Mendelova univerzita v Brně Agronomická fakulta Ústav molekulární biologie a radiobiologie. Radionuklidy ve včelím medu Diplomová práce

Mendelova univerzita v Brně Agronomická fakulta Ústav molekulární biologie a radiobiologie

Radionuklidy ve včelím medu Diplomová práce

Vedoucí práce: prof. RNDr. Michael Pöschl, CSc.

Brno 2011

Vypracovala: Bc. Iveta Duchová

PROHLÁŠENÍ

Prohlašuji, že jsem diplomovou práci na téma Radionuklidy ve včelím medu vypracovala samostatně a použila jen pramenů, které cituji a uvádím v přiloženém seznamu literatury. Diplomová práce je školním dílem a může být použita ke komerčním účelům jen se souhlasem vedoucího diplomové práce a děkana Agronomické fakulty Mendelovy univerzity v Brně.

dne………………………………………. podpis diplomanta……………………….

PODĚKOVÁNÍ

Na tomto místě bych chtěla velmi poděkovat vedoucímu diplomové práce prof. RNDr. Michaelu Pöschlovi, CSc. za cenné rady, připomínky a veškerou pomoc při zpracování předložené práce. Dále bych zde chtěla poděkovat Ing. Antonínu Přidalovi, Ph.D. a Ing. Jiřímu Svobodovi, Ph.D. z oddělení včelařství MENDELU v Brně za pomoc při získávání vzorků a provedení rozborů medů.

ABSTRAKT Tato diplomová práce se věnuje problematice výskytu radionuklidů ve včelím medu, zejména radioizotopů cesia

137

Cs a draslíku

40

K. V teoretické části se práce zabývá zdroji,

výskytem a transferem antropogenních radionuklidů v životním prostředí. Dále shrnuje poznatky o výskytu

137

Cs v potravinách přírodního původu a zejména ve včelím medu.

Praktická část práce se věnuje gamaspektrometrické analýze

137

Cs a

40

K ve včelím medu.

Vzorky včelího medu (150 g) byly měřeny ve 100ml vzorkovnicích po dobu 20 hodin pomocí gamaspektrometrické trasy s polovodičovým germaniovým detektorem (HPGe). Celkem bylo analyzováno 95 vzorků medů, z toho 16 medů ze zahraničí. Na základě pylové analýzy byly vzorky rozděleny do tří kategorií: květové, květovomedovicové a medovicové medy. Hmotnostní aktivita

137

Cs ve vzorcích medů pocházejících z území

České republiky se pohybovala v rozmezí 0,0–392,0 Bq.kg-1 a hmotnostní aktivita v rozmezí 0,0–132,02 Bq.kg-1. Přes 90 % květových medů mělo hmotnostní aktivitu

40

137

K

Cs

pod 1,0 Bq.kg-1. Aktivitu nad 3,0 Bq.kg-1 mělo 20,7 % medovicových medů, 16 % květovomedovicových medů a pouze 4,3 % květových medů. Nejvyšší průměrnou hmotnostní aktivitu

137

Cs měly vřesové medy (27,62 ± 11,54 Bq.kg-1), nejnižší pak medy

akátové (0,14 ± 0,13 Bq.kg-1). Vyšší obsah

137

Cs v medu koresponduje s vyšší půdní

kontaminací černobylským radiocesiem. Naměřené hodnoty hmotnostních aktivit

137

Cs

v medu jsou však velmi nízké a nepřesahují nejvyšší přípustné úrovně pro potraviny (600 Bq.kg-1).

Klíčová slova: antropogenní radionuklidy, radiocesium gamaspektrometrická analýza

137

Cs, radiodraslík

40

K, med, potraviny,

ABSTRACT This thesis deals with the issue of radionuclides in honey, particularly radioisotopes of caesium 137Cs and potassium 40K. The theoretical part covers the sources, occurrence and the transfer of anthropogenic radionuclides in the environment. Moreover, it summarizes the findings of the presence of

137

Cs (radiocaesium) in natural foods and in particular

in honey. The empirical part studies gamma spectrometric analysis of

137

Cs and

40

K

in honey. Samples of honey (of 150 g) had been measured in a 100 ml sample for 20 hours by means of gamaspectrometric analysis with germanium semiconductor detector (HPGe). In total, the analysis contained 95 honey samples, 16 of them of foreign origin. Based on the pollen analysis, the samples were divided into three categories: floral, floral-honeydew and honeydew honeys. Activity concentrations of

137

Cs in the honey samples from

the Czech Republic ranged from 0.0 to 392.0 Bq.kg-1, activity concentrations of 40K ranged from 0.0 to 132.02 Bq.kg-1. The activity of of floral honeys. The activity of

137

137

Cs was ≤ 1.0 Bq.kg-1 in more than 90 %

Cs was ≥ 3.0 Bq.kg-1 in 20. 7 % of honeydew honeys,

in 16 % of floral-honeydew honeys and only in 4.3 % of floral honeys. The highest average activity of

137

Cs was found in heather honey (27.62 ± 11.54 Bq.kg-1), the lowest activity

of 137Cs was in acacia honey (0.14 ± 0.13 Bq.kg-1). The higher content of

137

Cs in honey

corresponds with higher soil contamination of Chernobyl radiocaesium. Nevertheless, the 137Cs activity concentrations in honey were very low and did not exceed the highest permitted level for food (600 Bq.kg-1).

