, ale hlavním faktorem ovlivňující koncentraci prvku v houbě je jeho přítomnost v substrátu. Prvek se v substrátu vyskytuje přirozeně (litosférický zdroj) a nebo antropogenně (kontaminace prostředí). Prvek se do plodnice houby dostává přes podhoubí (mycelium). Schopnost hub akumulovat prvky se vyjadřuje koncentračním faktorem (Fc) (Stijve a Roschnik 1974, Řanda a Kučera 2004), tedy poměrem obsahu prvku v sušině plodnice a v sušině půdního substrátu. Kalač a Svoboda (1999) tento vztah označují jako biokoncentrační faktor, obecně se v literatuře často objevuje zkratka BCF (např. Falandysz 2002). O schopnosti akumulace hovoříme v případě, pokud je koncentrace prvku vyšší v plodnici než v půdním substrátu (tedy Fc >1); pokud je tomu naopak (Fc <1), houba prvek diskriminuje. K hyperakumulaci dochází v případě, kdy je Fc neobvykle vysoké a v daném druhu houby je koncentrace prvku asi 100x vyšší než v ostatních houbách rostoucích na substrátu o téže charakteristice. Pokud je koncentrační faktor nižší než jedna, ale houba má zřetelně vyšší obsah prvku než jiné druhy hub, mluvíme o schopnosti koncentrovat prvek (Borovička 2007, Borovička a Řanda 2007). V případě, že je bioakumulační faktor roven 1 (Fc=1), mluvíme o indikaci (Tyler 1982a). 13
Velmi důležitou roli v koncentraci prvku v houbě hraje složení substrátu. Zatímco kadmium, měď a rtuť se obvykle hromadí více v plodnicích hub než v substrátu (Gast a kol. 1988), manganu a zinku můžeme najít v plodnici a substrátu zhruba srovnatelné množství, ale olova a železa je více v substrátu než v plodnicích (Kalač a Svoboda 1999). Michelot a kol. (1999) nepozorovali významný rozdíl v obsahu těžkých kovů (Cd, Hg a Pb) u hub sbíraných v urbanizované lokalitě (Evropě) a primárním lese (Latinská Amerika). Stáří a velikost plodnice se zdá být méně důležitá, ale údaje v literatuře jsou nejednoznačné. Podle Kalače a Svobody (1999) je důležité spíše stáří mycelia a interval mezi fruktifikací, tedy tvorbou plodnic. Toto autoři dokazují na druhu Agaricus bisporus, u kterého byly zaznamenány nejvyšší koncentrace prvků u první fruktifikace. Nižší koncentrace byly naměřeny i u hub pěstovaných komerčně, což je způsobeno nejen delší existencí mycelia než ve volné přírodě, a tedy častější fruktifikací, ale i složením substrátu. Slekovec a Irgolic (1996) uvádějí naopak vyšší koncentrace prvku ve starších plodnicích, Borovička a kol. (2010a) naopak v plodnicích mladších. Prvky jsou v plodnicích hub rozloženy nerovnoměrně. Nejvyšší koncentrace bývají uváděny v hymenoforu, nižší v klobouku a nejnižší ve třeni (Falandysz a kol. 2001, Slekovec a Irgolic 1996, Svoboda a kol. 2000). Naopak vyšší koncentrace prvků ve třeni než v klobouku naměřil u železa a manganu Ohtonen (1982) a u vanadu Meisch a kol. (1978). Nejvyšší koncentrace prvků nalézáme v houbách terestrických, což je dáno jejich blízkým kontaktem se substrátem. Koncentraci prvků v plodnicích hub ovlivňuje celá řada faktorů (např. druh houby, ekologická strategie, geologické podloží apod.) a jejich vliv je doposud velmi málo zkoumán (Borovička 2007). Houby se často vyskytují i na lokalitách s vysokými koncentracemi kovů v půdách (haldy, odkaliště aj.), Rühling a Söderström (1989) však pozorovali pokles počtu druhů i plodnic v oblasti těžce zasažené spadem těžkých kovů (As, Cd, Cu, Pb).
2.2.3 Stopové prvky v chorošovitých houbách Jelikož plodnice chorošovitých hub setrvávají na stanovištích delší dobu, jsou schopny zachycovat stopové prvky z atmosférické depozice. Řada prací se tedy zabývá jejich potencionálním využití při biomonitoringu. Při analýze přibližně 200 chorošovitých hub z NP Šumava a z Prahy se ukázalo, že vyšší koncentrace stopových prvků (Al, Be, Cd, Cu a Pb) se nacházejí v plodnicích pocházejících z Prahy (Gabriel a Baldrian 1995, Gabriel a kol. 1997). Nižší koncentrace
14
nalezené u hub ze Šumavy byly podle autorů způsobeny nepřítomností velkoplošných zdrojů znečištění a podstatně nižší automobilovou dopravou. U druhu Fomitopsis pinicola byla pozorována vysoká schopnost akumulace kadmia (Gabriel a kol. 1996). U druhu Stereum hirsutum a Trametes versicolor vyvolala přítomnost kadmia a rtuti morfologické změny v myceliu (Baldrian a Gabriel 1997). Baldrian a Gabriel (2002a) pozorovali velikou variabilitu tolerance ke kadmiu u druhu Piptoporus betulinus při pokusech in vitro. Změnou enzymové aktivity po přidání stopových prvků (Ag, Cd, Cu, Hg, Pb a Zn) u řady chorošovitých hub se zabývali (Baldrian a kol. 1996, Baldrian a Gabriel 2002b). Podle Baldriana (2003) by bylo možné využit mycelium chorošovitých hub i pro selektivní odstraňování kovů z roztoku.
2.2.4 Houby a radionuklidy Houby jsou známé svojí schopností koncentrovat v plodnicích některé radioaktivní prvky (radionuklidy). Ty se vyskytují v prostředí přirozeně (např. 232
14
C,
40
K, izotopy uranu a
Th), anebo se mohou do prostředí dostat následkem radioaktivního spadu. Např. po havárii
jaderné elektrárny v Černobylu v roce 1986 unikly do prostředí především izotopy cesia 134Cs a
137
Cs, které se v houbách významně akumulovaly. Touto problematikou se zabývali např.
Řanda a kol. (1988), Kalač (2001), Stijve a kol. (2002) a Mietelski a kol. (2002).
2.2.5 Chemická forma prvků v houbách Informací o chemické formě prvků v plodnicích hub není mnoho. Např. druhy z okruhu Amanita muscaria jsou známé svou schopností kumulovat vanad. Vanad je v muchomůrkách přítomný v podobě komplexní organovanadičité sloučeniny zvané amavadin (Garner a kol. 2000). Jedná se o komplex čtyřmocného vanadu s dvěma molekulami kyseliny N-hydroxyimino-2,2‘-dipropionové. Naměřené koncentrace vanadu v muchomůrkách byly průměrně 400krát vyšší než jeho koncentrace v okolní vegetaci, bez ohledu na stáří plodnic a obsah vanadu v lesní půdě, a dosahovaly hodnot 32–192 mg/kg (Patočka 2010). Chemická forma kadmia byla studována v pečárce Agaricus macrosporus, kadmium bylo nalezeno ve fosfoglykoproteinu (molekulová hmotnost 12 000 Da). Tento protein obsahuje velké množství aminokyselin, sacharidů, ale žádnou síru. Meisch a kol. (1983) jej nazvali kadmium-mykofosfatin. V druzích Albatrellus pes-caprae a Boletus edulis se selen nachází v nízkomolekulárních sloučeninách (Šlejkovec a kol. 2000).
15
2.2.6 Geomykologie Geomykologie se zabývá studiem role hub ve významných geologických procesech a může být považována za podobor geomikrobiologie (Gadd 2009). Geomikrobiologie se zaměřuje především na vliv prokaryot a řas na geologické procesy, ale v poslední době vzrůstá zájem o studium vlivu hub (Sterflinger 2000). Uvolnění metabolitů houbami často vytváří příznivé podmínky pro existenci bakteriálních komunit a tím se houby i bakterie sdružují v procesu zvětrávání (Uroz a kol. 2009). Některé půdní houby by mohly být využity při bioremediaci, např. při odstranění azbestu, který je nebezpečný pro lidské zdraví (Daghino a kol. 2006, 2008). Mezi nejdůležitější role hub patří dekompozice organické hmoty, jsou významnými patogeny rostlin, ale zároveň s některými rostlinami vytváří symbiózu. Houby hrají zásadní roli v biogeochemických kolobězích živin (např. C, N, P a S), kovů (Na, Mg, Ca, Mn, Fe, Cu, Zn, Co a Ni), které jsou nezbytné pro život v biosféře a hrají i roli při mobilizaci a imobilizaci kovů (např. Al, Cd, Hg a Pb) (Burford a kol. 2003). Velmi podrobně o vlivu hub na geologické procesy informují Burford a kol. (2003), Gadd (2004, 2007, 2008, 2009, 2010) a Fomina a kol. (2010). Na koloběhu již zmiňovaných prvků se podílí tím, že produkují řadu organických a anorganických metabolitů, které interagují s prostředím, a tím dochází k uvolňování látek do okolí (Obrázek 1). Příkladem může být produkce kyseliny citrónové, která rozpouští minerály nebo interakce protonů s kationty vázanými na jílové minerály (Gadd 2004). Růst a vývoj mycelia způsobuje stabilizaci půdní struktury a půdních částic, ale zároveň způsobuje i biomechanické narušení pevných substrátů, proniká póry a způsobuje praskliny v horninách a minerálech (Gadd 2007).
16
Obrázek 1: Schéma interakce houby s geologickým prostředí
Zdroj: Gadd (2004) - upraveno
2.2.7 Role hub v biogeochemii uranu Houby podporují rozpouštění ochuzeného uranu díky produkci karboxylových kyselin (Livens a kol. 2010). Fomina a kol. (2007, 2008) studovali roli hub v uranovém cyklu v životním prostředí. Jejich studie odhalila, že houby jsou schopné rozpouštět oxidy uranu (UO3 a U3O8) a akumulovat je v biomase mycelia. Houby zakomponovaly uranylové ionty do fosfátových ligandů a ektomykorhizní houby i do karboxylových ligandů. Uranylové ionty jsou vázány extra- či intra- celulárně v myceliu. Studie Fominy a kol. (2008) dokázala, že houby mohou kolonizovat povrch ochuzeného kovového uranu, který byl použit např. ve válkách v Iráku (2001, 2003). Zvětrávání ochuzeného uranu bylo usnadněno pomocí biofilmu, který se vytvořil na jeho povrchu a jehož součástí byly i houby. Koncentrace uranu v biomase byly v rozmezí 300-400 mg/g (ovšem zahrnuty jsou i mykogenní minerály na povrchu hyf). Handley-Sidhu a kol. (2010) se domnívají, že nejen houby, ale i mechy a lišejníky jsou citlivé a snadno dostupné bioindikátory kontaminace prostředí ochuzeným uranem.
17
2.3 Uran v životním prostředí
Uranové minerály byly využívány již v antice na barvení skel či severoamerickými indiány na přípravu válečnických barev, avšak jako nový prvek byl uran objeven až v roce 1789 Heinrichem Martinem Klaprothem; v roce 1841 byl získán v kovové formě (Pluskal 1971). Uran je 92. prvek periodické soustavy prvků a v podstatě se jedná o nejtěžší prvek přirozeně se vyskytující v přírodě. Kovový uran má stříbrolesklou barvu s nažloutlým odstínem, je velmi reaktivní a špatně vede elektrický proud. V přírodě se vyskytuje ve směsi tří izotopů s nejvyšším zastoupením
238
U (Tabulka 1); všechny jsou přirozeně radioaktivní a
podléhají samovolné přeměně.
Tabulka 1: Zastoupení přírodních izotopů uranu Izotop uranu
% zastoupení1
Poločas rozpadu
238
U
99,2739
4,498 * 109 let
235
U
0,7204
7,13 * 10 8 let
234
U 0,0057 2,33 * 105 let Zdroj: Pluskal (1971) Pozn.: 1 – poměr izotopů uranu v přírodě je považován za stálý v poměru: 238U : 235U: 234U = 19530 : 138 : 1 Uran se v přírodě vyskytuje ve 2 základních mocenstvích, jako tetra- nebo hexavalentní, přičemž tato mocenství mohou mezi sebou přecházet, čímž dochází k imobilizaci (UIV) nebo mobilizaci (UVI) uranu. Uran je běžně nabohacen v zirkonech, smolinci a apatitu (Alloway 1997). Geochemicky úzce souvisí s Th a v některých minerálech nahrazuje i REE. Distribuce uranu v zemské kůře je řízena oxidačním stavem a Eh-pH podmínkami prostředí. Během zvětrávání dochází k tvorbě uranových komplexů, a to především díky sorpci uranu na přírodní organickou hmotu, vzniklé sloučeniny jsou snadno mobilní a dostupné. V aridních podmínkách dochází spíše k utváření stabilních sloučenin (např. oxidy, karbonáty aj.). O obsazích uranu v horninách informuje např. Kabata-Pendias (2001). V zemské kůře se nachází 2,5 ppm, nejvíce uranu lze nalézt v granitoidních horninách (2,5-6 ppm), dále pak v břidlicích (3,0-4,1 ppm), vápencích (2,2-2,5 ppm), pískovcích (0,45-0,59 ppm), v bazických horninách (0,3-1 ppm) a nejnižší hodnoty jsou uváděny pro ultrabazické horniny (0,003-0,01 ppm). Ložiska uranu lze členit podle řady kritérii, např. podle morfologie hornin či charakteru
18
hornin, ve kterých se nachází. Cuney (2008) vytvořil genetickou klasifikaci ložisek uranu, která zahrnuje 5 hlavních typů: 1. uranová ložiska související s povrchovými procesy 2. synsedimentární uranová ložiska 3. uranová ložiska související s hydrotermálními procesy 4. uranová ložiska související s částečným tavením 5. ložiska související s krystalickou frakcionací V současnosti se nejvíce těží uranonosné pískovce, žilná ložiska a ložiska typu „unkonformity“, přičemž všechna tato ložiska spadají do typu 3. Do tohoto typu spadá i největší ložisko uranu na světě, které je známé z Austrálie (Olympic Dam). Zajímavostí je, že uran je zde těžen jako vedlejší produkt těžby mědi, ale počítá se s narůstající těžbou uranu a do roku 2020 by se měl Olympic Dam stát největším producentem uranu na světě (Internet 2). Nejvíce známých ložisek je ve Spojených státech amerických (288), dále pak v Kanadě (131) a v Austrálii (109). V Evropě se nachází nejvíce ložisek v Rusku (90), Francii (41), Bulharsku (32). Česká republika má 22 významných ložisek, z čehož 15 je žilných (Internet 3). Nejvíce uranu se v roce 2010 vytěžilo v Kazachstánu (17 803 t). Pro srovnání – v České republice bylo v roce 2010 vytěženo 254 t (Internet 4). Sedimentární horniny s obsahem organické hmoty (např. uhlí) a fosfátové usazeniny mají tendenci nabohacovat se uranem, proto využíváním těchto zdrojů jako paliva či hnojiva vede k uvolňování uranu do životního prostředí. Dalším velkým antropogenním vstupem je těžba a zpracování uranových rud pro výrobu paliva do jaderných elektráren a samozřejmě použití uranu pro vojenské účely. Uranem v životním prostředí se zabývá řada prací. Vandenhove a kol. (2009) provedli rozsáhlou studii zaměřenou na obsah uranu, ale i jiných prvků (Pb, Po či Ra), v zemědělských plodinách. Prokázali, že půdní vlastnosti (např. velikost půdních částic) ovlivňuje transfer prvků z půdy do rostlin. Nejvíce uranu bylo nalezeno v krmivech a v trávách, nejméně naopak v luštěninách a obilovinách. Roivainen a kol. (2011) pozorovali vyšší koncentrační faktor uranu v podzemních částech rostlin než v nadzemních částech. Přenosem uranu a thoria z půdy do plodnic hub se zabývali Baeza a Guillén (2006). Jako dobrým bioindikátorem obsahu uranu a thoria v půdě byla označena Hebeloma cylindrosporum. Transfer uranu do potravního řetězce lidí souvisí s geologickými podmínkami v místě pěstování potravin a podzemními zdroji pitné vody. Voda se ukázala jako hlavní zdroj příjmu uranu pro lidi (41%), z rostlinné stravy získá člověk 33% a z živočišné 26% (Anke a kol. 2008). Analýzy prokázaly i rozdílný příjem uranu v jednotlivých spolkových zemích Německa (Braniborsko, Durynsko a Mecklenbursko). 19
Přesto, že uran představuje chemické i radiační riziko neexistují dlouhodobé studie účinků požití uranu, které by se vztahovaly k lidem (Internet 5). Toxicitou přírodního i ochuzeného uranu se porobně zabývají Craft a kol. (2004). Pokusy na laboratorních zvířatech ukázaly, že vystavení ochuzenému uranu může vést ke změnám chování a k negativnímu vlivu na mozek, ledviny a kosti (Briner 2010). Analýzou pelyňku rakouského (Artemisia austriaca) bylo monitorováno znečištění U a Th v blízkosti 2 kazašských uranových dolů (Zoriy a kol. 2010). S výjimkou 2 „hot spots“, ale hodnoty nalezené v analyzovaných vzorcích pelyňku odpovídaly běžným koncentracím uranu v rostlinách (0,01-0,4 ppm).
2.3.1 Těžba uranu v ČR Uran se v České republice těží již od konce 19. století, kdy byl spíše vedlejším produktem těžby radia v Jáchymově a v té době se používal především pro barvení skel. Zájem o uran se výrazně zvýšil po 2. světové válce, kdy došlo k bipolarizaci politické moci ve světě a počátku studené války a s ní souvisejícího zbrojení. Když Američané v polovině července roku 1945 provedli první pokusný atomový výbuch a měsíc na to svrhli atomovou bombu na japonskou Hirošimu a Nagasaki, byl Sovětský svaz s nukleárním výzkumem o několik let pozadu (Lepka 2003). Toto zpoždění bylo způsobeno především nedostatkem uranu, protože na území tehdejší SSSR nebyl otevřený jediný uranový důl. Podle odhadů jaderných fyziků a vojenských odborníků je nutné k úspěšnému nukleárními výzkumu mít k dispozici alespoň 1 000 t uranu, což po 2. světové válce měli k dispozici pouze Američané ze svých vlastních ložisek (Colorado Plateau), z dovozu (kanadské Eldorádo a belgické Shinkolobwe). Proto již v září roku 1945 došlo k obsazení Jáchymova vojáky Rudé armády. Jáchymov se tak stal na čas jediným zdrojem uranu pro celý východní blok a v roce 1955 zaměstnával více jak 46 000 pracovníků (z toho více jak 9 000 vězňů). Následovaly geologické průzkumy po celém území dnešní České republiky. Objeveno bylo několik desítek ložisek, které byly postupně těženy a vytěženy. Nejvíce se těžilo v 50.-60. letech, a to více jak 3 000 t uranu ročně, po té docházelo k postupnému útlumu těžby a nyní se těží okolo 400 t. Nejvíce vytěženého uranu pocházelo ze 3 hlavních oblastí: Příbram, západní Morava (Rožná, Hamr, Křižánky) a severní Čechy (Stráž pod Ralskem). V současné době se těží v Rožné, kde se nachází i chemická úpravna, a jako vedlejší produkt sanace je uran získáván i ve Stráži pod Ralskem. Nejvíce diskutovaným problémem spojeným s těžbou uranu v České republice je chemické loužení, kterým se uran dobýval ve Stráži pod Ralskem. V letech 1970-1996 zde 20
bylo vytěženo 14 000 t uranu (Kukal a Reichmann 2000). Během tohoto období bylo pod povrch vtlačeno více než 4,5 miliónu tun chemikálii (4 mil. t kyseliny sírové, 300 000 t kyseliny dusičné, 100 000 t čpavku a 26 000 t kyseliny fluorovodíkové). Z horninového prostředí došlo k vyloužení nejen uranu, ale i dalších prvků, především železa a hliníku. Ovlivněno je i složení podzemních vod a předpokládá se, že je znečištěno více než 190 km3 podzemní vody (Kukal a Reichmann 2000). V současné době dochází ve Stráži pod Ralskem k sanaci. Jedná se o finančně velmi náročný proces, o čemž svědčí i několikanásobné navýšení poskytnutých finančních prostředků: usnesením vlády č. 621 z roku 2005 byly na sanace ve Stráži pod Ralskem vyčleněny necelé 2 mld. Kč (Internet 6), v roce 2008 došlo k navýšení na 3,4 mld. Kč (Internet 7) a v roce 2009 na 3,8 mld Kč (Internet 8). Významným uranovým revírem bylo na našem území i Příbramsko, o kterém je podrobněji pojednáno v kapitole 3.1.2.
21
2.4 Uran v plodnicích hub
Na toto téma bylo doposud publikováno jen několik málo prací, které se liší jak rozsahem analyzovaného počtu druhů, tak i použitými analytickými metodami. Proto jsou při porovnání jednotlivých výsledků patrné poměrně velké rozdíly v naměřených koncentracích. Jednou z nejstarších prací na toto téma je publikace Falandysze a kol. (2001), kteří analyzovali celkem 18 druhů hub. Uran analyzovali u 6 druhů hub pomocí metody HR-ICPMS. Koncentrace uranu v plodnicích hub byly naměřeny řádově v jednotkách ppb. Nejvyšší koncentrace uranu byla naměřena v Boleus edulis (9,7±1,2 ppb), naopak nejnižší naměřená hodnota byla zaznamenána u druhu Suillus luteus ( to 1,1±0,5 ppb). Stijve a kol. (2001) se zaměřili na 29 druhů rodu Agaricus, ve kterých stanovili uran společně s thoriem a REE. Nejvyšší naměřená hodnota uranu byla 90 ppb u druhu Agaricus aridicola (v práci byl uveden pod dnes již neužívaným jménem Gyrophragmium dunalii). U dalších analyzovaných druhů hub nepřesáhla koncentrace uranu 51 ppb. Podrobnosti o možné kontaminaci jejich vzorků půdními časticemi lze nalézt v práci Borovičky a kol. (2011). Velmi podrobnou studii publikovali Johanson a kol. (2004), kteří stanovovali koncentrace uranu i thoria v plodnicích hub, půdě i rhizosféře. Plodnice hub byly odebrány v lesním ekosystému poblíž jaderné elektrárny Forsmark ve Švédsku a analyzovány pomocí hmotnostní spektrometrie. Koncentrace prvků rozdělili do 4 skupin: velmi vysoké koncentrace ( > 100 ppm), vysoké koncentrace (10-100 ppm), střední koncentrace (1-10 ppm) a nízké koncentrace (< 1ppm). Uran i thorium patřily mezi prvky s nízkou koncentrací. Koncentrace uranu v plodnicích hub byly v průměru 6 ppb, přičemž nejvyšší naměřená hodnota byla 216 ppb u druhu Cortinarius odorifer. Možností využít neutronovou aktivaci k analýze plodnic hub se zabývali Řanda a kol. (2005). Pro analýzu koncentrace uranu v plodnicích hub použili variantu s epitermální aktivací (ENAA). Analyzovali 23 druhů hub, celkem 32 vzorků. Naměřené koncentrace uranu ve vzorcích nepřesáhly jednotky ppb. Jediným srovnatelným druhem mezi jejich prací a prací Falandysze a kol. (2001) je Boletus edulis. Řanda a kol. (2005) naměřili 12 ppb, což v podstatě odpovídá naměřeným hodnotám Falandysze a kol. (2001). Poslední prací je publikace Campose a kol. z roku 2009, kteří použili jako analytickou metodu (XRF) k analýze 12 druhů hub. Jejich výsledky se výrazně liší od výsledků výše zmiňovaných publikací, pohybují se v rozmezí 0,8±0,35 – 4,13±1,05 ppm Srovnat můžeme pouze analýzu druhu Cantharellus cibarius, kdy naměřili hodnotu 2,3±0,44 ppm, přičemž Řanda a kol. (2005) naměřili u stejného druhu koncentraci 0,0072 ppm. Uvedené rozdíly 22
mohou být způsobeny několika faktory, z nichž lze na prvním místě uvést např. vliv prostředí. Avšak vzhledem k tomu, že autoři udávají vysoké hodnoty i u druhů rostoucích na dřevě (Hypholoma fasciculare, Gymnopilus spectabilis a Omphalotus olearius), u kterých jsou koncentrace kovů obecně nízké (Tyler 1982b) a zároveň udávají nápadně vysoké koncentrace vzácné zeminy Nd (2,8±0,65 – 7,10±0,49 ppm), lze pochybovat o správnosti chemické analýzy – ve studii totiž neuvádějí použití standardních referenčních materiálů.
23
EXPERIMENTÁLNÍ ČÁST
3. Metodika
3.1 Lokality a jejich charakteristika
Houby jsem sbírala na tzv. čistých lokalitách, tedy místech, kde jsem nepředpokládala zvýšené koncentrace uranu. Vzorky jsem sbírala po celé České republice na území s různým geologickým podloží. Využila jsem i vzorky hub, které pochází z archivu mého školitele. Dále jsem sbírala houby na tzv. kontaminovaných lokalitách na Příbramsku, respektive v okolí Bytízu, kde jsem předpokládala zvýšené koncentrace uranu (viz níže).
3.1.1 Čisté lokality Při sběru hub na čistých lokalitách jsem se zaměřila především na druhy, které publikoval Campos a kol. (2009) a na druhy, které jsem nalezla na Příbramsku, aby bylo možné porovnat mnou naměřené hodnoty s hodnotami publikovanými a s hodnotami naměřenými na Příbramsku. Některé druhy, které se mi nepodařilo nalézt v terénu, jsem získala z archivu mého školitele. V CHKO Slavkovský les jsem nasbírala Boletus badius (analyzovány byly jen klobouky), především v okolí obce Kladská na monitorovacích plochách České geologické služby Lysina a Pluhův Bor. Na obou lokalitách se nachází kulturní smrčina, liší se však geologickým podložím. Podloží Lysiny je tvořena granitem (Internet 9) a podloží Pluhova Boru je tvořeno serpentinitem (Internet 10). Tyto lokality jsem vybrala z důvodu možného porovnání vlivu geologického podloží na obsah uranu v houbách. Na granitu se předpokládá vyšší koncentrace uranu než na serpentitnitu (Kabata-Pendias 2001).
3.1.2 Příbramsko Jako kontaminovanou lokalitu jsem zvolila Příbramsko, především okolí Bytízu (Obrázek 4,5). Několik hub jsem nasbírala i u haldy u nedaleké obce Háje. Okolí Příbrami je známé již od 10. století především těžbou stříbra a barevných kovů (Suchara a Sucharová 2003). V 19. století se na Příbramsku vytěžilo více než 97% všech drahých kovů vytěžených v Rakousku-Uhersku. Dnes je Příbramsko známé hlavně kvůli těžbě uranové rudy (uraninit neboli smolinec a další uranové minerály), která zde probíhala v letech 1948-1992. Ložisko bylo těženo 21 šachtami, nejhlubší šachta označená č.16 dosáhla 24
1838 m (Kukal a Reichmann 2000). O rozsahu těžby, která zde probíhala hovoří i plocha hlušinových odvalů o rozloze 130 ha. Na celém okrese Příbram lze nalézt celkem 30,3 mil. m3 odvalů. V roce 1999 zde byla prováděna rozsáhlá studie, která byla zaměřena na biomonitoring spadu celé řady prvků (Suchara a Sucharová 2003). Tato studie odhalila nejen nabohacení uranu v mechu Pleurozium shreberi (Obrázek 2) v okolí Bytízu, ale i v humusu (Obrázek 3). Za hlavní zdroj uranu je považována manipulace s haldami a drcení kameniva na výrobu štěrků z rudních odvalů mezi šachtou č. 16 a 21.
25
Obrázek 2: Koncentrace uranu (ppm) zjištěné v mechu Pleurozium shreberi v okolí Příbrami (Suchara a Sucharová 2003)
26
Obrázek 3: Koncentrace uranu (ppm) v humusovém horizontu půd v okolí Příbrami (Suchara a Sucharová 2003)
27
Obrázek 4: Plochy sběru hub (A, B, C) na haldě u obce Bytíz (podkladem pro tento schematický plánek byla katastrální mapa)
Obrázek 5: Plochy sběru hub (D, E, F) u obce Bytíz (podkladem pro tento schematický plánek byla katastrální mapa)
28
3.1.3 Háje Převážná většina vzorků byla sebrána v okolí Bytízu, ale 12 vzorků bylo sebráno u nedaleké obce Háje (Obrázek 6). Vzorky byly sebrány v lese (smrková monokultura) v těsné blízkosti haldy. Geologické podloží je pravděpodobně silně antropogenně narušené; lokalita prakticky leží na předělu mezi středočeským plutonickým komplexem (hrubozrnný biotitický granit s amfibolem) a jednotkami Barrandienu (sedimentární horniny) (Internet 11).
Obrázek 6: Plochy sběru hub (G a H) u obce Háje (podkladem pro tento schematický plánek byla katastrální mapa)
29
3.2 Sběr a zpracování vzorků hub
Analyzovaný soubor vzorků zahrnuje jak vzorky z archivu mého školitele Jana Borovičky a Zdeňka Řandy z ÚJF AV ČR, tak vzorky sebrané přímo pro účel této práce. Vzorky z čistých (nekontaminovaných) oblastí pocházejí převážně z České republiky, dva byly věnovány T. Stijvem ze Švýcarska a Portugalska. Houby byly rozděleny dle ekologické strategie na ektomykorhizní a saprotrofní (Horak 2005). Vzorky z čistých oblastí (Tabulka 9, 11) zahrunují 34 druhů ektomykorhizních a 29 druhů saprotrofních hub (bližší podrobnosti o vzorcích Příloha 1). Z Lysiny a Pluhova Boru jsem odebrala vzorky druhu Boletus badius (Tabulka 13,14) (bližší podrobnosti o vzorcích Příloha 2). Jako kontaminovanou oblast jsem zvolila Příbramsko (kapitola 3.1.2 ). Největší soubor hub byl sebrán v blízkém okolí haldy dolu Bytízu (šachta 11); zahrnuje 24 druhů saprotrofních a 28 druhů ektomykorhizních hub (Tabulka 15 a 17) (bližší podrobnosti o vzorcích Příloha 3). V okolí obce Háje jsem, spíše pro doplnění, sebrala 6 druhů saprotrofních a 6 druhů ektomykorhizních hub (Tabulka 19) (bližší podrobnosti o vzorcích Příloha 4). Plodnice byly vyjmuty ze substrátu a na místě očištěny pomocí nerezového nože od hrubých nečistot organického původu (zbytky větviček, listí apod.) i anorganického původu (zbytky minerálního substrátu). Poté byly uloženy jednotlivě (podle druhu) do papírových sáčků. Pokud nebylo určení druhu houby na místě možné, byly dodatečně druhy určeny Janem Borovičkou, některé byly uloženy do herbáře mykologického oddělení Národního muzea v Praze. Vzorkovány byly jen plně rozvinuté dospělé plodnice. Po návratu z terénu byly plodnice pečlivě očištěny vlhkým hadříkem od jemných nečistot, případně omyty deionizovanou vodou. Velké plodnice byly rozkrojeny na menší kusy, menší plodnice byly ponechány v celku a usušeny v přenosné sušičce (Rommelsbacher DA 750). Sušení jednotlivých plodnic do konstantní hmotnosti trvalo od několika desítek minut až po několik hodin, v závislosti na velikosti plodnic a obsahu vody. Usušené plodnice byly skladovány v plastových sáčcích se zipem. Pro účely chemické analýzy byly plodnice homogenizovány rozemletím v mlýnku (Bosh KM 13), práškové vzorky byly skladovány v PE lahvičkách nebo v plastových sáčcích se zipem.
30
3.3 Sběr a zpracování vzorků půd
Půdní poměry na sledované lokalitě jsem studovala ve 2 etapách. V první etapě jsem provedla rekognoskaci ve spolupráci s profesionální pedoložkou RNDr. Annou Žigovou, CSc. z GlÚ AV ČR, kdy jsme na studovaném území (kapitola 3.1.2) pomocí sondovací tyče popsaly 16 bodů. U jednotlivých vpichových sond jsme určily mocnost půdních diagnostických horizontů, statigrafie jednotlivých profilů a klasifikace půdního typů podle Němečka a kol. (2011). Po detailním studiu půdních poměrů na sledované lokalitě jsme vybraly reprezentativní stanoviště, na kterém byla s pomocí školitele vykopána půdní sonda tvaru obdélníku 80x200 cm s hloubkou 60 cm, tj. do půdotvorného substrátu. Na základě makromorfologického popisu jsme vydělili půdní diagnostické horizonty a provedli klasifikaci půdního typu. Z jednotlivých půdních horizontů jsme odebrali vzorky pro stanovení pH, totálních a mobilních koncentrací uranu, thoria, olova a stříbra. Pro zjištění koncentrací uranu ve svrchní vrstvě půdy jsem na sledované lokalitě (Bytíz, plochy E, F) odebrala 23 vzorků humusového horizontu. Vzorky jsem uložila do textilních sáčků, ve kterých byly za pokojové teploty vysušeny. Následně jsem je přesítovala na ocelovém pedologickém sítu s velikostí oka 2 mm (frakce jemnozem 1). Reprezentativní část vzorku jsem poté rozemlela v achátovém mlýnu na analytickou jemnost. Až do analýzy pak byly vzorky uchovány v plastových sáčcích se zipem.
31
3.4 Standardní referenční materiály
K potvrzení správnosti analytického stanovení jsem použila standardní referenční materiály (SRM) s certifikovanými koncentracemi analyzovaných prvků. SRM byl zařazen v každém analyzovaném souboru vzorků, správnost analýzy byla tak ověřena v průběhu všech měření. Protože SRM z houbové biomasy s certifikovanými koncentracemi zájmových prvků nejsou
k dispozici,
použila jsem
SRM
BCR-670
(Duck
Weed,
Lemna
minor),
s certifikovanými koncentracemi U a Th. V rámci každého měření jsem také analyzovala interní laboratorní SRM M-122 (Boletus reticulatus) s prověřenými koncentracemi Ag a Pb (Borovička a kol. 2010b). Správnost analýz Pb byla ověřena i s pomocí SRM NIST-1575a (Pine Needles). SRM BCR-670 byl použit i při analýzách ENAA, stejně tak jako SRM BCR667 (Estuarine Sediment). Pro ověření správnosti sekvenční extrakce BCR byl použit SRM BCR-483 (Sewage Sludge Amended Soil) s indikačními hodnotami pro Pb, Cu, Ni, Zn a Cd (Rauret a kol. 2000). Zatímco interní SRM M-122 byl rozkládán stejně jako ostatní vzorky hub (kapitola 3.5), v případě SRM BCR-670 a NIST-1575a, které jsou tvořeny rostlinnou biomasou s obsahem biogenních opálů (fytolitů), bylo třeba zvolit modifikovaný způsob rozkladu. Vzorek jsem v PFA kelímku přelila 5-7 ml destilované koncentrované HNO3 (J.T. Baker) a 2 ml superčisté HF (Merck) a rozkládala na plotně s ostatními vzorky. Po odvíčkování jsem vzorek pomalu odpařovala téměř do sucha s občasným dokapáváním HF. Odparek jsem pak rozpustila ve 2 ml koncentrované HNO3 a dále jsem se vzorkem zacházela stejně jako s houbovou biomasou (viz 3.5.1). Obsahy uranu, thoria, olova a stříbra v SRM a interním laboratorním standardu M-122 jsou uvedeny v Tabulce 2.
Tabulka 2: Certifikované obsahy uranu, thoria s olova v SRM a indikativní hodnoty koncentrací vybraných prvků v interním laboratorním standardu M-122 SRM U (ppm) Th (ppm) BCR-667 2,26 ± 0,15 10 ± 0,5 BCR-670 0,082 ± 0,008 0,159 ± 0,018 NIST-1575a Interní laboratorní standard U (ppm) Th (ppm) M-122 0,01 ± 0,03 0,015 ± 0,03 Zdroj: Internet (12, 13 a 14)
32
Pb (ppm) 0,167 ± 0,015 Pb (ppm) 0,55 ± 0,05
Ag (ppm) Ag (ppm) 7,29 ± 0,43
3.5 Analýza vzorků hub
Pro analýzu plodnic hub jsem použila jako hlavní metodu HR-ICP-MS a pro porovnání analýzy uranu i metodu ENAA. Pro ověření správnosti analytického stanovení jsem použila standardní referenční materiály (viz kapitola 3.4). Charakter použitých metod je odlišný. Metoda HR-ICP-MS je destruktivní, při které je vzorek rozložen a převeden do roztoku, metoda ENAA je nedestruktivní. Kromě U jsem stanovila i koncentrace Ag, Pb, Th a REE (některé tyto výsledky nejsou součástí diplomové práce).
3.5.1 Zpracování a analýza vzorků metodou HR-ICP-MS Příprava vzorků i analýza probíhaly v laboratořích GlÚ AV ČR. Rozklad byl proveden v ultračisté laboratoři v předem pečlivě vyloužených (20% HNO3) PFA kelímcích o objemu 60 ml (Savillex). Pro rozklad jsem navažovala 250-300 mg suchého homogenizovaného vzorku. Problémy s elektrostatickým nábojem, kdy docházelo k rozprostření vzorku po stěnách kelímku nebo dokonce k vylétávání drobných částeček mimo kelímek, byly vyřešeny neutralizací elektrostatického náboje použitím korónového vybíjecího ionizátoru (KERN AC). Vzorek jsem v kelímku přelila 5-7 ml koncentrované HNO3 (J.T. Baker, destilovaná v teflonové aparatuře), kelímek uzavřela víčkem a rozklad pak probíhal přes noc na plotně s teplotou desky 250˚C. Po vychladnutí a vizuální kontrole rozkladu jsem vzorky převedla do předem pečlivě vyloužené (20% HNO3) skleněné odměrné baňky (Pyrex), doplnila na objem 50 ml MQ vodou a převedla do PE lahviček o objemu 50 ml (Kartell). Analýza vzorků proběhla obvykle bezprostředně po rozkladu, případně byly vzorky uchovány v chladničce. Metoda HR-ICP-MS kombinuje ICP (indukčně vázanou plazmu) s MS (hmotnostní spektrometrií). Analytická metoda je rychlá, multielementární a umožňuje rovněž izotopovou analýzu, a to v rozsahu 5 až 250 atomových hmotnostních jednotek (Strnad a kol. 2008). V mém případě šlo o stanovení přístrojem Element 2 (Thermo Scientific). Princip metody je následující: kapalný vzorek (přibližně 2-5% roztok HNO3) je vstříknut do mlžné komory, kde dojde díky inertnímu plynu (Ar) k jeho převedení z kapalného stavu do aerosolu a poté se dostává do hořáku. V plazmovém hořáku dochází k ionizaci při teplotě přibližně 8000 K. Svazek
iontů
prochází
přes
systém
čoček
až
se
iontový svazek
dostane
do
elektromagnetického pole, kde dochází k rozdělení svazku podle hmotnosti iontů. Poté je svazek veden do elektrostatického pole (filtru), kde dochází k selekci měřených izotopů, které jsou následně detekovány pomocí elektronového násobiče. Koncentrace prvků byly stanoveny s pomocí čtyřbodové kalibrační křivky, interním standardem byl izotop 115In, případně 103Rh. 33
3.5.2 Zpracování a analýza vzorků metodou ENAA Metoda ENNA je nedestruktivní, nevyžaduje tedy chemický rozklad vzorku. Pro ozařování se používají tablety houbového prášku o průměru obvykle 16-20 mm slisované na hydraulickém lisu a zatavené v kapslích z čistého PE. Analyzovala jsem tablety o hmotnosti 110-220 mg o průměru 16 mm. Použité standardy (0,09 a 1 µg U) byly vyrobeny pipetováním kalibračního roztoku na chromatografický papír (Whatman) o průměru 16 mm. Podrobné principy této metody a její aplikace pro analýzu hub byla popsány v článku Řandy a kol. (2005). Neutronová
aktivace
s neutronovým tokem 8x10
13
se uskutečnila v reaktoru -2
-1
n cm s a 3x10
13
LVR-15
v ÚJV Řež,
a.s.,
-2
n cm pro termální a rychlé neutrony. Pro
ozáření jsem použila potrubní poštu s 3 sekundovým transportním časem. PE kapsle se vzorky a standardy byly umístěny do kadmiového pouzdra válcového tvaru (průměr 25 mm, výška 10 mm a tloušťka stěny 1 mm). Před samotným ozářením bylo třeba pouzdro ochladit v tekutém dusíku. Ozáření trvalo 30 s, doba vymírání činila 9 minut a měření vzorků 15 min. Gama spektra jsem změřila na planárním detektoru Canberra GL0515R, který má oproti bežně používaným koaxiálním detektorům výhodu vyššího rozlišení pro nízké energie, což je vhodné pro stanovení uranu s gama linkou 74,67 keV (viz níže). Kvůli potlačení příspěvku linky Kα1 o energii 74,969 keV vyvolané interakcí gama a beta záření s Pb krytem detektoru byla vnitřní část krytu vyložena 15 mm vnitřní vrstvou Fe (bližší podrobnosti Příloha 5). Uran byl stanoven s pomocí radioizotopu produkt neutronového záchytu na
238
239
U (74,67 keV, t1/2= 23,53 min), což je
U. Po přibližně třicetidenním vymírání, kdy došlo
významnému snížení aktivity, bylo možno vzorky vyjmout z polyethylenových kapslí a použít je k analýze pomocí HR-ICP-MS, čehož bylo využito u několika vzorků (BCR-670, Bolbitius vitellinus JK 39, Macrolepiota rhacodes JK 51 a JK 52, Suillus luteus JK 86 a Tricholoma populinum JK 41).