Key words: anthropogenic radionuclides, radiocaesium gamma spectrometric analysis

137

Cs, radiopotassium

40

K, honey, food,

OBSAH 1

ÚVOD.............................................................................................................................9

2

CÍLE.............................................................................................................................10

3

LITERÁRNÍ PŘEHLED ...........................................................................................11

3.1

Radioaktivita a radionuklidy .................................................................................11

3.1.1

Obsahu radionuklidů v životním prostředí ...........................................................12

3.1.1.1

NORM ..........................................................................................................12

3.1.1.2

TENORM......................................................................................................13

3.1.1.3

MAN-MADE ................................................................................................14

3.1.2

3.1.1.3.1

Testy jaderných zbraní............................................................................14

3.1.1.3.2

Nehody jaderných zařízení .....................................................................15

3.1.1.3.3

Radiocesium 137Cs ..................................................................................17

Transfer radionuklidů ...........................................................................................20

3.1.2.1

Přímá kontaminace rostlin ............................................................................20

3.1.2.2

Kontaminace rostlin kořenovým systémem..................................................20

3.1.2.3

Transfer rostlina – včela – med.....................................................................20

3.2

Radionuklidy v potravinách ..................................................................................21

3.2.1

Radiocesium 137Cs v potravinách .........................................................................22

3.2.1.1

Ovoce a zelenina...........................................................................................24

3.2.1.2

Lesní plody ...................................................................................................26

3.2.1.3

Houby............................................................................................................26

3.2.1.4

Zvěřina ..........................................................................................................27

3.2.2 3.3

Povolené limity radionuklidů v potravinách.........................................................28 Med...........................................................................................................................28

3.3.1

Nektar a medovice ................................................................................................28

3.3.2

Proces vzniku medu ..............................................................................................29

3.3.3

Složení medu.........................................................................................................29

3.3.4

Radiocesium 137Cs ve včelím medu......................................................................29

4

MATERIÁL A METODIKA.....................................................................................33

4.1

Med...........................................................................................................................33

4.2

Gamaspektrometrická analýza..............................................................................33

4.2.1

Měřicí aparatura....................................................................................................33

4.2.2

Princip měření.......................................................................................................34

4.2.3

Příprava a kalibrace gamaspektrometrické trasy s HPGe .....................................35

4.2.3.1

Energetická (kvalitativní) kalibrace..............................................................35

4.2.3.2

Účinnostní (kvantitativní) kalibrace .............................................................35

4.2.3.3

Vyhodnocení plochy píku.............................................................................37

4.2.4

Pozadí a jeho měření.............................................................................................38

4.2.5

Geometrie měření .................................................................................................39

4.2.6

Provedení kvalitativní analýzy..............................................................................39

4.2.7

Provedení kvantitativní analýzy............................................................................39

4.2.8

Minimální významná aktivita a minimální detekovatelná aktivita.......................40

4.2.9

Statistické zpracování naměřených hodnot...........................................................42

5

VÝSLEDKY A DISKUSE..........................................................................................43

5.1

Kalibrace na hmotnost vzorku ..............................................................................43

5.2

Minimální významná aktivita a minimální detekovatelná aktivita ...................44

5.3

Provedení kvantitativní analýzy ............................................................................46

5.3.1 5.4

Porovnání hmotnostních aktivit podle druhu medu............................................51

5.4.1

Medy z České republiky .......................................................................................51

5.4.2

Medy ze zahraničí .................................................................................................53

5.5 6

Distribuce hmotnostních aktivit vzorků medů z České republiky........................49

Porovnání hmotnostních aktivit podle oblasti......................................................54 ZÁVĚR ........................................................................................................................56

SEZNAM POUŽITÉ LITERATURY...............................................................................57 SEZNAM TABULEK.........................................................................................................60 SEZNAM OBRÁZKŮ ........................................................................................................61 PŘÍLOHY............................................................................................................................62