34
3.6 Analýza vzorků půd
3.6.1 Stanovení celkových koncentrací Koncentrace uranu, thoria a stříbra jsem ve vzorcích půd stanovila pomocí ENAA. Do PE fólie jsem zatavila 230-290 mg vzorku. Vzorky byly spolu s monitory neutronového toku, referenčním materiálem BCR-670 a multielementními standardy zaletovány v hliníkovém pouzdře a ozářeny v reaktoru po dobu 2 hodin. Po přibližně desetidenním vymírání byly vzorky postupně měřeny na planárním detektoru (podrobnosti viz kapitola 3.5.2). Uran byl stanoven na základě izotopu 239Np (106,13 keV, t1/2= 2,36 d), což je produkt rozpadu 239U. Po přibližně měsíčním vymírání byly na koaxiálním detektoru Canberra GC7020 (relativní účinnost 77,8 %, FWHM 1.87 keV pro 1332,4 keV fotony přes izotop
233
60
Co) změřeny koncentrace Th
Pa (311,9 keV, t1/2= 27.4 d), což je produkt rozpadu izotopu 233Th, který vznikl
neutronovým záchytem na izotopu
232
Th. Koncentrace stříbra byly stanoveny na základě
izotopu 110mAg (657,75 keV, t1/2= 249,88 d). Olovo touto metodou stanovit nelze. Celkové koncentrace olova jsem stanovila metodou HR-ICP-MS. Pro ověření správnosti analýzy jsem použila referenční materiál BCR-667 (Estuarine Sediment). 230-290 mg vzorku půd jsem rozložila ve směsi koncentrované HNO3 (J.T.Baker, destilovaná v teflonu) a HF (Merck). Vzorky z organických horizontů jsem přelila 5 ml HNO3 a 1 ml HF, vzorky z minerálních horizontů a referenční materiál BCR-667 jsem přelila 4 ml HNO3 a 1 ml HF. Rozklad proběhl v teflonových kelímcích v mikrovlnném zařízení (Milestone MLS 1200 Mega). Vzorky jsem doplnila deionizovanou vodou na 100 ml v odměrné baňce (Pyrex), těsně před analýzou byly ředěny. 3.6.2 Sekvenční extrakce Chování potencionálně toxických prvků v životním prostředí závisí na formě, ve které se vyskytují. Způsob jakým je chemický prvek vázán na pevné složky půd ovlivňuje jeho mobilitu a konečně i jeho biodostupnost a jeho toxicitu pro organismy (Bacon a Davidson 2008). K posouzení této vazby a z ní vyplývající mobility prvku jsou využívány jednokrokové či vícekrokové extrakční metody (Kennedy a kol. 1997). Sekvenční extrakční analýza (SEA) je založena na postupném použití různých loužících činidel se vzrůstající extrakční silou (Ettler 2008). Většina SEA vychází z metodiky navržené Tessierem a kol. (1979). Tato metodika má 5 loužících kroků. V rámci
Evropské
komise byla za účelem zjednodušení metodiky a vytvoření standardizované procedury vyvinuta na konci 90. let 20. století tříkroková SEA nazvaná BCR, která je v současnosti
35
jednou z nejpoužívanějších. Pro posouzení mobility prvků v půdních horizontech na studované lokalitě jsem zvolila právě tuto tříkrokovou sekvenční extrakci BCR (Rauret a kol. 1999, 2000). K ověření správnosti extrakčního postupu jsem použila referenční materiál BCR483 (Sewage Sludge Amended Soil), pro který existují indikativní hodnoty (Quevauviller 1998, Rauret a kol. 2000). V Tabulce 3 je popis jednotlivých kroků BCR spolu s cílovými fázemi. V prvním kroku jde především o rozpuštění karbonátu, protože ve svých strukturách mohou obsahovat stopové množství těžkých kovů jako Cd, Pb či Zn. Tato frakce je považována za snadno dostupnou pro živé organismy (Ettler 2008). V druhém kroku dojde k rozpuštění oxidů a hydroxidů Fe a Mn, čímž dojde k uvolnění pevněji vázaných kovů v kyselých redukčních podmínkách. Ve třetím kroku, za použití silného oxidačního činidla, se rozloží sulfidické frakce a organická hmota, na kterou se uran váže (Kabata-Pendias 2001). V reziduální frakci mohou zůstat kovy vázány na silikátové reziduum, proto se doporučuje použití lučavky královské (Ettler 2008).
Tabulka 3: Jednotlivé kroky BCR Krok
Extrakční činidlo
Popis frakce
Cílová fáze
1
0,11 mol l- 1 CH3COOH
vyměnitelná frakce a frakce vodou rozpustná a kyselinou rozpustná
rozpustné a vyměnitelné kationty, kationty vázané na karbonáty
2
0,5 mol l- 1 NH2OH·HCl při pH 1,5
redukovatelná frakce
oxidy a hydroxidy Fe a Mn
3
H2O2 (85 °C), poté 1 mol l- 1 H3COONH4
oxidovatelná frakce
organická hmota a sulfidy
(4) a
lučavka královská
residuální frakce
Poznámka: a výluh pomocí lučavky královské není součástí BCR, ale doporučuje se provést tento rozklad na reziduu a porovnat výsledek s lučavkovým výluhem provedeným na čerstvém vzorku. Zdroj: Ettler (2008)
Aplikovala jsem modifikovanou BCR sekvenční extrakci podle Rauret a kol. (1999). Pro extrakci jsem použila frakci pod 2 mm (jemnozem 1), přičemž jsem dále vzorky nijak neupravovala (sušení za vysokých teplot, mletí aj.), aby co nejlépe vystihly chování prvků v přírodě (Kennedy a kol. 1997); prezentované výsledky jsou průměrné hodnoty ze tří vzorků.
36
Schéma sekvenční extrakce BCR Krok 1 1 g půdy jsem navážila do 50 ml PP centrifugační zkumavky (Falcon), přelila 40 ml extrakčního roztoku a nechala třepat v end-over-end třepačce 16 hodin za pokojové teploty (22±5 °C) rychlostí 30±10 otáček za minutu. Poté se jsem vzorek centrifugovala 20 minut při 3000g a pak jej zfiltrovala přes filtrační papír Whatman Grade 6 do 50 ml PE lahvičky (Kartell). Poté jsem vzorek přelila 20 ml MQ vody a nechala 15 minut třepat (viz výše), pak jsem 20 minut centrifugovala při 3000g a nakonec supernatant slila. Extrakční roztokem byla 0,11 M kyselina octová (J.T.Baker, pro stopovou analýzu); zásobní roztok ledové kyseliny octové byl naředěn MQ vodou. Krok 2 Vzorek jsem přelila 40 ml extrakčního roztoku a nechala třepat v end-over-end třepačce 16 hodin za pokojové teploty (22±5 °C) rychlostí 30±10 otáček za minutu. Poté se jsem vzorek centrifugovala 20 minut při 3000g a pak jej zfiltrovala přes filtrační papír Whatman Grade 6 do 50 ml PE lahvičky (Kartell). Poté jsem vzorek přelila 20 ml MQ vody a nechala 15 minut třepat (viz výše), pak jsem 20 minut centrifugovala při 3000g a nakonec supernatant slila. Extrakčním roztokem byl 0,5 M hydroxylamin hydrochloridu (Fluka, p.a.). Pro jeho přípravu (Rauret a kol. 1999) jsem použila v teflonu destilovanou HNO3 (J.T.Baker) a MQ vodu. Krok 3 K vzorku jsem přidala 10 ml roztoku 30% H2O2 (Penta, p.a.), centrifugační zkumavku jsem mírně zavíčkovala a za občasného třepání nechala 1 hodinu stát při pokojové teplotě. Vzorky jsem poté umístila do vodní lázně o teplotě 85±2°C. Po 1 hodině jsem odstranila víčka, nechala zredukovat objem roztoku na cca 3 ml a přidala dalších 10 ml H2O2. Poté jsem vzorky opět zavíčkovala a nechala rozkládat 1 hodinu při 85±2°C. Vzorky jsem odvíčkovala a nechala odpařováním zredukovat objem na cca 1 ml. Po vyjmutí vzorků z vodní lázně jsem k nim přidala 50 ml roztoku octanu amonného a nechala třepat v end-over-end třepačce 16 hodin za pokojové teploty (22±5 °C) rychlostí 30±10 otáček za minutu. Po ukončení exktrakce jsem centrifugovala 20 minut při 3000g a vzorky zfiltrovala přes filtrační papír Whatman Grade 6 do 50 ml PE lahvičky. Extrakčním roztokem byl 1 M octan amonný (Riedel-de Haën, p.a.) okyselený HNO3 na pH 2±0,1. Pro jeho přípravu byla použita MQ voda.
37
3.6.3 Stanovení pH Měření pH bylo provedeno profesionální pedoložkou RNDr. Annou Žigovou, CSc. z GlÚ AV ČR podle IUSS Working Group WRB (2007). K 10 g sušeného vzorku (frakci <2 mm) bylo přidáno 25 ml destilované vody, či 1 M roztoku KCl. K meření byl použit pH metr 330 s kombinovanou elektrodou SenTix 21.
3.7 Statistická analýza dat
Pro možnost využít všechny zjištěné výsledky stanovení jsem hodnoty pod limitem detekce (1 ppb) v rámci statistického zpracování uvažovala jako poloviční, tj. 0,5 ppb. K výpočtu základních statistických parametrů (minimum, 1. kvartil, medián, 3. kvartil maximum, aritmetický průměr a směrodatná odchylka) jsem použila statistický program R, který je volně dostupný na internetu (http://www.r-project.org/). Program R jsem využila i k výpočtu Spearmenova korelačního koeficientu. K otestování rozdílu mezi lokalitami, na kterých jsem sbírala vzorky hub, jsem použila program Statistica 10. Aby data měla normální rozdělení, bylo je nutno před zpracováním zlogaritmovat (přirozeným logaritmem). K vlastnímu otestování jsem použila dvoucestnou ANOVU, kde vysvětlujícími proměnnými byla ekologická strategie hub a lokality.
38
4 . Výsledky
4.1 Půdy Ve 23 vzorcích humusových horizontů, které jsem odebrala z ploch E a F na lokalitě Bytíz na Příbramsku, jsem stanovila koncentrace uranu, thoria a stříbra (Tabulka 4). Koncentrace stříbra se pohybují v rozmezí 0,11-12,3 ppm a medián je 0,46 ppm. Koncentrace thoria se pohybují v rozmezí 2,52-9,87 ppm a medián je 5,57 ppm. Koncentrace uranu se pohybují v rozmezí 6,08-74,5 ppm a medián je 13,7 ppm. Obsahy olova nebyly stanoveny, jak ale vyplývá z měření v jednotlivých horizontech v půdní sondě (viz níže), pohybují se ve stovkách ppm, a tedy ve výrazném nadbytku oproti ostatním stanovovaným prvkům.
Tabulka 4: Koncentrace uranu, thoria a stříbra v humusových horizontech na lokalitě Bytíz, stanovené pomocí ENAA Sonda H01 H02 H03 H04 H05 H06 H07 H08 H09 H10 H11 H12 H13 H14 H15 H16 H17 H18 H19 H20 H21 H22 H23
Ag (ppm) 0,11 0,36 0,12 0,70 0,51 12,3 0,48 0,88 0,84 0,77 0,92 0,79 1,01 0,60 1,28 0,25 0,63 0,44 0,35 3,41 1,03 1,00 1,18
Souřadnice N 49˚40.856" E 14˚04.178" N 49˚40.861" E 14˚04.180" N 49˚40.866" E 14˚04.189" N 49˚40.721" E 14˚04.180" N 49˚40.712" E 14˚04.207" N 49˚40.733" E 14˚04.232" N 49˚40.703" E 14˚04.241" N 49˚40.715" E 14˚04.254" N 49˚40.713" E 14˚04.274" N 49˚40.708" E 14˚04.246" N 49˚40.715" E 14˚04.287" N 49˚40.703" E 14˚04.320" N 49˚40.714" E 14˚04.324" N 49˚40.744" E 14˚04.321" N 49˚40.740" E 14˚04.308" N 49˚40.750" E 14˚04.287" N 49˚40.741" E 14˚04.281" N 49˚40.775" E 14˚04.300" N 49˚40.772" E 14˚04.315" N 49˚40.762" E 14˚04.309" N 49˚40.746" E 14˚04.308" N 49˚40.748" E 14˚04.291" N 49˚40.750" E 14˚04.316"
39
Th (ppm) 5,56 6,91 8,30 5,24 2,82 4,71 4,08 6,01 7,20 8,22 5,63 8,44 5,37 4,85 4,61 2,52 6,09 5,03 5,46 9,87 7,35 5,92 5,57
U (ppm) 11,5 12,5 74,5 26,0 14,0 23,8 14,7 33,0 23,6 12,3 24,9 27,6 30,8 10,8 13,2 6,08 12,9 10,6 10,0 13,6 13,7 10,8 17,6
Na lokalitě Bytíz (smrčina na granitu, plocha F) byla vykopána sonda a půdní typ byl identifikován jako ranker. Ve vzorcích jednotlivých horizontů v půdním profilu bylo stanoveno pH (Tabulka 5).
Tabulka 5: pH v půdním horizontu odebraném na Bytízu (plocha F) Půdní horizonty F H Ah B/Cr Cr
H2 O 4,89 4,44 3,67 3,54 3,91
KCl 4,27 3,71 2,86 2,98 2,89
Sekvenční extrakce BCR byla aplikována na jednotlivých horizontech (s výjimkou horizontu L tvořeného nerozloženým smrkovým jehličím). Celkové koncentrace sledovaných kovů v horizontech studovaného půdního profilu jsou uvedeny v Tabulce 6.
Tabulka 6: Koncentrace prvků v jednotlivých horizontech v půdním profilu na lokalitě Horizont L F H Ah B/C Cr
Ag
Pb
Th
U
0,18 3,11 5,78 12,2 15,3 21,8
0,43 14,2 23,2 7,16 4,09 5,41
ppm 0,17 0,45 0,99 0,52 0,07 0,06
40,5 425 847 304 42,1 14,8
Správnost provedení BCR extrakce byla ověřena s použitím indikativních hodnot pro olovo ve standardním referenčním materiálu BCR-483 (kapitola 3.4), kdy jsme ve všech krocích stanovili hodnotu v daném referenčním rozmezí (Tabulka 7).
40
Tabulka 7: Ověření správnosti sekvenční extrakce BCR pomocí indikativních hodnot pro olovo v referenčním materiálu BCR-483 Referenční rozmezí BCR ppm 0,32 ± 0,02 0,76 ± 0,70 krok 1 360 ± 0,02 379 ± 21 krok 2 57,5 ± 0,1 66,5 ± 22 krok 3 Poznámka: Výsledek našeho stanovení vyjádřen jako aritmetický průměr výsledků ze 3 vzorků se směrodatnou odchylkou Výsledek
Výsledky sekvenční extrakce BCR pro jednotlivé kovy jsou prezentovány graficky na obrázku 7-10. Jednotlivá barevně rozlišená pole představují procentuální podíl jednotlivých frakcí (krok 1-3, podrobnosti v kapitole 3.6.2); reziduální fáze byla dopočtena jako rozdíl mezi celkovou koncentrací prvku v daném horizontu a sumou mobilních frakcí v rámci kroků 1-3 extrakce BCR. V případě uranu byla zjištěna dominantní vazba na organickou hmotu a sulfidickou fázi, která, stejně jako reziduální fáze, tvořila přibližně 25-60% celkového množství uranu. Vazba na oxidy a hydroxidy Fe/Mn není v případě uranu významná, ve většině případů netvořila ani 10% celkového množství. Ve všech horizontech však byla zastoupena fáze vysoce mobilního uranu, i když nikde nepřekročila hranici 2%.
Obrázek 7: Výsledky sekvenční extrakce BCR pro uran 0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
F krok 1
H
krok 2 Ah
krok 3 reziduum
B/C
Cr
41
Navzdory chemické podobnosti s uranem, thorium bylo dominantně zastoupeno v reziduální frakci, která představovala až 95%. Nejvýraznější diverzita mobility thoria byla zjištěna v organických horizontech F a H, kde byla zastoupena i vysoce mobilní frakce (14%). Oproti uranu je však thorium výrazně méně mobilní.
Obrázek 8: Výsledky sekvenční extrakce BCR pro thorium 0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
F krok 1
H
krok 2 Ah
krok 3 reziduum
B/C
Cr
Přibližně 35-55% stříbra je vázáno na oxidy a hydroxidy Fe/Mn, významná je i vazba na organickou hmotu a sulfidickou fázi, především v horizontech F, H a Ah, kde tato frakce tvoří přibližně 16-40%. Vysoce mobilní frakce však prakticky chybí a v minerálních horizontech je značná část stříbra zastoupena v reziduální fázi (42-55%).
Obrázek 9: Výsledky sekvenční extrakce BCR pro stříbro 0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
F krok 1
H
krok 2 Ah
krok 3 reziduum
B/C
Cr
42
V případě olova byla převážná část tohoto kovu, 70 až téměř 90%, vázána na frakci oxidů a hydroxidů Fe/Mn, Výjimku tvořil horizont B/C, kde byla dominantní reziduální frakce s přibližně 65%. Jako méně významná se ukázala vazba na organickou hmotu (3-17%) a vysoce mobilní frakce je zcela minoritní; významnější je jen v minerálních horizontech Ah, B/C a Cr s 0,7-1,6%.
Obrázek 10: Výsledky sekvenční extrakce BCR pro olovo 0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
F krok 1
H
krok 2 Ah
krok 3 reziduum
B/C
Cr
43
4.2 Houby
4.2.1 Srovnání metod HR-ICP-MS a ENAA Pro ověření kvality analytického stanovení jsem vzorky hub a SRM podrobila analýze pomocí ENAA s následným rozkladem a analýzou HR-ICP-MS. Výsledky jsou uvedeny v Tabulce 8. Získané hodnoty jsou velmi uspokojivě srovnatelné, bližší údaje jsou uvedeny v článku Borovičky a kol. (2011) (Příloha 5).
Tabulka 8: Porovnání stanovených koncentrací ve vzorcích hub a SRM (ppb) s použitím HRICP-MS a ENAA Vzorek
ENAA ICP-MS BCR-670 108 ± 9 74,3 BCR-667 2468 ± 62 Bolbitius vitellinus (JK 39) 11,0 ± 3 9,77 Tricholoma populinum (JK 41) 13,3 ± 2 16,9 Macrolepiota rhacodes (JK 51) 16,5 ± 3 10,5 Macrolepiota rhacodes (JK 52) 20,9 ± 3 17,2 Suillus luteus (JK 71) 134 ± 3 138 Poznámka: Výsledky z ENAA jsou uvedeny s "koncetrační chybou" danou statistickým charakterem metody.
4.2.2 Čisté lokality Přehled výsledků koncentrací sledovaných prvků u analyzovaných ektomykorhizních druhů je uveden v Tabulce 9.
44
Tabulka 9: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v ektomykorhizních houbách z čistých lokalit Podloží GN QS GN QS CA GR GR GR GN PS GR GR SR LM GN SN LM CS OS LM QS GR CS PS GN GR SR PS QS QS GR ? AM LM LM OS GN GR
Druh houby Amanita citrina Amanita muscaria Amanita submembranacea Boletus badius Boletus edulis Boletus edulis Boletus edulis Boletus edulis Cantharellus cibarius Cantharellus cibarius Cantharellus cibarius Cortinarius anomalus Cortinarius anomalus Cortinarius trivialis Elaphomyces sp. Gomphidius glutinosus Hebeloma crustuliniforme Hebeloma sinapizans Hebeloma sinapizans Hebeloma sinapizans Inocybe dulcamara Inocybe geophylla Laccaria amethystina Laccaria sp. Lactarius deterrimus Lactarius lignyotus Lactarius lignyotus Lactarius torminosus Leccinum rufum Paxillus involutus Paxillus involutus Pisolithus arrhizus Ramaria eumorpha Russula exalbicans Russula exalbicans Russula chloroides Russula illota Russula paludosa
Vzorek JK 57 JK 53 JK 246 JK 50 JK 42 JK 55 JK 56 JK 163 JK 44 JK 45 JK 173 JK 228 JK 229 JK 223 JK 249 JK 248 JK 108 JK 82 JK 89 JK 107 JK 241 JK 240 JK 46 JK 47 JK 225 JK 159 JK 160 JK 239 JK 43 JK 54 JK 170 JK 20 JK 87 JK 36 JK 37 JK 244 JK 242 JK 161
45
ppb Ag 209 1765 18637 1361 7672 4314 5339 3071 2597 398 1501 5618 344 3818 1028 108 180 245 96,7 506 281 767 702 176 132 1280 562 740 29494 1773 688 0,06 810 3654 84579 449 1239 904
Pb 1159 116 342 414 553 237 216 166 823 1453 281 502 70,1 102 215 229 28,0 149 689 110 248 712 461 999 146 588 1446 124 720 183 847 316 30,2 128 125 410 167 5731
Th 1,35 3,34 7,78 3,54 7,97 1,57 0,67 4,56 13,1 31,4 4,50 4,51 4,58 20,9 6,02 3,97 <1,00 1,66 15,4 <1,00 49,0 120 5,17 6,09 14,1 3,65 3,79 9,09 16,4 1,81 3,38 398 1,90 30,5 7,29 14,2 6,79 3,19
U 1,08 4,17 26,9 1,42 5,31 6,92 2,70 8,75 4,64 6,45 1,26 4,64 2,72 14,5 4,19 3,10 2,75 6,17 7,37 1,53 17,5 52,5 2,37 5,69 15,2 7,63 0,91 4,04 6,07 1,53 6,47 95,3 <1,00 3,16 1,73 9,7 8,97 0,96
Tabulka 9: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v ektomykorhizních houbách z čistých lokalit (pokračování) ppb Podloží Druh houby Vzorek Ag Pb Th U SR Russula puellaris JK 175 278 5490 5,24 1,36 GR Russula puellaris JK 176 415 936 2,97 53,9 GN Russula subfoetens JK 243 1040 548 8,41 7,34 GN Strobilomyces strobilaceus JK 96 5194 189 30,3 10,7 CS Suillus collinitus JK 88 152 203 6,61 1,57 CS Suillus collinitus JK 102 214 219 2,62 0,59 QS Suillus luteus JK 86 419 1296 3,66 <1,00 QS Suillus luteus JK 93 663 1887 3,65 1,55 QS Suillus luteus JK 236 405 882 8,82 4,28 GN Tricholoma populinum JK 41 2330 61,1 25,8 17,1 SN Tricholoma sulphureum JK 84 296 203 1,36 <1,00 Poznámka: rula (GN), čtvrtohorní sedimenty (QS), karbonský pískovec (CA), proterozoické sedimenty (PS), granit (GR), serpentinit (SR), paleozoický vápenec (LM), křídový vápenec (SN), křídové sedimenty (SN), ordovické sedimenty (OS)
Statistické hodnoty zpracované pro ektomykorhizní druhy hub jsou v Tabulce 10. Nejvyšší koncentrace uranu 95,3 ppb byla zjištěna u druhu Pisolithus arrhizus (JK 20), naopak nejnižší naměřené koncentrace uranu byly pod limitem detekce (pod 1 ppb) u druhů Ramaria eumorpha (JK 87), Suillus luteus JK 86 a Tricholoma sulphureum (JK 84).
Tabulka 10: Vybrané statistické parametry pro ektomykorhizní houby z čistých lokalit Statistické údaje minimum maximum aritmetický průměr 1. kvartil medián 3. kvartil směrodatná odchylka n
Ag
Pb
Th
U
0,50 398 19,0 3,34 5,17 13,1 58,3 49
0,50 95,3 9,31 1,55 4,28 7,63 16,6 49
ppb 0,50 84579 4050 296 740 2330 12750 49
28,0 5731 677 166 281 720 1114 49
Přehled výsledků koncentrací sledovaných prvků u analyzovaných saprotrofních druhů je uveden v Tabulce 11.
46
Tabulka 11: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v saprotrofních houbách z čistých lokalit Podloží QS QS AS GN GN GN GR SR SN SN SN PS AS DM GN QS QS GN SR PS QS GN SN AS QS GR GR GR GR GN QS GN QS CS CS GN GR SR
Druh houby Agaricus arvensis Agaricus campestris Agaricus campestris Agaricus silvaticus Armillaria ostoyae Bolbitius vitellinus Calocera viscosa Calocera viscosa Calvatia excipuliformis Calvatia excipuliformis Calvatia excipuliformis Clitocybe costata Clitocybe fragrans Clitocybe geotropa Clitocybe nebularis Gymnopilus spectabilis Gymnopilus spectabilis Helvella lacunosa Hygrophoropsis aurantiaca Hypholoma fasciculare Hypholoma fasciculare Lepista flaccida Lepista nuda Leucoagaricus leucothites Lycoperdon foetidum Macrolepiota procera Macrolepiota procera Macrolepiota rhacodes Macrolepiota rhacodes Macrolepiota rhacodes Mycena epipterygia Mycena pura Mycena zephirus Omphalotus olearius Pleurotus pulmonarius Pluteus cervinus Rhodocollybia butyracea Rhodocollybia butyracea
Vzorek JK 49 JK 22 JK 77 JK 231 JK 233 JK 39 JK 171 JK 172 JK 40 JK 59 JK 81 JK 104 JK 245 JK 79 JK 224 JK 97 JK 98 JK 90 JK 178 JK 92 JK 95 JK 230 JK 80 JK 38 JK 235 JK 01 JK 247 JK 51 JK 52 JK 232 JK 237 JK 234 JK 103 JK 83 JK 99 JK 91 JK 226 JK 227
47
ppb Ag 8390 6,55 66672 3153 1598 236 79,9 41,3 1787 1917 2154 7954 1229 2444 3710 987 26966 494 763 1877 1302 377 1104 48940 1192 1,95 977 5326 4336 3779 187 1005 148 1383 7545 221 2836 1594
Pb 4556 0,08 1089 973 82,6 253 239 318 2487 1620 1019 1014 4757 649 154 120 41,5 49,4 2497 190 207 102 737 401 504 10,9 414 2519 2396 334 175 50,8 101 54,6 126 92,2 1116 1076
Th 2,61 3,01 11,8 10,2 5,09 122 4,88 4,23 2,83 1,04 1,37 0,75 24,4 31,6 4,26 0,73 0,93 6,03 8,32 8,58 <1,00 5,01 2,69 8,29 14,1 2,75 10,58 3,15 4,73 5,03 9,85 13,9 1,15 1,51 11,4 1,76 5,69 4,14
U 1,89 9,02 14,7 70,6 2,97 13,4 16,1 5,64 3,77 1,96 <1,00 3,85 15,7 5,04 3,69 4,10 4,18 1,33 1,81 3,28 <1,00 2,95 <1,00 1,42 5,07 1,89 4,59 13,4 17,8 2,95 5,04 5,57 <1,00 <1,00 3,25 1,10 5,69 3,87
Tabulka 11: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v saprotrofních houbách z čistých lokalit (pokračování) ppb Ag Pb Th U CS Tricholomopsis rutilans JK 78 617 649 1,05 1,81 QS Tricholomopsis rutilans JK 85 8343 274 2,95 <1,00 GN Tricholomopsis rutilans JK 94 5069 418 1,56 <1,00 GR Tricholomopsis rutilans JK 100 6141 109 <1,00 3,95 GN Tricholomopsis rutilans JK 101 5601 624 <1,00 <1,00 Poznámka: rula (GN), čtvrtohorní sedimenty (QS), karbonský pískovec (CA), proterozoické sedimenty (PS), granit (GR), serpentinit (SR), paleozoický vápenec (LM), křídový vápenec (SN), křídové sedimenty (SN), ordovické sedimenty (OS) Podloží
Druh houby
Vzorek
Statistické hodnoty zpracované pro saprotrofní druhy hub jsou v Tabulce 12. Nejvyšší koncentrace uranu 70,6 ppb byla naměřená u druhu Agaricus silvaticus (JK 231). Naopak nejnižší naměřené koncentrace uranu byly pod limitem detekce (pod 1 ppb) u druhů Calvatia excipuliformis (JK 81), Hypholoma fasciculare (JK 95), Lepista nuda (JK 80), Mycena zephirus (JK 103), Omphalotus olearius (JK 83) a Tricholomopsis rutilans (JK 85, JK 94, JK 101).
Tabulka 12: Vybrané statistické parametry pro saprotrofní houby z čistých lokalit Statistické údaje minimum maximum aritmetický průměr 1. kvartil medián 3. kvartil směrodatná odchylka n
Ag
Pb
Th
U
0,50 122 8,55 1,54 4,23 8,45 18,8 43
0,50 70,6 6,22 1,62 3,69 5,32 11,1 43
ppb 1,95 66672 5592 690 1598 4703 12639 43
0,06 4757 805 115 334 1017 1117 43
Přehled výsledků naměřených koncentrací sledovaných prvků v kloboucích druhu Boletus badius z Lysiny je v Tabulce 13.
48
Tabulka 13: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v kloboucích druhu Boletus badius z Lysiny Podloží
Druh houby
GR Boletus badius GR Boletus badius GR Boletus badius GR Boletus badius GR Boletus badius GR Boletus badius GR Boletus badius GR Boletus badius GR Boletus badius GR Boletus badius GR Boletus badius GR Boletus badius GR Boletus badius GR Boletus badius GR Boletus badius GR Boletus badius Poznámka: granit (GR)
ppb
Vzorek
Ag 9394 4811 3307 1597 7028 18069 8545 1970 3279 7469 4329 18141 2880 3503 7396 4625
JK 115 JK 117 JK 122 JK 123 JK 127 JK 128 JK 130 JK 131 JK 142 JK 143 JK 144 JK 145 JK 146 JK 147 JK 154 JK 158
Pb 211 102 115 206 95,2 199 225 132 199 131 145 389 91,0 119 176 225
Th <1,00 <1,00 <1,00 <1,00 <1,00 <1,00 <1,00 <1,00 <1,00 <1,00 <1,00 <1,00 <1,00 <1,00 <1,00 <1,00
U 0,94 0,54 <1,00 1,43 2,22 0,98 0,84 3,66 0,73 <1,00 <1,00 0,85 <1,00 <1,00 2,03 1,67
Přehled výsledků naměřených koncentrací sledovaných prvků v kloboucích druhu Boletus badius z Pluhova Boru je v Tabulce 14.
Tabulka 14: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v kloboucích druhu Boletus badius z Pluhova Boru Podloží SR SR SR SR SR SR SR SR SR SR
Druh houby Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius
ppb
Vzorek
Ag 793 1111 786 1078 2546 933 2117 453 1257 1795
JK 116 JK 118 JK 119 JK 121 JK 124 JK 125 JK 129 JK 132 JK 135 JK 136 49
Pb 105 126 119 60,2 157 106 56,9 147 97,2 186
Th 3,83 ˂1,00 ˂1,00 ˂1,00 ˂1,00 ˂1,00 ˂1,00 0,60 ˂1,00 ˂1,00
U 1,53 ˂1,00 0,86 ˂1,00 0,96 0,51 ˂1,00 0,80 0,75 1,20
Tabulka 14: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v kloboucích druhu Boletus badius z Pluhova Boru (pokračování) Podloží
Druh houby
SR Boletus badius SR Boletus badius SR Boletus badius SR Boletus badius SR Boletus badius SR Boletus badius Poznámka: serpentinit (SR)
ppb
Vzorek
Ag 933 671 1270 1432 1984 1216
JK 137 JK 138 JK 139 JK 140 JK 141 JK 157
Pb 87,2 73,3 44,5 63,7 130 270
Th ˂1,00 ˂1,00 ˂1,00 3,68 ˂1,00 ˂,00
U 0,56 ˂1,00 ˂1,00 3,04 ˂1,00 0,66
4.2.3 Příbramsko Přehled výsledků koncentrací sledovaných prvků u analyzovaných ektomykorhizních druhů z lokality Bytíz je uveden v Tabulce 15.
Tabulka 15: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v ektomykorhizních houbách z Bytízu Podloží GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR
Druh houby Amanita muscaria Amanita submembranacea Boletus badius Boletus edulis Cantharellus cibarius Cantharellus cibarius Cortinarius trivialis Elaphomyces sp. Gomphidius glutinosus Inocybe dulcamara Inocybe dulcamara Inocybe dulcamara Lactarius controversus Lactarius controversus Lactarius deterrimus Lactarius torminosus Leccinum rufum Leccinum rufum Leccinum scabrum
Vzorek JK 04 JK 68 JK 13 JK 05 JK 187 JK 190 JK 195 JK 250 JK 201 JK 64 JK 65 JK 197 JK 200 JK 202 JK 185 JK 196 JK 06 JK 08 JK 72 50
Ag 14,6 48157 1,03 12,3 1091 3861 832 1865 101 5595 4226 1302 2860 2734 58,5 482 1,40 1,30 768
ppb Pb 0,53 2653 0,52 4,95 260 832 222 226 401 4316 9987 174 297 583 217 302 0,70 0,38 3516
Th 3,76 45,4 6,04 3,64 12,9 6,11 11,7 15,3 7,64 49,3 40,7 8,73 18,8 22,1 6,52 5,46 5,55 6,36 4,04
U 29,8 94,6 5,88 19,3 39,0 15,5 128 30,3 16,5 1978 1004 78,5 47,1 94,0 65,2 137 33,7 58,3 78,9
Tabulka 15: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v ektomykorhizních houbách z Bytízu (pokračování) Podloží
Druh houby
GR Paxillus involutus GR Pisolithus arrhizus GR Ramaria eumorpha GR Russula aeruginea GR Russula exalbicans GR Russula exalbicans GR Russula exalbicans GR Russula chloroides GR Russula illota GR Russula ochroleuca GR Russula puellaris GR Russula puellaris GR Russula subfoetens GR Suillus collinitus GR Suillus luteus GR Suillus luteus GR Suillus luteus GR Suillus luteus GR Tricholoma populinum GR Xerocomus chrysenteron Poznámka: granit (GR)
Vzorek JK 216 JK 19 JK 183 JK 194 JK 61 JK 62 JK 203 JK 184 JK 205 JK 209 JK 189 JK 206 JK 204 JK 191 JK 71 JK 73 JK 74 JK 75 JK 15 JK 199
Ag 2652 0,42 1817 1991 612 590 842 1039 93,0 75,2 308 257 214 2629 648 813 689 403 1,15 1590
ppb Pb 523 67,6 1065 2170 1867 4187 84,5 236 314 3434 1268 7822 497 2761 5379 4359 8353 10181 0,44 844
Th 3,1 11,7 8,26 8,72 3,00 5,61 6,41 13,2 7,32 6,17 5,41 6,85 9,20 23,5 5,54 6,80 9,8 20,3 22,8 5,43
U 3,3 386 47,1 24,9 36,0 46,3 248 60,8 138 17,5 70,8 13,9 97,1 314 139 160 102 151 323 13,7
Statistické hodnoty zpracované pro ektomykorhizní druhy hub jsou v Tabulce 16. Nejvyšší koncentrace uranu 1978 ppb byla zjištěna u druhu Inocybe dulcamara (JK 64), naopak nejnižší naměřené koncentrace uranu byla 3,30 ppb u druh Paxillus involutus (JK 216).
51
Tabulka 16: Vybrané statistické parametry pro ektomykorhizní druhy hub z Bytízu Ag
Statistické údaje minimum maximum aritmetický průměr 1. kvartil medián 3. kvartil směrodatná odchylka n
Pb
Th
U
3,00 49,3 12,0 5,58 7,32 13,5 11,2 39
3,30 1978 163 30,0 65,2 138 344 39
ppb 0,42 48157 2339 97,0 689 1841 7646 39
0,38 10181 2036 219 523 3097 2854 39
Přehled výsledků koncentrací sledovaných prvků u analyzovaných saprotrofních druhů je uveden v Tabulce 17.
Tabulka 17: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v saprotrofních houbách z Bytízu Podloží GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR GR
Druh houby Agaricus arvensis Agaricus arvensis Agaricus leucotrichus Agaricus silvaticus Armillaria ostoyae Bolbitius vitellinus Calocera viscosa Calvatia excipuliformis Calvatia excipuliformis Clitocybe costata Clitocybe costata Clitocybe costata Clitocybe fragans Clitocybe nebularis Helvella lacunosa Hypholoma fasciculare Lepiota magnispora Lepista flaccida Lepista nuda Leucoagaricus leucothites
Vzorek JK 02 JK 07 JK 48 JK 188 JK 221 JK 66 JK 180 JK 03 JK 214 JK 63 JK 219 JK 238 JK 26 JK 212 JK 67 JK 207 JK 192 JK 222 JK 210 JK 193
52
Ag 28,9 53,9 15510 27598 7518 1276 59,6 7,24 8090 6054 5567 4657 0,14 7398 13600 250 4599 6151 14004 19266
ppb Pb 5,16 12,4 13129 35476 6,17 3155 946 7,93 45467 8904 78,6 1868 3,19 9628 6837 452 5394 1598 15923 1964
Th 7,14 10,2 5,69 12,0 19,9 14,2 17,7 4,04 5,35 35,0 400 7,88 38,5 4,30 38,0 3,46 6,84 5,5 4,6 12,6
U 78,2 56,4 26,3 308 115 319 106 320 134 438 694 7,13 87,4 57,1 2611 5,28 357 255 51,4 696
Tabulka 17: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v saprotrofních houbách z Bytízu (pokračování) Podloží
Druh houby
Vzorek
GR Lycoperdon foetidum GR Lycoperdon perlatum GR Lycoperdon perlatum GR Lycoperdon perlatum GR Macrolepiota procera GR Macrolepiota procera GR Macrolepiota procera GR Macrolepiota procera GR Macrolepiota rhacodes GR Mycena pura GR Mycena zephirus GR Mycena zephirus GR Psathyrella spadiceogrisea GR Rhodocollybia butyracea Poznámka: granit (GR)
JK 186 JK 213 JK 217 JK 218 JK 179 JK 181 JK 182 JK 211 JK 215 JK 198 JK 14 JK 208 JK 69 JK 220
Ag 7773 8346 16372 6535 8556 5257 8356 3589 25804 815 1,55 318 1758 7495
ppb Pb 72009 32108 36425 26665 8237 21266 28584 14377 14531 195 3,86 651 481 3185
Th 16,7 2,9 4,9 4,7 3,0 5,3 4,9 2,8 5,3 5,7 25,7 4,6 26,7 6,33
U 138 68,1 134 87,9 54,5 59,0 66,7 86,7 66,0 25,6 76,8 9,1 52,3 93,3
Statistické hodnoty zpracované pro saprotrofní druhy hub jsou uvedeny v Tabulce 18. Nejvyšší koncentrace uranu 2611 ppb byla zjištěna Helvella lacunosa (JK 67), naopak nejnižší naměřené koncentrace uranu byla 5,28 ppb u druhu Hypholoma fasciculare (JK 207).
Tabulka 18: Vybrané statistické parametry pro saprotrofní druhy hub z Bytízu Statistické údaje minimum maximum aritmetický průměr 1. kvartil medián 3. kvartil směrodatná odchylka n
Ag 0,14 27598 7137 930 6102 8353 7137 34
53
Pb ppb 3,19 72009 12046 459 4289 15575 12046 34
Th
U
2,80 400,0 22,8 4,75 6,02 16,1 22,7 34
5,28 2611 228 56,6 87,1 226 228 34
Houby sebrané v okolí obce Háje jsem rozdělila na ektomykorhizní a saprotrofní druhy. Přehled výsledků koncentrací sledovaných prvků u analyzovaných ektomykorhizních a saprotrofních druhů je společně uveden v Tabulce 19.
Tabulka 19: Naměřené hodnoty koncentrací stříbra, olova, thoria a uranu v houbách z lokality Háje Ekologie Podloží
Druh houby
ppb
Vzorek
Ag Pb E GR* Amanita citrina JK 23 0,93 3,66 E GR* Boletus badius JK 11 3,10 0,49 E GR* Inocybe geophylla JK 28 0,73 2,15 E GR* Laccaria amethystina JK 25 0,20 4,32 E GR* Paxilus involutus JK 09 2,18 3,83 E GR* Tricholoma sulhureum JK 12 0,65 0,60 S GR* Agaricus arvensis JK 17 12,7 6,18 S GR* Leucoagaricus leucothites JK 24 2,77 3,42 S GR* Lycoperdon cf. perlatum JK 16 6,53 17,6 S GR* Macrolepiota rhacodes JK 10 10,4 8,67 S GR* Mycena epipterygia JK 27 0,66 1,66 S GR* Mycena zephirus JK 18 0,26 1,82 Poznámka: ektomykorhizní (E), saptrotrofní (S), pravděpodobně granit (GR*)
Th 2,33 2,50 17,3 9,11 6,61 2,62 4,21 4,74 12,6 3,84 8,51 18,7
U 4,33 4,64 18,2 16,8 15,4 4,02 18,7 18,1 310 11,0 12,8 15,4
Přehledné srovnání naměřených obsahů uranu u stejných druhů hub nasbíraných na Příbramsku a čistých lokalitách je uvedeno v Tabulce 20.