1

ÚVOD

V životním prostředí naší planety se nachází velká škála různých druhů nestabilních izotopů prvků, tzv. radionuklidů, které se liší svým původem (přírodní či uměle vyrobené). Ač mají radionuklidy rozdílný původ, v účincích na živé organismy mezi nimi rozdíl není a působí značně negativně. K významnému uvolňování antropogenních radionuklidů, především

90

Sr,

131

I a

137

Cs, do ovzduší docházelo od konce 40. let do začátku 60. let

20. století při zkouškách jaderných zbraní. Radionuklidy, které detekujeme dnes, však jsou ve větší míře pozůstatkem havárie jaderného reaktoru v ukrajinském Černobylu z konce dubna 1986. Nejvýznamnějším radioizotopem uvolněným do ovzduší při havárii a přetrvávajícím v životním prostředí do dnešních dní je cesium

137

Cs, a to díky relativně

dlouhému poločasu přeměny 30,17 let a uniklému množství 38 PBq (Diehl, 2003). Kontaminaci území České republiky radiocesiem ovlivnily dešťové srážky v době přechodu kontaminovaných vzdušných mas nad naším územím na počátku května 1986 (Hůlka & Malátová, 2006). Škodlivost 137Cs je dána chemickou podobností s biogenním draslíkem, jeho možnou bioakumulací v organismu a vlivem uvolňovaného gama záření.. Včelí med je používán převážně jako přírodní sladidlo, ale lze ho také použít jako antiseptický prostředek v medicíně či jako biomarker kontaminace životního prostředí (Lazor, 2009). Složení a obsah kontaminantů v medu reprezentuje výskyt těchto látek v okolí úlu. Do medu se tak mohou dostat radionuklidy vyskytující se v životním prostředí, a to jak s přineseným nektarem a medovicí, tak i s pylem a vodou potřebnou pro vývoj včelstva. Ve vzorcích medů se předpokládají nízké hodnoty radioaktivity. Vhodnou detekční metodou

pro

měření

obsahu

nízkých

aktivit

je

gamaspektrometrická

analýza

s využitím polovodičového germaniového detektoru HPGe. Tato metoda umožňuje spolehlivě zaznamenat aktivitu 137Cs i 40K díky energiím gama kvant, které jsou emitovány po jejich radioaktivní přeměně. na metastabilní barium

137

Cs emituje nejprve β záření (513 keV), kterým se mění

137m

Ba s poločasem přeměny 2,55 minut.

dobře měřitelná γ kvanta o energii 661,7 keV. Izotop 1461,3 keV.

9

40

137m

Ba následně vyzařuje

K emituje γ kvanta o energii

2

CÍLE

Cílem této diplomové práce je zhodnotit obsah a zdroje radionuklidů v životním prostředí a v potravinách přírodního původu se zaměřením na antropogenní radionuklidy, specielně radiocesium 137Cs. Cílem praktické části je pomocí gamaspektrometrické analýzy provést účelný monitoring obsahu 137Cs a 40K ve včelím medu na území České republiky.

10

3

LITERÁRNÍ PŘEHLED

3.1 Radioaktivita a radionuklidy Radioaktivita je jev samovolné (spontánní) jaderné přeměny radionuklidů, která je doprovázena emisí ionizujícího (radioaktivního) záření α, β+, β-, γ, záchytem elektronů, emisí protonů nebo emisí fragmentů. Radioaktivita je základní vlastností radionuklidů. Pro radionuklidy musí platit dvě podmínky (L´Annunziata, 2007): 1. jádro se nachází mimo optimální poměr neutronů a protonů (N/Z), tj. spontánní jaderná přeměna může nastat pouze u prvků s nevybalancovaným počtem protonů a neutronů v jádře; 2. součet klidových energií produktů radioaktivní přeměny je menší než klidová energie původního jádra, tento nepoměr energií je elementární podmínkou radioaktivity. Radioaktivní přeměny lze rozdělit do tří skupin podle změn v jádře radioizotopu (Hála, 1998): 1. změna protonového čísla Z, konstantní nukleonové číslo A (přeměna β: β-, β+; elektronový záchyt), 2. změna Z i A (přeměna α, emise nukleonů, emise těžkých jader, samovolné štěpení), 3. změna způsobená deexcitací jádra, konstantní Z i A, mění se pouze energetický obsah jádra (okamžitá a zpožděná emise γ, vnitřní konverze). Nestabilní jádra přírodních tzv. primordiálních radioizotopů se kontinuálně přeměňují na druhotné radionuklidy vyzařováním částic α nebo β. Postupné přeměny těchto radionuklidů jsou popsány v přeměnových řadách na jejichž konci je stabilní izotop. Jsou známy čtyři základní přeměnové řady: 1. uranová, začínající uranem 238U a končící olovem 206Pb, 2. aktinuranová (aktiniová), začínající uranem 235U a končící olovem 207Pb, 3. thoriová, začínající thoriem 232Th a končící olovem 208Pb, 4. „umělá“ neptuniová, začínající neptuniem 237Np a končí bismutem 209Bi.