Tabulka 20: Srovnání naměřených obsahů uranu u stejných druhů z čistých lokalit a Bytízu Druh houby
Čisté lokality Vzorek U (ppb)
Agaricus arvensis
JK 49
1,89
Agaricus silvaticus Amanita muscaria Amanita submembranacea Armillaria ostoyae Bolbitius vitellinus
JK 231 JK 53 JK 246 JK 233 JK 246
70,6 4,17 26,9 2,97 26,9
54
Vzorek JK 02 JK 07 JK 188 JK 04 JK 68 JK 221 JK 66
Bytíz U (ppb) 78,2 56,4 308 29,8 94,6 115 319
Tabulka 20: Srovnání naměřených obsahů uranu u stejných druhů z čistých lokalit a Bytízu (pokračování) Druh houby Boletus badius Boletus edulis
Calocera viscosa Calvatia excipuliformis
Cantharellus cibarius
Čisté lokality vzorek U (ppb) JK 50 1,42 JK 42 5,31 JK 55 6,92 JK 56 2,70 JK 163 8,75 JK 171 16,1 JK 172 5,64 JK 40 3,77 JK 59 1,96 JK 81 ˂1,00 JK 44 4,64 JK 45 6,45 JK 173 1,26
Clitocybe costata
JK 104
3,85
Clitocybe fragans Clitocybe nebularis Cortinarius trivialis Elaphomyces sp. Gomphidius glutinosus Helvella lacunosa
JK 245 JK 224 JK 223 JK 249 JK 248 JK 90 JK 92 JK 95
15,7 3,69 14,5 4,19 3,10 1,33 3,28 ˂1,00
Hypholoma fasciculare Inocybe dulcamara
JK 241
17,5
Lactarius deterrimus Lactarius torminosus
JK 225 JK 239
15,2 4,04
Leccinum rufum
JK 43
6,07
Lepista flaccida Lepista nuda Leucoagaricus leucothites Lycoperdon foetidum
JK 230 JK 80 JK 38 JK 235
2,95 ˂1,00 1,42 5,07
JK 01
1,89
JK 247
4,59
Macrolepiota procera
55
Bytíz vzorek JK 13
U (ppb) 5,88
JK 05
19,3
JK 180
106
JK 03
320
JK 214
134
JK 187
39,0
JK 190
15,5
JK 63 JK 219 JK 238 JK 26 JK 212 JK 195 JK 250 JK 201 JK 67
438 694 7,13 87,4 57,1 128 30,3 16,5 2611
JK 207
5,28
JK 64 JK 65 JK 197 JK 185 JK 196 JK 06 JK 08 JK 222 JK 210 JK 193 JK 186 JK 179 JK 181 JK 182
1978 1004 78,5 65,2 137 33,7 58,3 255 51,4 696 138 54,5 59,0 66,7
Tabulka 20: Srovnání naměřených obsahů uranu u stejných druhů z čistých lokalit a Bytízu (pokračování)
Mycena pura
Čisté lokality vzorek U (ppb) JK 51 13,4 JK 52 17,8 JK 232 2,95 JK 234 5,57
Mycena zephirus
JK 103
˂1,00
JK 54 JK 170 JK 20 JK 87 JK 226 JK 227 JK 36
1,53 6,47 95,3 ˂1,00 5,69 3,87 3,16
JK 37
1,73
JK 244 JK 242 JK 175 JK 176 JK 243 JK 88 JK 102 JK 86 JK 93
9,7 8,97 1,36 53,9 7,34 1,57 0,59 ˂1,00 1,55
JK 236
4,28
JK 41
17,1
Druh houby Macrolepiota procera Macrolepiota rhacodes
Paxillus involutus Pisolithus arrhizus Ramaria eumorpha Rhodocollybia butyracea Russula exalbicans Russula chloroides Russula illota Russula puellaris Russula subfoetens Suillus collinitus
Suillus luteus
Tricholoma populinum
56
Bytíz vzorek U (ppb) JK 211 86,7 JK 215
66,0
JK 198 JK 14 JK 208
25,6 76,8 9,1
JK 216
3,3
JK 19 JK 183
386 47,1
JK 220
93,3
JK 61 JK 62 JK 203 JK 184 JK 205 JK 189 JK 206 JK 204
36,0 46,3 248 60,8 138 70,8 13,9 97,1
JK 191
314
JK 71 JK 73 JK 74 JK 75 JK 15
139 160 102 151 323
4.2.4 Srovnání naměřených dat s daty publikovanými v literatuře V Tabulce 21 jsou koncentrace uranu naměřené u druhů, které publikovali Campos a kol. (2009), porovnány s našimi výsledky z čistých lokalit.
Tabulka 21: Srovnání stanovených koncentrací uranu v plodnicích hub získaných metodami HR-ICP-MS (Borovička a kol. 2011, Příloha 5) a XRF (Campos a kol. 2009) Druh
Vzorek
Agaricus campestris Agaricus campestris Cantharellus cibarius Cantharellus cibarius Cantharellus cibarius Clitocybe geotropa Gymnopilus spectabilis Gymnopilus spectabilis Hebeloma sinapizans Hebeloma sinapizans Hebeloma sinapizans Hypholoma fasciculare Hypholoma fasciculare Macrolepiota procera Macrolepiota procera Omphalotus olearius Pisolithus arrhizus Tricholomopsis rutilans Tricholomopsis rutilans Tricholomopsis rutilans Tricholomopsis rutilans Tricholomopsis rutilans
JK 77 JK 22 JK 44 JK 45 JK 173 JK 79 JK 98 JK 97 JK 89 JK 82 JK 107 JK 92 JK 95 JK 01 JK 247 JK 83 JK 20 JK 78 JK 85 JK 94 JK 100 JK 101
U (ppb) Borovička a kol. (2011) Campos a kol. (2009) 14,7 4100±390 9,02 4,64 2300±440 6,45 1,26 5,04 800±350 4,18 1630±210 4,10 7,37 2360±330 6,17 1,53 3,28 4130±1050 ˂1,00 1,89 1800±70 4,59 0,08 1430±40 95,3 1630±290 1,81 ˂1,00 1560±400 ˂1,00 3,95 ˂1,00
4.2.5 Statistická analýza V Tabulce 22 jsou uvedeny hodnoty Spearmenova korelačního koeficientu pro jednotlivé analyzované prvky v čistých lokalitách a na Bytízu. Signifikantní pozitivní korelace U-Th byla zjištěna u obou ekologických skupin hub z čistých i kontaminovaných lokalit.
57
Tabulka 22: Korelační analýza: hodnoty Spearmanova korelačního koeficientu rs Čisté lokality Ag Pb 0,11 -0,06 ECM 49 U -0,04 0,19 SAP 43 U Bytíz Ekologie n Prvky Ag Pb 0,10 0,19 ECM 39 U 0,17 0,08 SAP 34 U Poznámka: *Pozitivní korelace signifikantní na hladině významnosti α = 0.01 Ekologie
Pomocí
n
Prvky
statistického
testu
(dvoucestná
ANOVA)
jsem
Th 0.60* 0.53* Th 0.53* 0.44*
otestovala
rozdíl
v koncentracích uranu v plodnicích hub z čistých lokalit a Bytízu. Jak v případě ektomykorhizních, tak i saprotrofních hub se podařilo prokázat signifikantní rozdíl mezi čistými a kontaminovanými lokalitami. Koncentrace uranu v houbách na Bytízu jsou tedy statisticky významně bohatší uranem a koncentrace jsou přibližně 4krát vyšší (p = 75,7%).
58
5. Diskuze
5.1. Půdní substráty Koncentrace uranu v půdách na lokalitě Bytíz lze považovat za zvýšené, jelikož hodnoty pro uran v půdách, které uvádí např. Kabata-Pendias (2001), se pohybují v nižších jednotkách ppm. Koncentrace stříbra na stejné lokalitě lze považovat za normální, naopak koncentrace olova v půdě, i když byla zjištěna jen v rámci jediné půdní sondy, je výrazně vyšší oproti publikovanému průměru 32 ppm (Kabata-Pendias 2001). To je nepochybně důsledek dlouhodobé atmosférické depozice olova z kovohuti ve Lhotě u Příbrami, což ukázala i biomonitorovací studie Suchary a Sucharové (2003). Sekvenční extrakce BCR ukázala významné rozdíly v chování sledovaných prvků v půdním profilu. Ve všech horizontech půdního profilu byla zastoupena mobilní fáze uranu a ačkoliv nepřekročila hranici 2%, činí z uranu nejmobilnější prvek z prvků stanovovaných. Pomocí sekvenční extrakce BCR bylo potvrzeno, že se uran dominantně váže na organickou hmotu a sulfidickou fázi, což uvádějí jak Alloway (1997), tak Kabata-Pendias (2001). Přes chemickou podobnost s uranem je mobilita thoria velice nízká, největší diverzita fází u thoria byla zjištěna v organických horizontech, což může souviset s uvolněním minoritních mobilních frakcí thoria v průběhu dekompozice organické hmoty. Převážná část stříbra je vázána na oxidy a hydroxidy Fe/Mn a organickou hmotu. Stejně tak olovo se dominantně váže na frakci oxidů a hydroxidů Fe/Mn. Vysoce mobilní frakce je zcela minoritní jak u stříbra, tak u olova. Jak ukazují tyto výsledky, jednotlivé prvky v horizontech půdního profilu vykazují velké rozdíly v mobilitě a vazbě na jednotlivé půdní složky, což by mohlo mít vliv na bioakumulaci těchto prvků v houbách.
5.2 Houby Jelikož lze výsledky analýz SRM považovat za uspokojivé, lze výsledky získané s použitím metod ENAA a HR-ICP-MS považovat za správné. Analýzou plodnic stejných druhů hub, které byly publikovány Camposem a kol. (2009) jsem dospěla k výrazně odlišným výsledkům. Zatímco autoři analýzou pomocí XRF zjistili běžně až o tři řády vyšší koncentrace uranu (jednotky ppm). Tento výrazný rozdíl může být způsoben např. nesprávným použitím analytické metody nebo environmentálními faktory. Jelikož Campos a kol. (2009) nepoužili při měření SRM, nelze přesně určit příčinu odlišných koncentrací uranu. Jejich výsledky jsou však o 3 řády vyšší i u obsahů thoria a obecně vyšší i u olova, i když ne tak výrazně. Vliv environmentálních faktorů (kontaminace podloží uranem aj.) můžeme 59
vyloučit, protože ani na Příbramsku jsme běžně nenalezli tak vysoké koncentrace, jako udávají Campos a kol. (2009); srovnej např. Cantharellus cibarius, Lactarius controversus a Macrolepiota procera. Nejpravděpodobnější je nesprávné použití a interpretace metody XRF (Borovička a kol. 2011). Zanalyzovala jsem 29 druhů ektomykorhizních hub a 34 druhů saprotrofních hub z čistých lokalit. Naměřené koncentrace uranu jsou velmi nízké a pohybují se v rozsahu 0,5095,3 ppb u ektomykorhizních druhů a 0,50-70,6 ppb u saprotrofních druhů. Koncentrační rozsah thoria u ektomykorhizních druhů je 0,50-398 ppb a 0,50-122 ppb u saprotrofních druhů. Řada měření byla pod limitem detekce. Tyto výsledky odpovídají koncentracím, které publikovali Falandysz a kol. (2001). Naopak koncentrace stříbra a olova jsou v porovnání s uranem a thoriem mnohonásobně vyšší. Z kontaminované lokality Bytíz jsem zanalyzovala 28 ektomykorhizních druhů a 24 saprotrofních druhů hub. Neměřené koncentrace uranu se pohybují v rozsahu 3,30-1978 ppb u ektomykorhizních druhů a 5,28-2611 u saprotrofních druhů hub. Koncentrační rozsah thoria u ektomykorhizních druhů je 3,00-49,3 ppb a 2,80-400 ppb u saprotrofních druhů. Statistická analýza prokázala významný rozdíl mezi koncentracemi uranu zjištěnými v houbách z čistých lokalit a z Bytízu, a to jak u ektomykorhizních, tak i u saprotrofních druhů hub. Tento rozdíl lze považovat za důsledek kontaminace prostředí. I přes prokazatelný rozdíl jsou stanovené koncentrace uranu velmi nízké, v čistých lokalitách nepřesahují desítky ppb a na Bytízu dosahují jen zcela výjimečně jednotek ppm. Rozdíl v koncentraci uranu mezi čistými lokalitami a Bytízem je patrný na první pohled bez statistické analýzy (Tabulka 20). Koncentrace uranu a thoria v plodnicích hub spolu korelují jak na čistých lokalitách, tak i na Bytízu, a to přes jejich rozdílnou mobilitu v půdních substrátech na této lokalitě! To může být způsobeno obdobným způsobem absorbce obou prvků myceliem, tedy biologickými faktory. Přestože je v půdě k dispozici uran v celé řadě forem a má největší mobilitu ze stanovovaných prvků, vyskytuje se v houbách ve velmi nízkých koncentrací, na rozdíl od stříbra, které je však mobilní jen minimálně. Proto se lze domnívat, že chemické chování prvku v půdě nehraje při akumulaci prvku v plodnicích hub takový vliv, jako selektivní akumulace prvku houbou, jde tedy především o biologickou činnost houby. Přestože Fomina a kol. (2007, 2008) usuzují na možnou významnou roli hub v biogeochemii uranu, moje výsledky naznačují spíše minoritní roli, přinejmenším v porovnání např. se stříbrem. Bylo by třeba zjistit, zda se uran výrazně nekoncentruje v mycéliích anebo v mykorhizách. Moje výsledky nemohou prokázat vliv podloží na obsah uranu v plodnicích hub. Přestože jsem nasbírala velké množství vzorků druhu Boletus badius na lokalitách 60
s kontrastním geologickým podložím (Lysina a Pluhův Bor), ukázalo se, že tento druh je pro tuto studii nevhodný, protože uran i thorium se v něm vyskytují ve velmi nízkých koncentracích (na hranici detekce). Pro takovou studii by byl vhodný druh se zvýšenou schopností koncentrovat uran, ten jsem však v rámci svého šetření neidentifikovala. Vzhledem k tomu, že ani kontaminace prostředí uranem neukázala výrazný rozdíl oproti čistým lokalitám, lze soudit, že podobná studie by ani neměla velký význam. Protože koncentrace uranu nejsou vysoké ani na kontaminovaných lokalitách, jen výjimečně přesahují 1 ppm, nedomnívám se, že by tento prvek – přes svou toxicitu (Craft a kol. 2004) – mohl představovat zdravotní riziko pro konzumenty hub, přinejmenším ve srovnání s jinými toxickými těžkými kovy jako jsou kadmium a rtuť, které jsou v houbách významně akumulovány (Kalač a Svoboda 1999).
61
6. Závěr
Naměřené koncentrace uranu (i thoria) v houbách z čistých lokalit jsou velmi nízké, a to jak v porovnání s koncentracemi stříbra, které je houbami významně akumulováno, tak i v porovnání s olovem. Uran kladně koreluje s thoriem, a to jak na čistých lokalitách, tak i na kontaminované lokalitě na Příbramsku (Bytíz). Kontaminace prostředí uranem se projevuje zvýšenými koncentracemi uranu v plodnicích hub, avšak reálné hodnoty jsou nízké a jen výjimečně dosahují jednotek ppm. Vzhledem k nízkým koncentracím uranu v plodnicích nelze předpokládat riziko pro konzumenty hub. Neprokázala jsem vliv mobility uranu, thoria, stříbra a olova v půdním profilu na jejich akumulaci v houbách, akumulace těchto prvků v houbách na lokalitě Bytíz je tedy zřejmě podmíněna primárně biologickými faktory a nikoli faktory prostředí.
62
7. Literatura
Allen R. O., Steinnes E. (1978): Concentrations of some potentially toxic metals and other trace elements in wild mushrooms from Norway. Chemosphere 4: 371-378. Alloway B. J. [ed.] (1997): Heavy metals in soils. 2nd edition. - Blackie Academic & Professional, Chapman & Hall, London, 368 p. Anke M., Seeber O., Müller R., Schäfer U., Zerull J. (2008): Uranium transfer in the food chain from soil to plants, animals and man. Chemie der Erde – Geochemistry 69 (2): 75-90. Babička J. (1973): Houby a stopové prvky. Mykologický sborník 50: 83-85. Bacon J. F., Davidson Ch. M. (2008): Is there a future for sequential chemical extraction? Analyst 133: 25-46. Baeza A., Guillén J. (2006): Influence of the soil bioavailability of radionuclides on the transfer of uranium and thorium to mushrooms. Applied Radiation and Isotopes 64: 1020-1026. Baldrian P. (2003): Interactions of heavy metals with white-rot fungi. Enzyme and Microbial Technology 32: 78-91. Baldrian P, Gabriel J., Nerud F. (1996): Effect of cadmium on the ligninolytic activity
of
Stereum
hirsutum
and
Phanerochaete
chrysosporium.
Folia
Microbiologica 41 (4): 363-367. Baldrian P., Gabriel J. (1997): Effect of heavy metals on the growth of selected woodrotting basidiomycetes. Folia Microbiologica 42 (5): 521-523. Baldrian P., Gabriel J. (2002a): Intraspecific variability in growth response to cadmium of the wood-rotting fungus Piptoporus betulinus. Mycologia 94 (3): 428-436. Baldrian P.,Gabriel J. (2002b): Copper and cadmium increase laccase activity in Pleurotus ostreatus. Fems Microbilogy Letters 206 (1): 69-74. Blackwell M. (2011): The Fungi: 1, 2, 3 … 5.1 million species? American Journal of Botany 98 (3): 426-438. Borovička J. (2007): Houby a stopové prvky. Vesmír 86: 508-511. Borovička J., Řanda Z. (2007): Distribution of iron, cobalt, zinc and selenium in macrofungi. Mycological Progress 6 (4): 249-254. Borovička J., Dunn E. C., Gryndler M., Mihaljevič M., Jelínek E., Rohovec J., Rohošková M., Řanda Z. (2010a): Bioaccumulation of gold in macrofungi and
63
ectomycorrhizae from the vicinity of the Mokrsko gold deposit, Czech Republic. Soil Biology & Biogeochemistry 42 (1): 3-91. Borovička J., Kotrba P., Gryndler M., Mihaljevič M., Řanda Z., Rohovec J., Cajthamal T., Stijve T., Dunn E. C. (2010b): Bioaccumulation of silver in ectomycorrhizal and saprobic macrofungi from pristine and polluted areas. The Science of the Total Environment 403 (13): 2733-2744. Borovička J., Kubrová J., Rohovec J., Řanda Z. Dunn C. E. (2011): Uranium, thorium and
rare
earth
elements
in
macrofungi:
what
are
the
genuine
concentrations? Biometals, DOI 10.1007/s10534-011-9435-4. Briner W. (2010): The Toxicity of Depleted Uranium. International Journal of Environmental Research and Public Health 7: 303-313. Burford E. P., Kierans M. , Gadd G. M. (2003): Geomycology: fungi in mineral substrata, Mycologist 17 (3): 98-107. Byrne A. R., Ravnik V., Kosta L. (1976): Trace element concentrations in higher fungi. The Science of the Total Environment 6: 65-78. Byrne A. R., Dermelj M., Vakselj T. (1979): Silver accumulation by fungi. Chemosphere 8 (10): 815-821. Campos J. A., Tejera N. A., Sánchez C. J. (2009): Substrate role in the accumulation of heavy metals in sporocarps of wild fungi. Biometals 22: 835-841. Craft E. S., Abu-Qare A. W., Flaherty M. M., Garofolo M. C., Rincavage H. L., Abou-Donia M. B. (2004): Depleted and natural uranium: chemistry and toxicological effects. Journal of Toxicology and Environmental Health Part B: Critical Reviews 7 (4): 297–317. Cuney M. (2008): The etreme diversity of uranium deposits. Mineralium Deposita 44: 3-9. Daghino S., Turci F., Tomatis M., Favier A., Perotto S., Douki T., Fubini B. (2006): Soil fungi reduce the iron content and the DNA damaging effects of asbestos fibers. Environmental Science & Technology 40 (18): 5793- 5798. Daghino S., Martino E., Vurro E., Tomatis M., Girlanda M., Fubini B., Perotto S. (2008): Bioweathering of chrysotile by fungi isolated in ophiolitic sites. Fems Microbiology Letters 285 (2): 242-249. Ettler V. (2008): Aplikace loužících metod a jejich interpretace. - In: Kolektiv autorů (2008): Moderní analytické metody v geologii. Praha 77 p.
64
Falandysz J. (2002): Mercury in mushrooms and soil of the Tarnobrezska Plain, SouthEastern Poland. Journal of Environmental Science and Health (Part A) 37 (3): 343352. Falandysz J., Szymczyk K., Ichihashi H., Bielawski L., Gucia M., Frankowska A., Yamasaki S.-I. (2001): ICP/MS and ICP/AES elemental analysis (38 elements) of edible Wild muhsrooms growing in Poland. Food Additivies and Contaminants
18
(1): 503-513. Fomina M., Charnock J. M., Hillier S., Alvarez R., Gadd G. M. (2007): Fungal transformations of uranium oxides. Environmental Microbiology 9 (7) : 1696–1710. Fomina M., Charnock J. M., Hillier S., Alvarez R., Livens F., Gadd G. M. (2008): Role of fungi in the biogeochemical fate of depleted uranium. Current Biology 18 (9): 375377. Fomina M., Burford E. P., Hillier S., Kierans M., Gadd G. M. (2010): Rock- Building Fungi. Geomicrobiology Journal 27: 624-629. Friese
W.
(1929):
Über
die
Mineralbestandteile
von
Pilzen.
Zeitschrift
für
Untersuchung der Lebensmittel 57 (6): 604-613. Friese W. (1932): Über die chemische Zusammensetzung der Sporen einiger höheren Pilzen. Zeitschrift für Untersuchung der Lebensmittel 63: 72-77. Gabriel J., Baldrian P. (1995): Těžké houby v plodnicích dřevokazných hub v Praze a na Šumavě. Nika (5-6): 169. Gabriel J., Vosáhlo J., Baldrian P. (1996): Biosorption of cadmium to mycelial pellets of wood-rotting fungi. Biotechnology Techniques 10 (5): 345-348. Gabriel J., Baldrian P., Rychlovský P., Krenželok M. (1997): Heavy metal content in wood-decaying fungi collected in Prague and in the National Park Šumava in the Czech Republic. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 59: 595602. Gadd G. M. (2004): Mycotransformation of organic and inorganic substrates. Mycologist 18 (2): 60-70. Gadd G. M. (2007): Geomycology: biogeochemical transformations of rocks, minerals, metals and radionuclides by fungi, bioweathering and bioremediation. Mycologicla Research III: 3- 49 Gadd G. M. (2008): Fungi and Their Role in the Biosphere. – In: Jørgensen S. E., Fath B. D. [eds.] Encyclopedia of Ecology, Elsevier: 1709-1717. Gadd G. M. (2009): Geomycology. Fungal Biology Reviews 23: 91-93. 65
Gadd
G.
M.
(2010):
Metals,
minerals
and
microbes:
geomicrobiology
and
bioremediation. Microbiology 156: 609-643. Garner C. D., Armstrong E. M., Berry R. E., Beddoes R. L., Collison D., Cooney J. A., Nigar Ertok G., Helliwell M. (2000): Investigations of amavadin. Journal of Inorganic Biochemistry 80: 17-20. Gast C. H., Jansen E., Bierling J., Haanstra L. (1988): Heavy metals in mushrooms and their relationship with soil characteristics. Chemosphere 17: 789-799. Gryndler M., Baláž M., Hršelová H., Jansa J., Vosátka M. (2004): Mykorhizní symbióza, o soužití hub s kořeny rostlin. - Academia, Praha, 368 p. Hagara L., Antonín V., Baier J. (1999): Houby. - Aventinum, Praha, 419 p. Handley-Sidhu S., Keith-Roach M., Lloyd J. R., Vaughan D. J. (2010): A review of the environmental corrosion, fate and bioavailability of munitions grade depleted uranium. Science of the Total Environment 480: 5690-5700. Holec J. (2001): Ekologické skupiny a strategie velkých hub. Živa 49 (3): 107-109. Holec J. (2006a): Obecné vymezení hub a skupiny hub zpracované v Červeném seznamu. In: Holec J.,Beran M. [eds.] (2006): Červený seznam hub (makromycetů)
–
České
republiky. Příroda 24: 7. Holec J. (2006b): Role a postavení hub (makromycetů) v ekosystémech. – In: Holec J., Beran M. [eds.] (2006): Červený seznam hub (makromycetů) České republiky. Příroda
24:
8-16. Horak E. (2005): Röhrlinge und Blätterpilze in Europa (German Edition). – Elsevier, München, 555 p. Ingold C. T., Hudson H. J. (1993): The Biology of Fungi. – Chapman & Hall, London, 224 p. IUSS Working Group WRB (2007): World Reference Base for Soil Resources 2006, first update 2007. World Soil Resources Reports No. 103. 116 p. Johanson K. J., Nikolova I.,Tailor A. F. S., Vinichuk M. M. (2004): Uptake of elements by fungi in the Forsmark area. Svensk Kärnbränslehantering AB: 76 p. Kabata-Pendias A. (2001): Trace elements in soils and plants. 3th edition, CRC Press, 413 p. Kalač P. (2001): A review of edible mushrooms radioactivity. Food Chemistry 75: 29-35. Kalač P., Svoboda L. (1999): A review of trace element concentrations in edible mushrooms. Food Chemistry 69: 273-281.
66
Kalina T., Váňa J. (2005): Sinice, řasy, houby, mechorosty a podobné organismy v současné biologii. – Karolinum, Praha, 608 p. Kavina K. (1919): Houby: Úvod do všeobecné mykologie. – F.Topič, Praha, 148 p. Kennedy V. H., Sanchez A. L., Oughton D.H., Rowland A.P. (1997): Use of Single and Sequential Chemical Extractants to Assess Radionuclide and Heavy Metal Availability From Soils for Root Uptake. Analyst 122: 89-100. Kirk P. M., Cannon P. F., Minter D.W. et Stalpers J. A. [eds.] (2008): Dictionary of Fungi. CABI Publishing, 10th edition, Ainsworth & Bisby’s, 771 p. Klán J. (1989): Co víme o houbách. – Státní pedagogické nakladatelství, Praha, 312 p. Kukal Z. a Reichmann F. (2000): Horninové prostředí České republiky – jeho stav a ochrana. Český geologický ústav, Praha, 192 p. Lepka F. (2003): Český uran, Liberec, 101 p. Livens F. R., Al-Bokari M., Fomina M., Gadd G.M., Geissler A., Lloyd J. R., Renshaw J. C., Vaughan D. J. (2010): Microbial transformations of actinides in the environment. IOP Conference Series: Materials Science and Engineering 9,DOI :10.1088/1757899X/9/1/012039. Macků J. ml. (1977): Obsah těžkých kovů v plodnicích hub. Mykologický sborník 54: 113. Meisch H. U., Schmitt J. A., Reinle W. (1978): Schwermetalle in höheren Pilzen, III. Vanadium und Molybdän. Zeitschrift für Naturforschung 33c: 1-6. Meisch H. U., Beckmann I., Schmitt J. A. (1983): A new cadmium-binding phosphoglykoprotein, cadmium-mycophosphatin, from the mushroom, Agaricus macrosporus. Biochimica et Biophysica Acta 745: 259-266. Mietelski J. W., Baeza A. S., Guillen J., Buzinny M., Tsigankov N., Gaca P., Jasińska M., Tomankiewicz E. (2002): Plutonium and other alpha emitters in mushrooms from Poland, Spain and Ukraine. Applied Radiation and Isotopes 56: 717-729. Michelot D., Poirier F., Melendez-Howell L. M. (1999): Metal content profiles in mushrooms collected in primary forest of Latina America. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 36: 256-263. Němeček J., Mühlhanselová M., Macků J., Vokoun J., Vavříček D., Novák P. (2011): Taxonomický klasifikační systém půd České republiky. 2. Upravené vydání. ČZU. Praha. 94 s. Ohtonen R. (1982): Mineral concentrations in some edible fungi and their ralation to body size and mineral status of substrate. Annales Botanici Fennici 19: 203-209.
67
fruit-
Patočka J. (2010): Amavadin – organokovová sloučenina vanadu v muchomůrce červené. Vesmír 89 (11): 654. Pluskal O. (1971): Úvod do geologie uranových ložisek. – Státní pedagogické nakladatelství, Praha, 196 p. Primack R. B., Kindlmann P., Jersáková J. (2001): Biologické principy ochrany přírody. – Portál, Praha, 349 p. Quevauviller Ph. (1998): Operationally de¢ned extraction procedures for soil and sediment analysis I. Standardization. Trends in Analytical Chemistry 17 (5): 289298. Ramage H. (1930): Mushrooms mineral content. Nature 126: 279. Rauret G., López-Sánchez J. F., Sahuquillo A., Rubio R., Davidson C., Ure A., Quevauviller Ph. (1999): Improvement of the BCR three step sequential extraction procedure prior to the certification of new sediment and soil
reference
materials. Journal of Environmental Monitoring 1: 57-61. Rauret G., López-Sánchez J. F., Sahuquillo A., Barahona E., Lachica M., Ure A. M., Davidson C. M., Gomez A., Lück D., Bacon J., Yli-Halla M., Muntau H., Quevauviller Ph. (2000): Application of a modified BCR sequential extraction (three- step) procedure for the determination of extractable trace metal contents in a sewagesludge amended soil reference material (CRM 483), complemented by a threeyear stability study of acetic acid and EDTA extractable metal content. Journal of Environmental Monitoring 2: 228-233. Roivainen P., Makkonen S., Holopainen T., Juutilainen J. (2011): Soil-to-plant transfer of uranium and its distribution between plant parts in four boreal forest species. Boreal Environmental Research 16: 158-166. Rühling Å., Söderström B. (1989): Changes in fruitbody production of mycorrhizal and litter decomposing macromycetes in heavy metal polluted coniferous forest in north Sweden. Water, Air, and Soil Pollution. 49, 375-387. Řanda Z., Benada J., Singert J., Horyna J. (1988): Jsou houby radioaktivní? Mykologický sborník 65 (1): 6-9, (2): 36-40. Řanda Z., Kučera J. (2004): Trace elements in higher fungi (mushrooms) determined by activation analysis. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry 259 (1): 99-107. Řanda Z., Soukal L., Mizera J. (2005): Possibilities of short term thermal and epithermal neutron activation for analysis of macromycetes (mushrooms). Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry 264 (1): 67-76. 68
Slekovec M., Irgolic J. K. (1996): Uptake of arsenic by mushrooms from soils. Chemical Speciation and Bioavailability 8 (3/4): 67-73. Sterflinger K. (2000): Fungi as geologic agents. Geomicrobiology Journal 17 (2): 97- 124. Stijve T. (1977): Selenium content of mushrooms. Zeitschrift für LebensmittelUntersuchung und Forschung 164: 201-203. Stijve T., Cardinale E. (1974): Selenium and mercury content of some edible
mushrooms.
Travaux de Chimie Alimentaire et d'Hygiène 65 : 476-478. Stijve T., Roschnik R. (1974): Mercury and methylmercury content of different species of fungi. Travaux de chimie alimentaire et d'hygiène 65: 209-220. Stijve T., Besson R. (1976): Mercury, cadmium, lead, and selenium content of mushroom species belonging to the genus Agaricus. Chemosphere 5 (2): 151-158. Stijve T., Andrey D., Goessler W., Guinberteau J., Dupuy G. (2001): Ètude comparative des métaux lourds et d’autres éléments traces dans Gyrophragmium dunalii et dans les Agaricus jaunissants de la section Arvenses. Bulletin Trimestriel de la Société Mycologique de France 117 (2): 133-144. Stijve T., Andrey D., Lucchini G., Goessler W. (2002): Lanthanides and other less common metals in mushrooms. Deutsche Lebensmittel Rundschau 98 (3): 82-87. Strnad L., Mihaljevič M., Šebek O. (2008): Aplikace hmotnostní spektrometrie s indukčně vázaným plazmatem v geovědách.- In: Kolektiv autorů (2008): Moderní analytické metody v geologii. Praha 77 p. Suchara I. a Sucharová J. (2003): Biomonitoring atmosférického spadu prvků v podrobnějším mapovém měřítku. Vybrané příklady výsledků z Příbramska. – Ochrana ovzduší 2: 13-20. Svoboda L., Zimmermannová K., Kalač P. (2000): Concentrations of mercury, cadmium, lead and copper in fruiting bodies of edible mushrooms in an emission area of a copper smelter and a mercury smelter. The Science of the Total Environment 246: 61-67. Šebek S. (1979): Obsah olova v plodnicích hub. Mykologický sborník 56: 82. Šlejkovec Z., Elteren J. T., Woroniecka U. D., Kroon K. J., Falnoga I., Byrne A. R. (2000): Preliminary study on the determination of selenium compounds in some selenium-accumulating mushrooms. Biological Trace Element Research 75: 139155. Tessier A., Campbell P. G. C., Bisson M. (1979): Sequential extraction procedure for the speciation of par-ticulate trace metals. Analytical Chemistry 51: 844-850. 69
Tyler G. (1982a): Accumulation and exclusion of metals in Collybia peronata and Amanita rubescens. Transaction of British Mycological Society 79 (2): 239-245. Tyler G. (1982b): Metal accumulation by wood-decaying fungi. Chemosphere 11 (11): 11411146. Uroz S., Calvaruso Ch., Turpault M.-P., Frey-Klett P. (2009): Mineral weathering
by
bacteria: ecology, actors and mechanisms. Trends in Microbiology 17 (8): 378-387. Vandenhove H., Olyslaegers G., Sanzharova N., Shubina O., Reed E., Slang Z., Velasco H. (2009): Proposal for new best estimates of the soil-to-plant transfer factor of U, Th, Ra, Pb and Po. Journal of Environmental Radioaktivity 100: 721-732. Zellner J. (1907): Chemie der höheren Pilze. – Verlag von Wilhelm Engelmann, Leipzig, 257 p. Zoriy P., Ostapczuk P., Dederichs H., Höbig J., Lennartz R, Zoriy M. (2010): Biomonitoring of environmental pollution by thorium and uranium in selected regions of the Republic of Kazakhstan. Journal of Environmental Radioaktivity 101: 414-420.
Elektronické zdoje Internet (1) : Senn-Irlet B., Heilmann-Clausen J., Genney D., Dahlberg A. (2007): Gudiance for Conservation of Macrofungi in Europe. Citace 7.5.2011. Dostupné z: http://www.wsl.ch/eccf/Guidance_Fungi.pdf Internet (2) : Anonymus (2008). World Nuclear News. Citace 4.7.2011. Dostupné z: http://www.world-nuclearnews.org/newsarticle.aspx?id=23510&LangType=2057&terms=Olympic+Dam Internet (3): Integrated Nuclear Fuel Cycle Information Systems. Citace 2.7.2011. Dostupné z: http://www.nfcis.iaea.org/UDEPO/UDEPOMain.asp?Order=1&RPage=1&Page =1&R ightP=Summary Internet (4): WISE – World Information Service on Energy. Citace 2.7.2011. Dostupné z: http://www.wise-uranium.org/umaps.html?set=ures Internet (5): WISE – World Information Service on Energy. Citace 1.8.2011. Dostupné z: http://www.wise-uranium.org/utox.html
70
Internet (6): Usnesení vlády České republiky č. 621. Citace 2.7.2011. Dostupné z: http://racek.vlada.cz/usneseni/usnweb.nsf/WebGovRes/EA88F37DD58017D6C 12571B6006FEE20?OpenDocument Internet (7): Usnesení vlády České republiky č. 1337. Citace 2.7.2011. Dostupné z: http://racek.vlada.cz/usneseni/usnweb.nsf/A6617E10684187E2C12574F300354 7D5/$FILE/1337%20uv081103.1337.pdf Internet (8): Usnesení vlády České republiky č. 1584. Citace 2.7.2011. Dostupné z: http://racek.vlada.cz/usneseni/usneseni_webtest.nsf/0/8D60DD5EAF8DB8B2C1 2576AA006AD99A/$FILE/1584%20uv091221.1584.pdf Internet (9): Česká geologická služba. Citace 20.7.2011. Dostupné z : http://www.geology.cz/app/ciselniky/lokalizace/show_map.php?mapa=g50&y=8 67859&x=1030171&s=1 Internet (10): Česká geologická služba. Citace 20.7.2011. Dostupné z : http://www.geology.cz/app/ciselniky/lokalizace/show_map.php?mapa=g50&y=8 59755&x=1029079&s=1 Internet (11): Česká geologická služba. Citace 20.7.2011. Dostupné z : http://www.geology.cz/app/ciselniky/lokalizace/show_map.php?mapa=g50&y=7 74005&x=1084475&s=1 Internet (12): European Commission, Joint Research Centre, Institute for Reference Materials and Measurement. Citace 2.7.2011. Dostupné z: http://www.irmm.jrc.be/html/reference_materials_catalogue/catalogue/attachem ents/BCR-670_cert.pdf Internet (13): European Commission, Joint Research Centre, Institute for Reference Materials and Measurement. Citace 2.7.2011. Dostupné z: https://irmm.jrc.ec.europa.eu/html/reference_materials_catalogue/catalogue/attac hements/BCR-667_cert.pdf Internet (14): Standart Reference Materials. Citace 2.7.2011. Dostupné z: https://www- s.nist.gov/srmors/view_cert.cfm?srm=1575A
71
Příloha 1: Přehled sebraných druhů hub z čistých lokalit Ekologie S S E S E E E S S E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E S S S S S E E E S S S S E
Druh houby Agaricus arvensis Agaricus campestris Agaricus campestris Agaricus silvaticus Amanita citrina Amanita muscaria Amanita submembranacea Armillaria ostoyae Bolbitius vitellinus Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus edulis Boletus edulis Boletus edulis Boletus edulis Calocera viscosa Calocera viscosa Calvatia excipuliformis Calvatia excipuliformis Calvatia excipuliformis Cantharellus cibarius Cantharellus cibarius Cantharellus cibarius Clitocybe costata Clitocybe fragrans Clitocybe geotropa Clitocybe nebularis Cortinarius anomalus
Vzorek JK 49 JK 22 JK 77 JK 231 JK 57 JK 53 JK 246 JK 233 JK 39 JK 50 JK 115 JK 116 JK 117 JK 118 JK 119 JK 121 JK 122 JK 123 JK 124 JK 125 JK 127 JK 128 JK 129 JK 130 JK 131 JK 132 JK 135 JK 136 JK 137 JK 138 JK 139 JK 140 JK 141 JK 142 JK 143 JK 144 JK 145 JK 146 JK 147 JK 154 JK 157 JK 158 JK 42 JK 55 JK 56 JK 163 JK 171 JK 172 JK 40 JK 59 JK 81 JK 44 JK 45 JK 173 JK 104 JK 245 JK 79 JK 224 JK 228
Lokalita Káraný Mokrsko Křesetice Proseč-Obořiště Třemošnice (Čáslav) Káraný Křižánky Český Šternberk Český Šternberk Káraný Kladská, Lysina Mnichov, Pluhův bor Kladská, Lysina Mnichov, Pluhův bor Mnichov, Pluhův bor Mnichov, Pluhův bor Kladská, Lysina Kladská, Lysina Mnichov, Pluhův bor Mnichov, Pluhův bor Kladská, Lysina Kladská, Lysina Mnichov, Pluhův bor Kladská, Lysina Kladská, Lysina Mnichov, Pluhův bor Mnichov, Pluhův bor Mnichov, Pluhův bor Mnichov, Pluhův bor Mnichov, Pluhův bor Mnichov, Pluhův bor Mnichov, Pluhův bor Mnichov, Pluhův bor Kladská, Lysina Kladská, Lysina Kladská, Lysina Kladská, Lysina Kladská, Lysina Kladská, Lysina Kladská, Lysina Mnichov, Pluhův bor Kladská, Lysina Odlezly, Žihle Mokrsko Mokrsko Kladská, Lysina Kladská, Lysina Mnichov, Pluhův bor Kokořín Mokrsko Kokořínsko Chomutov Běleč, Jinčov Kladská, Lysina Husinec, Řež Husinec, Řež Sázava Chmelná, N. Cerekev Kladská, Lysina
Poznámka: ektomykorhizní (E), saprotrofní (S)
Datum sběru 6.10.2003 13.8.2006 srpen 1985 24.9.2010 26.10.2008 1.6.2005 2.7.2010 10.10.2010 6.10.2003 6.10.2003 16.8.2010 18.8.2010 16.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 18.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 18.8.2010 16.8.2010 15.9.2001 1.9.2006 1.9.2006 17.8.2010 17.8.2010 18.8.2010 20.10.2007 1.9.2006 21.8.2010 6/2002 1985 17.8.2010 6.9.2010 říjen 2010 18.10.2010 24.8.2010 5.10.2010
Poznámka 1 plodnice 1 plodnice směs 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 5 plodnic 5 plodnic 1 plodnice klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 3 plodnice 2 plodnice 1 plodnice 3 plodnice 5 plodnic 4 plodnice
Příloha 1: Přehled sebraných druhů hub z čistých lokalit (pokračování) Ekologie E E E E S S E E E E S S S S E E E E E E E E E S S S S S S S S S S S S S S E E E S S E S S E E E E E E E E E E E E E E
Druh houby Cortinarius anomalus Cortinarius trivialis Elaphomyces sp. Gomphidius glutinosus Gymnopilus spectabilis Gymnopilus spectabilis Hebeloma crustuliniforme Hebeloma sinapizans Hebeloma sinapizans Hebeloma sinapizans Helvella lacunosa Hygrophoropsis aurantiaca Hypholoma fasciculare Hypholoma fasciculare Inocybe geophylla Inocybe dulcamara Laccaria amethystina Laccaria sp. Lactarius deterrimus Lactarius lignyotus Lactarius lignyotus Lactarius torminosus Leccinum rufum Lepista flaccida Lepista nuda Leucoagaricus leucothites Lycoperdon foetidum Macrolepiota procera Macrolepiota procera Macrolepiota procera Macrolepiota rhacodes Macrolepiota rhacodes Macrolepiota rhacodes Mycena epipterygia Mycena pura Mycena zephirus Omphalotus olearius Paxillus involutus Paxillus involutus Pisolithus arrhizus Pleurotus pulmonarius Pluteus cervinus Ramaria eumorpha Rhodocollybia butyracea Rhodocollybia butyracea Russula exalbicans Russula exalbicans Russula chloroides Russula illota Russula paludosa Russula puellaris Russula puellaris Russula subfoetens Strobilomyces strobilaceus Suilllus collinitus Suillus collinitus Suillus luteus Suillus luteus Suillus luteus
Vzorek JK 229 JK 223 JK 249 JK 248 JK 97 JK 98 JK 108 JK 82 JK 89 JK 107 JK 90 JK 178 JK 92 JK 95 JK 240 JK 241 JK 46 JK 47 JK 225 JK 159 JK 160 JK 239 JK 43 JK 230 JK 80 JK 38 JK 235 JK 01 JK 76 JK 247 JK 51 JK 52 JK 232 JK 237 JK 234 JK 103 JK 83 JK 54 JK 170 JK 20 JK 99 JK 91 JK 87 JK 226 JK 227 JK 36 JK 37 JK 244 JK 242 JK 161 JK 175 JK 176 JK 243 JK 96 JK 88 JK 102 JK 86 JK 93 JK 236
Lokalita Mnichov, Pluhův bor Praha Chuchle Poříčko n. Sáz. Tuchlovice u Kladna Seletice Seletice Praha-Velká Chuchle Kalešov Praha-Řeporyje Praha-Velká Chuchle Vlkančice Mnichov, Pluhův bor Běleč, Jinčov Seletice Malonty Kersko Žihle Běleč, Jinčov Třemošnice (Čáslav) Kladská, Lysina Mnichov, Pluhův bor Běleč, Jinčov Běleč, Jinčov Chmelná, N. Cerekev Seletice Švýcarsko Seletice Mokrsko Nižbor Mokrsko Mokrsko Mokrsko Vyklantice Seletice Český Šternberk Seletice Chlumec nad Cidlinou Káraný Kladská, Lysina Portugalsko Horní Počaply Vlkančice Stařechov Kladská, Lysina Mnichov, Pluhův bor Praha-Barandov Praha-Barandov Vonoklasy Chmelná, N. Cerekev Kladská, Lysina Mnichov, Pluhův bor Kladská, Lysina Kdyně Vlkančice Křešov Křešov Seletice Kokořínsko Seletice
Poznámka: ektomykorhizní (E), saprotrofní (S)
Datum sběru 5.10.2010 20.8.2010 28.3.2009 6.9.2006 8.9.2010 8.9.2010 25.9.2010 14.10.2010 8.10.2010 25.9.2010 11.9.2010 18.8.2010 25.8.2010 11.9.2010 6.10.2010 31.7.2010 6.11.2004 2.10.2002 28.9.2010 17.8.2010 18.8.2010 27.8.2010 srpen 1985 24.9.2010 2.10.2010 22.9.2008 10.9.2010 5.10.2002 1971-1972 1.9.2006 5.10.2002 5.10.2002 24.9.2010 2.10.2010 10.10.2010 11.9.2010 září 2010 6.10.2003 17.8.2010 prosinec 2002 22.8.2010 28.8.2010 18.10.2010 5.10.2010 5.10.2010 2.6.2010 2.6.2010 16.6.2009 22.9.2009 17.8.2010 18.8.2010 17.8.2010 26.7.2009 31.8.2010 17.9.2010 17.9.2010 11.9.2010 21.8.2010 10.9.2010
Poznámka 10 plodnic 1 plodnice 1 plodnice - gleba 1 plodnice 1 plodnice 2 plodnice 5 plodnic 3 plodnice 2 plodnice 5 plodnic 4 plodnice 4 plodnice 10 plodnic 10 plodnic 9 plodnic 6 plodnic 3 plodnice 8 plodnic 6 plodnic 1 plodnice 2 plodnice 5 plodnic 6 plodnic 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 24 plodnic 5 plodnic 30 plodnic 4 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 2 plodnice 2 plodnice 1 plodnice 11 plodnic 15 plodnic 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 3 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice
Příloha 2: Přehled sebraných vzorků druhu Boletus badius v CHKO Kladská Ekologie Druh houby E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius E Boletus badius Poznámka: ektomykorhizní (E)
Vzorek JK 115 JK 116 JK 117 JK 118 JK 119 JK 121 JK 122 JK 123 JK 124 JK 125 JK 127 JK 128 JK 129 JK 130 JK 131 JK 132 JK 135 JK 136 JK 137 JK 138 JK 139 JK 140 JK 141 JK 142 JK 143 JK 144 JK 145 JK 146 JK 147 JK 154 JK 157 JK 158
Lokalita Lysina, smrk Pluhův bor Lysina Pluhův bor Pluhův bor Pluhův bor Lysina Lysina Pluhův bor Pluhův bor Lysina Lysina Pluhův bor Lysina Lysina Pluhův bor Pluhův bor Pluhův bor Pluhův bor Pluhův bor Pluhův bor Pluhův bor Pluhův bor Lysina Lysina Lysina Lysina Lysina Lysina Lysina Pluhův bor Lysina
Datum 16.8.2010 18.8.2010 16.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 18.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 18.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 16.8.2010 18.8.2010 16.8.2010
Poznámka klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk
Příloha 3: Přehled sebraných druhů hub na Bytízu Ekologie S S S S E E S S E E E E E E E E E E E E E E E E E E E S S S E E S S S S S E E E S S E E E E E E E E E E S S S S S S S
Druh houby Agaricus arvensis Agaricus arvensis Agaricus leucotrichus Agaricus silvaticus Amanita muscaria Amanita submembranacea Armillaria ostoyae Bolbitius vitellinus Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus badius Boletus edulis Boletus chrysenteron Calocera viscosa Calvatia excipuliformis Calvatia excipuliformis Cantharellus cibarius Cantharellus cibarius Clitocybe costata Clitocybe costata Clitocybe costata Clitocybe fragans Clitocybe nebularis Cortinarius trivialis Elaphomyces sp. Gomphidius glutinosus Helvella lacunosa Hypholoma fasciculare Inocybe dulcamara Inocybe dulcamara Inocybe dulcamara Lactarius controversus Lactarius controversus Lactarius deterrimus Lactarius torminosus Leccinum rufum Leccinum rufum Leccinum scabrum Lepiota magnispora Lepista flaccida Lepista nuda Leucoagaricus leucothites Lycoperdon foetidum Lycoperdon perlatum Lycoperdon perlatum
Vzorek JK 02 JK 07 JK 48 JK 188 JK 04 JK 68 JK 221 JK 66 JK 13 JK 109 JK 110 JK 111 JK 112 JK 113 JK 114 JK 120 JK 126 JK 134 JK 148 JK 149 JK 150 JK 151 JK 152 JK 153 JK 156 JK 05 JK 199 JK 180 JK 03 JK 214 JK 187 JK 190 JK 63 JK 219 JK 238 JK 26 JK 212 JK 195 JK 250 JK 201 JK 67 JK 207 JK 64 JK 65 JK 197 JK 200 JK 202 JK 185 JK 196 JK 06 JK 08 JK 72 JK 192 JK 222 JK 210 JK 193 JK 186 JK 213 JK 217
Lokalita-Plocha Drásov Bytíz Dubenec Bytíz-F Dubenec Bytíz-E Bytíz-F Bytíz-D Bytíz-E Bytíz-F Bytíz-E Bytíz-E Bytíz-F Bytíz-F Bytíz-E Bytíz-E Bytíz-E Bytíz-F Bytíz-E Bytíz-E Bytíz-E Bytíz-E Bytíz-F Bytíz-E Bytíz-E Dubenec Bytíz-F Bytíz-F Bytíz-D Bytíz-F Bytíz-D Bytíz-E Bytíz-A,B,C Bytíz-A,B,C Bytíz-A,B,C Bytíz-E Bytíz-E Bytíz-D Bytíz-F Bytíz-E Bytíz-A,B,C Bytíz-E Bytíz-A,B,C Bytíz-A,B,C Bytíz-A,B,C Bytíz-D Bytíz-D Bytíz-D Bytíz-D Bytíz-Dubenec Bytíz-D Bytíz-A,B,C Bytíz-F Bytíz-F Bytíz-E Bytíz-F Bytíz-E Bytíz-E Bytíz-F
Poznámka: ektomykorhizní (E), saprotrofní (S)
Datum 17.9.2002 17.9.2002 16.9.2002 23.9.2010 16.9.2002 2.6.2010 7.10.2010 2.6.2010 28.10.2009 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 16.9.2002 19.8.2010 19.8.2010 17.9.2002 23.9.2010 19.8.2010 19.8.2010 2.6.2010 2.6.2010 6.9.2010 28.10.2009 23.9.2010 19.8.2010 5.5.2011 19.8.2010 2.6.2010 19.8.2010 2.6.2010 2.6.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 18.9.2002 17.9.2002 2.6.2010 19.8.2010 7.10.2010 23.9.2010 19.8.2010 19.8.2010 23.9.2010 23.9.2010
Poznámka 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 7 plodnic 1 plodnice 1 plodnice 10 plodnic směs 2 plodnice klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk klobouk 1 plodnice 1 plodnice trs 1 plodnice 2 plodnice 3 plodnice 2 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 2 plodnice 4-5 plodnic 1 plodnice 1 plodnice-vnitřní část 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 6 plodnic 1 plodnice 1 plodnice 2 plodnice 2 plodnice stř - dos 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 3 plodnice 3-4 plodnice 1 plodnice 3 plodnice 5 plodnic 5 plodnic
Příloha 3: Přehled sebraných druhů hub na Bytízu (pokračování) Ekologie S S S S S S S S S E E S E S E E E E E E E E E E E E E E E E
Druh houby Lycoperdon perlatum Macrolepiota procera Macrolepiota procera Macrolepiota procera Macrolepiota procera Macrolepiota rhacodes Mycena pura Mycena zephirus Mycena zephirus Paxillus involutus Pisolithus arrhizus Psathyrella spadiceogrisea Ramaria eumorpha Rhodocollybia butyracea Russula aeruginea Russula exalbicans Russula exalbicans Russula exalbicans Russula chloroides Russula illota Russula ochroleuca Russula puellaris Russula puellaris Russula subfoetens Suillus collinitus Suillus luteus Suillus luteus Suillus luteus Suillus luteus Tricholoma populinum
Vzorek JK 218 JK 179 JK 181 JK 182 JK 211 JK 215 JK 198 JK 14 JK 208 JK 216 JK 19 JK 69 JK 183 JK 220 JK 194 JK 61 JK 62 JK 203 JK 184 JK 205 JK 209 JK 189 JK 206 JK 204 JK 191 JK 71 JK 73 JK 74 JK 75 JK 15
Lokalita-Plocha Bytíz-F Bytíz-F Bytíz-F Bytíz-F Bytíz-F Bytíz-E Bytíz-F Bytíz Bytíz Bytíz-F Lhota u Příbramě Bytíz-D Bytíz-F Bytíz-F Bytíz-D Bytíz-A,B,C Bytíz-A,B,C Bytíz-A,B,C Bytíz-D Bytíz-D Bytíz-E Bytíz-E Bytíz-E Bytíz-D Bytíz-A,B,C Bytíz-A,B,C Bytíz-A,B,C Bytíz-A,B,C Bytíz-A,B,C Bytíz-E
Poznámka: ektomykorhizní (E), saprotrofní (S)
Datum 23.9.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 23.9.2010 23.9.2010 19.8.2010 28.10.2009 19.8.2010 23.9.2010 21.9.2002 2.6.2010 19.8.2010 7.10.2010 19.8.2010 2.6.2010 2.6.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 23.9.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 19.8.2010 2.6.2010 2.6.2010 2.6.2010 2.6.2010 28.10.2009
Poznámka 3 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 2 plodnice 1 plodnice 7 plodnic směs plodnic směs plodnic 1 plodnice 1 plodnice 4 plodnice trs 4-5 plodnic 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 3 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 1 plodnice 3 plodnice
Příloha 4: Přehled sebraných druhů hub v okolí obce Háje Ekologie E E E E E E S S S S S S
Druh houby Amanita citrina Boletus badius Inocybe geophylla Laccaria amethystina Paxilus involutus Tricholoma sulhureum Agaricus arvensis Leucoagaricus leucothites Lycoperdon cf. perlatum Macrolepiota rhacodes Mycena epipterygia Mycena zephirus
Vzorek JK 23 JK 11 JK 28 JK 25 JK 09 JK 12 JK 17 JK 24 JK 16 JK 10 JK 27 JK 18
Lokalita-Plocha Háje-H Háje-G Háje-H Háje-H Háje-G Háje-H Háje-G Háje-G Háje-G Háje-G Háje-G Háje-G
Poznámka: ektomykorhizní (E), saprotrofní (S)
Datum 28.10.2009 28.10.2009 28.10.2009 28.10.2009 28.10.2009 28.10.2009 28.10.2009 28.10.2009 28.10.2009 28.10.2009 28.10.2009 28.10.2009
Poznámka 1 plodnice 1 plodnice směs směs 1 plodnice 2 plodnice 1 plodnice 1 plodnice směs 2 plodnice směs směs
PŘÍ LOHA 5 Bor ovi čkaakol .( 2011)
Biometals
reported rather low concentrations of these metals in macrofungal fruit-bodies (at lg kg-1 level), Campos et al. (2009) published much higher values, generally at the mg kg-1 level. Since recent papers highlighted the possible role of fungi in the environmental biogeochemistry of U (Fomina et al. 2007, 2008), there is an obvious need for more knowledge of macrofungal ability to accumulate U. The aim of this study is to report reliable results for U, Th and rare earth elements (REE) in a representative set of macrofungi from unpolluted sites. Emphasis is placed on the quality of chemical analysis by comparison with certified reference materials and the use of two independent and highly sensitive analytical methods: inductively coupled plasma mass spectrometry (ICP-MS) and non-destructive epithermal neutron activation analysis (ENAA).
Materials and methods A representative set of ectomycorrhizal (ECM) and saprobic (SAP) macrofungi was selected from various pristine localities on differing geological bedrock in the Czech Republic. Samples were collected, cleaned and dried as described previously (Borovicˇka et al. 2010). In order to compare our results with those of Campos et al. (2009), we have included most of the species analyzed in their study. For ICP-MS analysis, 250–350 mg portions of dried homogenized fungal sample were digested with Teflon-distilled HNO3 (J.T. Baker) in a 60 ml PFA vessel (Savillex) on a hot plate at 250°C for a minimum 16 h. After digestion, samples were transferred to a volumetric flask, diluted to 50 ml by Millipore Milli-Q Element water and stored in a refrigerator in polyethylene bottles (Kartell) until analysis. Just before analysis, the solution was filtered over a 0.45 lm Millipore syringe filter. In the case of the reference material BCR-670 (Duck Weed), a test portion of 120–150 mg was processed by a similar procedure; siliceous material naturally occurring in plant biomass was dissolved by adding 2 ml HF (Merck, Suprapur) in an open vessel on the hot plate, evaporating to near dryness and re-dissolving in concentrated HNO3. Trace elements were analyzed by magnetic sectorbased ICP-MS using the instrument Element 2 (Thermo Scientific). Standard analytical conditions of the instrument were utilized to analyze the solutions.
123
All elements were measured in low resolution mode. The calibration curves were prepared using a blank and multi-element stock reference standard solutions (Analytika Ltd., Czech Republic, and EPOND, Switzerland). For ENAA, 110–200 mg pellets with 16 mm diameter were prepared using a hydraulic press (with a head made of hardened steel) and sealed into polyethylene capsules. Standards (0.09 and 1 lg U) were prepared by pipetting of diluted calibration solution on Whatman chromatographic paper with the same diameter as the samples. Neutron irradiation was carried out in the LVR-15 reactor of the Nuclear ˇ ezˇ, at flux rates of 8 9 1013 and Research Institute, R 3 9 1013 n cm-2 s-1 for thermal and fast neutrons, respectively, using a pneumatic system with 3 s transport time. Irradiation was performed in a Cd cylindrical box (diameter 25 mm, height 10 mm, wall thickness 1 mm); just before irradiation, the Cd box with the sample was cooled in liquid nitrogen. After 30 s irradiation and 9 min decaying, counting (15 min) was undertaken. Gamma-ray spectra of the irradiated samples and standards were measured by a low energy germanium planar detector Canberra GL0515R, FWHM resolution 550 eV for the 122 keV photons of 57Co. The detector was shielded by 5 cm of Pb with a 15 mm thick Fe layer inside in order to suppress X-ray Ka1 of Pb (74.969 keV). This characteristic X-ray is induced by gamma-ray and bremsstrahlung produced by negatronic emmiters of other radionuclides originated during neutron irradiation. Uranium was determined using the radioisotope 239U (74.7 keV, t1/2 = 23.45 min), the product of the neutron capture reaction on 238U. Epithermal activation is advantageous due to a high resonance integral of the target isotope 238U; for details see Rˇanda et al. (2005). After 1 month of decaying, irradiated samples (activity negligible) were removed from the polyethylene capsules, processed in the same way as described above, and subjected to ICP-MS analysis.
Results and discussion Certified reference materials In order to verify the quality of the analysis, we used the standard reference material BCR-670 with
Biometals
elements (Al 109, Na 309, and Mn 609, approximately), resulting in higher activity (dead time circa 209 higher) and, in consequence, higher influence of X-ray Ka1 of Pb; such influence might be significant, especially at ultra-trace level. On the other hand, when analyzing the geological reference material BCR-667 (Estuarine sediment) at modified conditions (after 18-min decaying), the obtained result of 2.47 ± 0.06 mg kg-1 fell tightly within the certified concentration range (2.26 ± 0.15 mg kg-1) (Table 2). Nevertheless, the apparent consensus between both independent methods ICP-MS and ENAA confirms the quality of our analysis.
Uranium and thorium Accumulation of metals in macrofungal fruit-bodies is a well-known but poorly understood process. Some fungal species may accumulate (or even ‘‘hyperaccumulate’’) high levels of a particular metal, despite its concentration in soil substrate being very low. Such a phenomenon, whose biological importance has not been explained yet, has been repeatedly reported for Ag (Borovicˇka et al. 2007, 2010). Apparently, U and Th are not accumulated in macrofungal fruit-bodies. Our results for U and Th concentrations (Tables 3, 4) are generally below 30
Table 3 Trace elements in ectomycorrhizal macrofungi (dry weight) obtained by ICP-MS Bedrock
Species
U (lg kg-1)
Th (lg kg-1)
Ag (mg kg-1)
Pb (mg kg-1)
GN
Amanita citrina
1.08
1.35
0.21
1.16
QS
Amanita muscaria
4.17
3.34
1.77
0.12
QS CA
Boletus badius Boletus edulis
1.42 5.31
3.54 7.97
1.36 7.67
0.41 0.55
GR
Boletus edulis
6.92
1.57
4.31
0.24
GR
Boletus edulis
2.70
0.67
5.34
0.22
GN
Cantharellus cibarius*
4.64
13.1
2.59
0.82
PS
Cantharellus cibarius*
6.45
31.4
0.40
1.45
LM
Hebeloma crustuliniforme
2.75
0.22
0.18
0.03
CS
Hebeloma sinapizans*
6.17
1.66
0.24
0.15
OS
Hebeloma sinapizans*
7.37
15.4
0.10
0.69
LM
Hebeloma sinapizans*
1.53
\dl
0.51
0.11
CS
Laccaria amethystina
2.37
5.17
0.70
0.46
PS
Laccaria sp.
5.69
6.09
0.18
1.00
QS
Leccinum aurantiacum
6.07
16.4
29.5
0.72
QS
Paxillus involutus
1.53
1.81
1.77
0.18
AM
Ramaria eumorpha
\dl
1.90
0.81
0.03
LM
Russula exalbicans
3.16
30.5
3.65
0.13
LM GN
Russula exalbicans Strobilomyces strobilaceus
1.73 10.7
7.29 30.3
8.46 5.19
0.12 0.19
CS
Suillus collinitus
1.57
6.61
0.15
0.20
CS
Suillus collinitus
0.59
2.62
0.21
0.22
QS
Suillus luteus
0.11
3.66
0.42
1.30
QS
Suillus luteus
1.55
3.65
0.66
1.89
GN
Tricholoma populinum
17.1
25.8
2.33
0.06
SN
Tricholoma sulphureum
\dl
1.36
0.30
0.20
Species analyzed by Campos et al. (2009) are indicated by an asterisk Type of geological bedrock: AM amphibolite, CA Carboniferous sandstones, CS Cretaceous sediments (excluding sandstones), GN gneiss, GR granitic rocks, LM Paleozoic limestones, OS Ordovician sediments, PS Proterozoic sediments, QS Quaternary sediments, SN Cretaceous sandstones
123
Biometals
certified values for U, Th and REE and indicative value for Pb. For checking the quality of Ag and Pb determination, internal fungal reference material M-122 (Boletus reticulatus) and standard reference material NIST-1575a (Pine needles) were used. By ICP-MS, samples were analyzed in a set of 3 individual measurements; the reference materials BCR-670 and M-122 were always included. The results, shown as arithmetical mean and standard deviation (in parentheses) are presented in Table 1. In comparison with certified values (uncertainty in brackets), we have attained excellent agreement for U, Th, Pr, Dy, Ho and Pb (indicative value); in addition, results for La were good. Our results were slightly lower for Ce and Gd and slightly higher for Nd, Sm, Tb, Er, Tm, Yb and Lu. However, all Table 1 Results from ICP-MS and ENAA, reference and indicative values for the reference material BCR-670 (lg kg-1 dry weight) ICP-MS
Result
U
83.4 (4.1)
82 [8]
Th
149 (11)
159 [18]
La
481 (26)
487 [20]
Ce
958 (38)
990 [40]
Pr
119 (3)
121 [6]
Nd
500 (21)
473 [15]
Sm
108 (5)
94 [7]
Eu
55.9 (3.6)
23.2 [2.5]
Gd
79.9 (23)
98 [8]
Tb
16.4 (0.3)
14 [1.1]
Dy Ho
83.1 (1.1) 16.6 (0.9)
79 [7] 15.8 [1.8]
BCR-670
108 ± 9
Er
48.6 (1.6)
44 [2.8]
BCR-667
2468 ± 62
Tm
7.0 (1.3)
5.7 [0.7]
Bolbitius vitellinus
11.0 ± 3
Yb
44.4 (3.8)
40 [4]
Tricholoma populinum
13.3 ± 2
16.9
Lu
7.3 (1.3)
6.3 [0.5]
Macrolepiota rhacodes
16.5 ± 3
10.5
Macrolepiota rhacodes
20.9 ± 3
17.2
Suillus luteus
134 ± 3
138
ICP-MS Pb
Result 1985 (26)
Certified
obtained results generally fall within the certified concentration ranges. The only exception was Eu: the results for BCR-670 are excessive because of interferences from barium oxide. However, Ba content of macrofungi is low and its concentrations in the analyzed solutions rarely exceeded 3 lg l-1, whereas in BCR-670, Ba concentration was about 120 lg l-1. Since our results for Eu in macrofungi match well with those previously published (see below), we have included them in our study despite the fact that their reliability was not confirmed by the analysis of the certified reference material. The reference material NIST-1575a with certified value of 0.17 ± 0.01 mg kg-1 Pb and the internal reference material M-122 with concentrations 7.29 ± 0.43 mg kg-1 of Ag and 0.55 ± 0.04 mg kg-1 Pb were repeatedly analyzed successfully. In order to obtain confirmatory analytical results, we used ENAA for the determination of uranium. The result for BCR-670 obtained by this method (110 lg kg-1, analyzed in duplicate) is somewhat higher than the certified concentration range (Tables 1, 2). This discrepancy might be explained by interference from the X-ray Ka1 of Pb (74.969 keV), which, unfortunately, cannot be suppressed totally in the shield box. In comparison with macrofungal samples, BCR670 contains higher concentrations of some activated
Indicative 2060 [120]
Table 2 Comparison between ENAA and ICP-MS Sample
ENAA
ICP-MS 74.3 – 9.77
-1
ENAA
Result
Certified
U
110 ± 9
82 [8]
Results from ICP-MS are given as arithmetical mean and standard deviation (in parentheses) calculated from 3 individual sets of measurements. Reference and indicative values are given with uncertainty in brackets. The result from ENAA is given as arithmetic mean of 2 analyzed samples with approximate concentration error (statistical uncertainty)
Results for uranium (lg kg dry weight) on certified reference materials and macrofungal samples obtained firstly by nondestructive ENAA, then ICP-MS (the same sample of biomass was analyzed) The results from ENAA are given with approximate concentration error (statistical uncertainty). The sample of Suillus luteus (ECM species) with a relatively high concentration was collected on an abandoned uranium dump in Bytı´z (Prˇ´ıbram mining district, Czech Republic) for the purpose of analytical comparison
123
Biometals
Rare earth elements Concentrations of REE in ECM and SAP fungi are presented in Table 5. REE distribution in two selected species, Tricholoma populinum (ECM, C-05) and Macrolepiota procera (SAP, M-19), is presented in Fig. 1 and shows a typical negative Euanomaly. Concentrations were normalized according to Boynton (1984). The REE pattern more or less follows the trend observed in post-Archean shales and loess (Rudnick and Gao 2003). Our data generaly agree well with those few published in the literature (Aruguete et al. 1998; Falandysz et al. 2001; Stijve et al. 2001a). Some results reported by Stijve et al. (2001b, 2002) are somewhat higher, in all probability due to contamination by soil particles (see below). Despite the fact that we were not able to directly confirm the quality of our Eu determinations, the levels we found match perfectly those previously reported (Falandysz et al. 2001; Stijve et al. 2001a) and, with a typical negative Eu-anomaly, do not disturb the trend commonly found in post-Archean shales and loess (Fig. 1). Similarly to U and Th, it appears that values for Nd (2.80–7.10 mg kg-1) reported by Campos et al. (2009) appear to be excessive and erroneous. Sample contamination by thorium and REE Possible contamination of samples by inorganic soil particles should be taken into account when analyzing and evaluating Th and REE concentrations in macrofungi. Stijve et al. (2001a) found elevated REE levels in Gyrophragmium dunalii, a secotioid fungus (currently classified as Agaricus aridicola) where REE were highly enriched in comparison with Agaricus spp. having typically clean fruit-bodies, with no
Fig. 1 Chondrite-normalized distribution of rare earth elements (REE) in two selected species: ectomycorrhizal Tricholoma populinum (collected on gneissic bedrock) and saprobic Macrolepiota procera (collected on Proterozoic sediments)
adhering soil particles. In Allopsalliota (formerly Agaricus) geesterani, which fruit-body also develops underground and is difficult to clean, REE concentrations were also elevated. Generally, macrofungi with fruit-bodies developing underground or growing in sand dunes are difficult to clean and, therefore, results for Th and REE might be excessive; this could be the case of REE in Podaxis pistillaris (Stijve et al. 2001b, 2002), Th and La in Termitomyces sp. (Latiff et al. 1996), and Th in Scleroderma verrucosum (Horovitz et al. 1974). Analysis of insufficiently cleaned material (or dried samples from herbaria, which are very difficult to clean) also leads to higher Th and REE concentrations—this is seen, e.g., in the case of Albatrellus pes-caprae Fl1073 and all species in Table 3 in Stijve et al. (2001b, 2002). We have observed a similar phenomenon in Pisolithus arhizus, where Th and REE concentrations were strikingly different in a routinely cleaned sample and a sample cleaned with a
Table 5 Rare earth elements in ectomycorrhizal (ECM) and saprobic (SAP) macrofungi; a statistical summary showing median and maximum value (lg kg-1 dry weight); data not shown La
Ce
Pr
Nd
Sm
Eu
Gd
Tb
Dy
Ho
Er
Tm
Yb
Lu
Median
23.1
42.1
5.56
19.9
4.06
0.68
2.35
0.59
2.16
0.42
1.28
0.17
1.26
0.13
Maximum
206
276
42.8
103
22.2
4.78
13.7
3.36
21.4
4.58
14.5
2.04
13.8
1.93
ECM
SAP Median
13.4
21.8
2.53
10.9
2.46
0.68
1.37
0.27
1.24
0.21
0.79
\dl
0.87
0.10
Maximum
207
357
40.2
139
37.3
12.7
30.2
9.00
57.9
12.2
33.5
4.37
28.8
4.08
123
Biometals
be related to some specific environmental factors such as the bedrock geochemistry, since all specimens analyzed by Campos et al. (2009) originated from sites above quartzite. None of our samples from similar environments exhibited such high U/Th concentrations. Curiously enough, the highest concentrations of U/Th reported by Campos et al. (2009) were found in wood-rotting fungi Hypholoma fasciculare and Gymnopilus spectabilis—despite the concentrations of U/Th in wood being much lower than those in soils. These results, three orders of magnitude higher than those of ours, were obtained using X-ray fluorescence spectrometry (XRF). Whereas the authors correctly claim that this analytical method ‘‘is one of the simplest, most accurate and most economic for the determination of the chemical composition of many types of mineral and organic substrates’’, this is not the case for very low levels (e.g. mg kg-1) that they reported. It would have been useful if they had provided results for standard reference materials and the spectral lines used for the chemical analysis (for consideration of potential spectrometric interferences). Our study indicates that the only realistic results reported by Campos et al. (2009) are those for Pb. Furthermore, XRF is not suitable for determination of U and Th at ultra-trace or even trace levels. With regard to the general ability of macrofungi to take up U and Th we have compared the data with elements known to be highly accumulated (Ag) and discriminated (Pb) (Tables 3, 4). Concentrations of both elements are much higher than those of U and Th. Correlation analysis (tested by the Pearson product moment correlation coefficient) revealed a significant correlation (P \ 0.01) between U and Th in ECM fungi (r = 0.61) and between U and Pb in SAP fungi (r = 0.58). Fomina et al. (2007) have demonstrated that fungi exhibit high uranium oxide tolerance and possess the ability to solubilize UO3 and U3O8 and to accumulate U within the mycelium to over 80 g kg-1 dry weight biomass. The hyphae were found to be encrusted with uranium precipitates associated with phosphorus and some fungal species caused the biomineralization of uranyl phosphate minerals of the meta-autunite group. A similar ability of fungi has been demonstrated also in metallic depleted uranium (Fomina et al. 2008). As suggested by Fomina et al. (2007, 2008), the fact that fungi are able to solubilize uranium solids
123
indicates their possible role in biogeochemical cycling of U in the environment. This role, indeed, should be considered at U-polluted sites. On the other hand, the role of macrofungi in the geochemistry of U in pristine environments seems to be limited, at least when compared to other elements like Ag; Ag concentrations in soils are usually lower than those of U, but, despite this fact, Ag is absorbed by hyphae, transported and accumulated in fruit-bodies very effectively, since metallothioneins have been confirmed to play a significant role in Ag sequestration process (Osobova´ et al. 2011). A similar significant role of fungi could be considered, for example, to that of As, which is also highly accumulated by many macrofungi and biotransformed into methylated organic compounds (Sˇlejkovec et al. 1997). Concentrations of U in unpolluted soils depend on the type of geological bedrock; concentrations in common rocks usually fall within the range of 0.3–6 mg kg-1 (Kabata-Pendias 2001). The very low U concentrations in fruit-bodies do not indicate a specific and significant contribution of macrofungi to the biogeochemical cycling of U. Interestingly, Johanson et al. (2004) reported concentrations of 0.04–10.3 mg kg-1 U in fungal mycelia collected in the field; U concentrations in mycelia and fruitbodies correlated well with those measured in soils. With regard to the U content in fruit-bodies, the concentration ratio (concentration in fruit-bodies divided by concentration in mycelia) was 0.01. This would indicate that U enters fungal hyphae but that it is neither effectively accumulated, nor transported to the fruit-bodies. In this context, it should be noted that the extremely high U concentrations in fungal mycelia reported by Fomina et al. (2007, 2008) do not represent U content sensu stricto but include also the ‘‘mycogenic’’ U precipitates outside the fungal hyphae. Several authors have reported activities of U and Th isotopes in macrofungi (Mietelski et al. 2002; Wichterey and Sawallisch 2002; Baeza and Guille´n 2006; Baeza et al. 2006; Turhan et al. 2007). In general, activities of 234U, 238U, 228Th, 230Th and 232Th in macrofungi from background areas were below 10 Bq kg-1 (dry weight). Slightly elevated activities were found at U-mining areas in Germany (Wichterey and Sawallisch 2002); according to this study, the contribution of 238U to the effective dose via ingestion of wild-growing mushrooms is negligible.
Biometals Table 4 Trace elements in saprobic macrofungi (dry weight) obtained by ICP-MS Bedrock
Species
U (lg kg-1)
Th (lg kg-1)
Ag (mg kg-1)
Pb (mg kg-1)
QS
Agaricus arvensis
26.3
5.69
15.8
13.1
AS
Agaricus campestris*
14.7
11.8
66.6
1.09
GN SN
Bolbitius vitellinus Calvatia excipuliformis
13.4 3.77
122 2.83
0.24 1.79
0.25 2.49
SN
Calvatia excipuliformis
0.10
1.37
2.15
1.02
PS
Clitocybe costata
3.85
0.75
7.95
1.01
DM
Clitocybe geotropa*
5.04
31.6
2.44
0.65
QS
Gymnopilus spectabilis*
4.10
0.73
0.99
0.12
QS
Gymnopilus spectabilis*
4.18
0.93
27.0
0.04
GN
Helvella lacunosa
1.33
6.03
0.49
0.05
PS
Hypholoma fasciculare*
3.28
8.58
1.88
0.19
QS
Hypholoma fasciculare*
\dl
\dl
1.30
0.21
SN
Lepista nuda
0.27
2.69
1.10
0.74
AS
Leucoagaricus leucothites
1.42
8.29
48.9
0.40
GR
Macrolepiota procera*
1.89
2.75
1.95
10.9
PS
Macrolepiota procera*
11.6
83.1
1.35
5.07
GR
Macrolepiota rhacodes
13.4
3.15
5.33
2.52
QS
Mycena zephirus
0.10
1.15
0.15
0.10
CS CS
Omphalotus olearius* Pleurotus pulmonarius
0.08 3.25
1.51 11.4
1.38 7.55
0.05 0.13
GN
Pluteus cervinus
1.10
1.76
0.22
0.09
CS
Tricholomopsis rutilans*
1.81
1.05
0.62
0.65
QS
Tricholomopsis rutilans*
0.53
2.95
8.34
0.27
GN
Tricholomopsis rutilans*
\dl
1.56
5.07
0.42
GR
Tricholomopsis rutilans*
3.95
0.37
6.14
0.11
Species analyzed by Campos et al. (2009) are indicated by an asterisk Type of geological bedrock: AS anthropogenic soil, CS Cretaceous sediments (excluding sandstones), DM dolomitic marbles, GN gneiss, GR granitic rocks, PS Proterozoic sediments, QS Quaternary sediments, SN Cretaceous sandstones
and 125 lg kg-1, respectively. No significant difference between concentrations in ECM and SAP fungi was found using the Student’s t test of significance. The highest level of U (26 lg kg-1) was found in Agaricus arvensis; in the case of Th, the concentration range is wider, with the highest value of 122 lg kg-1 for Bolbitius vitellinus. The results generally agree with data reported by Bakken and Olsen (1990), Falandysz et al. (2001), Stijve et al. (2001a), Johanson et al. (2004), and Rˇanda et al. (2005). However, there are slight differences: Bakken and Olsen (1990) found somewhat lower values for Th and Johanson et al. (2004) also reported low data for Th, but a wider concentration range for U. Such differences might be explained by problems in chemical analysis but,
more likely, by a low number of analyzed samples in both studies and possibly also by environmental factors. For this reason, we do not discuss the few data for Th published by Latiff et al. (1996). Campos et al. (2009) reported U and Th concentrations in macrofungi in the range of 0.80–4.13 and 1.43–3.63 mg kg-1, respectively. However, these high concentrations cannot be explained by a ‘‘specific ability of tested species’’ to accumulate these elements. We have shown that the same fungal species as analyzed by Campos et al. (2009), collected from various sites in the Czech Republic (with differing bedrock geochemistry), exhibit much lower concentrations. In the case of U, our data are, moreover, supported by two independent analytical methods. The explanation of such discrepancy cannot
123
Biometals
special care (data not shown). On the other hand, as correctly pointed out by Stijve et al. (2004), such contamination would not influence concentrations of heavy metals like Cd or Ag, which are usually much enriched in fungal biomass. For a detailed discussion on this subject and further analyses see Stijve et al. (2004). Acknowledgments We are very grateful to Tjakko Stijve and Emil Jelı´nek for helpful comments on the manuscript. This research was supported by the projects GAUK no. 3010 (The Grant Agency of Charles University) and the project IAA600480801 (The Grant Agency of the Academy of Sciences of the Czech Republic). Institutional support was provided by Institutional Research Plans (IRP) AV0Z30130516 (Institute of Geology, ASCR, Prague) and IRP AV0Z10480505 (Nuclear Physics Institute, ASCR, Rˇezˇ near Prague).
References Aruguete DM, Aldstadt JH, Mueller GM (1998) Accumulation of several heavy metals and lanthanides in mushrooms (Agaricales) from the Chicago region. Sci Total Environ 224:43–56. doi:10.1016/S0048-9697(98)00319-2 Baeza A, Guille´n J (2006) Influence of the soil bioavailability of radionuclides on the transfer of uranium and thorium to mushrooms. Appl Radiat Isot 64:1020–1026. doi:10.1016/ j.apradiso.2006.04.003 Baeza A, Guillen FJ, Salas A, Manjon JL (2006) Distribution of radionuclides in different parts of a mushroom: influence of the degree of maturity. Sci Total Environ 359: 255–266. doi:10.1016/j.scitotenv.2005.05.015 Bakken LR, Olsen RA (1990) Accumulation of radiocesium in fungi. Can J Microbiol 36:704–710 Borovicˇka J, Rˇanda Z, Jelı´nek E, Kotrba P, Dunn CE (2007) Hyperaccumulation of silver by Amanita strobiliformis and related species of the section Lepidella. Mycol Res 111:1339–1344. doi:10.1016/j.mycres.2007.08.015 Borovicˇka J, Kotrba P, Gryndler M, Mihaljevicˇ M, Rˇanda Z, Rohovec J, Cajthaml T, Stijve T, Dunn CE (2010) Bioaccumulation of silver in ectomycorrhizal and saprobic macrofungi from pristine and polluted areas. Sci Total Environ 408:2733–2744. doi:10.1016/j.scitotenv.2010.02 Boynton WV (1984) Cosmochemistry of the rare earth elements: meteorite studies. In: Henderson P (ed) Rare earth element geochemistry. Elsevier, Amsterdam Campos JA, Tejera NA, Sa´nche´z CJ (2009) Substrate role in the accumulation of heavy metals in sporocarps of wild fungi. Biometals 22:835–841. doi:10.1007/s10534-0099230-7 Falandysz J, Szymczyk K, Ichihashi H, Bielawski L, Gucia M, Frankowska A, Yamasaki S-I (2001) ICP/MS and ICP/ AES elemental analysis (38 elements) of edible wild mushrooms growing in Poland. Food Add Contam 18: 503–513. doi:10.1080/02652030119625 Fomina M, Charnock JM, Hillier S, Alvarez R, Gadd GM (2007) Fungal transformations of uranium oxides. Env
123
Microbiol 9:1696–1710. doi:10.1111/j.1462-2920.2007. 01288.x Fomina M, Charnock JM, Hillier S, Alvarez R, Livens F, Gadd GM (2008) Role of fungi in the biogeochemical fate of depleted uranium. Curr Biol 18:R375–R377. doi:10.1016/ j.cub.2008.03.011 Fomina M, Burford E, Hillier S, Kierans M, Gadd GM (2010) Rock-building fungi. Geomicrobiol J 27:624–629. doi: 10.1080/01490451003702974 Gadd GM (2007) Geomycology: biogeochemical transformations of rocks, minerals, metals and radionuclides by fungi, bioweathering and bioremediation. Mycol Res 111:3–49. doi:10.1016/j.mycres.2006.12.001 Gadd GM (2010) Metals, minerals and microbes: geomicrobiology and bioremediation. Microbiology 156:609–643. doi:10.1099/mic.0.037143-0 Horovitz CT, Schock HH, Horovitz-Kisimova LA (1974) The content of scandium, thorium, silver and other trace elements in different plant species. Plant Soil 40:397–403. doi:10.1007/BF00011522 Johanson KJ, Nikolova I, Taylor AFS, Vinichuk MM (2004) Uptake of elements by fungi in the Forsmark area. Technical Report TR-04-26, Swedish nuclear fuel and waste management Co, Stockholm, Sweden. http://www.skb. se/upload/publications/pdf/TR-04-26webb.pdf. Accessed 21 January 2011 Kabata-Pendias A (2001) Trace elements in soils and plants, 3rd edition. CRC Press, Boca Raton Kalacˇ P (2010) Trace element contents in European species of wild growing edible mushrooms: a review for the period 2000–2009. Food Chem 122:2–15. doi:10.1016/j.foodchem. 2010.02.045 Kalacˇ P, Svoboda L (2000) A review of trace element concentrations in edible mushrooms. Food Chem 69:273–281. doi:10.1016/S0308-8146(99)00264-2 Latiff LA, Daran ABM, Mohamed AB (1996) Relative distribution of minerals in the pileus and stalk of some selected edible mushrooms. Food Chem 56:115–121. doi:10.1016/ 0308-8146(95)00129-8 Mietelski JW, Baeza AS, Guillen J, Buzinny M, Tsigankov N, Gaca P, Jasin´ska M, Tomankiewicz E (2002) Plutonium and other alpha emitters in mushrooms from Poland, Spain and Ukraine. Appl Radiat Isotopes 56:717–729. doi: 10.1016/S0969-8043(01)00281-0 Osobova´ M, Urban V, Jedelsky´ PL, Borovicˇka J, Gryndler M, Ruml T, Kotrba P (2011) Three metallothionein isoforms and sequestration of intracellular silver in hyperaccumulator Amanita strobiliformis. New Phytol. doi:10.1111/ j.1469-8137.2010.03634.x Rˇanda Z, Soukal L, Mizera J (2005) Possibilities of the shortterm thermal and epithermal neutron activation for analysis of macromycetes (mushrooms). J Radioanal Nucl Chem 264:67–76. doi:10.1007/s10967-005-0676-y Rosling A, Finlay RD, Gadd GM (2009) Geomycology. Fungal Biol Rev 23:91–93. doi:10.1016/j.fbr.2010.03.005 Rudnick RL, Gao S (2003) The composition of the continental crust. In: Rudnick RL, Holland HD, Turekian KK (eds) The crust: treatise on geochemistry, vol 3. ElsevierPergamon, Oxford Sˇlejkovec Z, Byrne AR, Stijve T, Goessler W, Irgolic KJ (1997) Arsenic compounds in higher fungi. Appl
Biometals Organomet Chem 11:673–682. doi:10.1002/(SICI)1099-0739 (199708)11:8\673:AID-AOC620[3.0.CO;2-1 Stijve T, Andrey D, Goessler W, Guinberteau J, Dupuy G (2001a) E´tude comparative des me´taux lourds et d’autres e´le´ments traces dans Gyrophragmium dunalii et dans les Agarics jaunissants de la section Arvenses. Bull Soc Mycol Fr 117:133–144 Stijve T, Andrey D, Lucchini G, Goessler W (2001b) Simultaneous uptake of rare earth elements, aluminium, iron, and calcium by various macromycetes. Australasian Mycologist 20:92–98 Stijve T, Andrey D, Lucchini G, Goessler W (2002) Lanthanides and other less common metals in mushrooms. Deut Lebensm-Rundsch 98:82–87
Stijve T, Goessler W, Dupuy G (2004) Influence of soil particles on concentrations of aluminium, iron, calcium and other metals in mushrooms. Deut Lebensm-Rundsch 100: 10–13 Turhan S, Ko¨se A, Varinlioglu A (2007) Radioactivity levels in some wild edible mushroom species in Turkey. Isot Environ Healt 43:249–256. doi:10.1080/1025601070156 2794 Wichterey K, Sawallisch S (2002) Naturally occurring radionuclides in mushrooms from uranium mining regions in Germany. Radioprotection 37:C1-353–C1-358. doi:10.1051/ radiopro/2002066
123