11

3.1.1

Obsahu radionuklidů v životním prostředí

V životním prostředí naší planety se nachází široká škála různých druhů nestabilních izotopů prvků, tzv. radionuklidů, které se liší svým původem. Některé radionuklidy se vyskytují přirozeně v půdě, skalách, podzemní vodě, oceánech a v atmosféře. Mluvíme proto o přírodních radionuklidech, které lze dále rozdělit na primární (např. 238

U,

235

U aj.), sekundární (např.

226

Ra,

222

Rn aj.) a kosmogenní (např. 3H,

14

40

K,

C,

10

232

Th,

Be aj.)

(Nollet & Pöschl, 2006). Mobilita a potenciální transfer přírodních radionuklidů do potravního řetězce jsou přímo ovlivněny jejich chemickou formou a změnou minerálních a hydrogeologických podmínek jejich životního prostředí. Pro potřeby dnešní vědy a technologií, průmyslu či medicíny již výše uvedené přírodní radionuklidy nepostačují, a proto je potřeba vyrobit nové radionuklidy uměle. Zatímco distribuce přírodních radionuklidů na Zemi je přibližně homogenní, s výjimkou jejich ložisek, výskyt antropogenních radionuklidů souvisí s jejich vznikem (výrobou) a manipulacemi s nimi (Nollet & Pöschl, 2006). Umělé radionuklidy vznikají v jaderném palivo-energetickém cyklu, při nehodách jaderných zařízení (např. Černobyl, 1986), výrobě a zkouškách jaderných zbraní, přípravě a výrobě radionuklidů v reaktorech, cyklotronech apod. Aby ze stabilního nuklidu vznikl nuklid radioaktivní, je potřeba narušit optimální poměr neutronů a protonů v jádře (Ullmann, 2009). Toho se docílí ostřelováním stabilního jádra částicemi (protony, neutrony, případně α částicemi, deuterony či těžkými ionty), které po vstupu do jádra vyvolávají v jádře jaderné reakce a stabilní nuklid se mění na radionuklid. Nejjednodušším způsobem získání umělých radionuklidů je bombardování jader neutrony v reaktorech. Vznikají tak β- radionuklidy, např. 131J, 99Mo, 133Xe, 137Cs, 90Sr aj. K výrobě pozitronových β+ radionuklidů je potřeba do jádra dodat protony. Protony musí být urychleny v urychlovačích částic na vysoké energie, proto se β+ radionuklidy někdy označují jako cyklotronové radionuklidy (Ullmann, 2009). Přeměna β+ je vlastností pouze umělých radionuklidů (např. 18F, 13N, 11C, 57Co). 3.1.1.1 NORM Anglickou zkratkou NORM (Naturally Occurring Radioactive Materials) se označuje radioaktivní materiál přirozeně se nacházející v životním prostředí Země. Do NORM lze zařadit radionuklidy přírodního (primární i sekundární) a kosmogenního původu.

12

Nejrozšířenějším přírodním radionuklidem je draslík

40

K (T1/2 = 1,277.109 let), který

je ubikvitární a nejvíce přispívá k vnitřní dávce ozáření přijímané člověkem (Hála, 1998). Draslík je biogenní prvek a radioizotop

40

K se v životním prostředí chová stejně jako

stabilní izotopy 39K a 41K. Draslík 40K je s průměrným obsahem 0,003 % nejrozšířenějším primárním radionuklidem v zemské kůře, kde jeho aktivita je vyšší než součet aktivit všech ostatních přírodních radionuklidů (Ullmann, 2009). Obsah izotopu je 0,012 %, tzn. při 1% obsahu draslíku v hornině je měrná aktivita

40

K v draslíku

40

K v dané hornině

-1

313 Bq.kg (Hála, 1998). Nejdůležitějšími přírodními radionuklidy v zemské kůře jsou izotopy uranu

238

U a

Tyto radioizotopy se liší zastoupením v zemské kůře i poločasem přeměny (T1/2 9

4,51.10 let a T1/2

235

8

U = 7,1.10 let). Významnějším izotopem je -6

v zemské kůře je 2–4.10 %, obsah

235

238

235

238

U.

U=

U, jehož obsah

-8

U je 2–3.10 % a v uranové rudě tvoří pouze 0,72 %

(Pöschl, 2006). V zemské kůře je koncentrace uranu přibližně 6 mg.kg-1, což odpovídá hmotnostní aktivitě 70 Bq.kg-1 (Hála, 1998). 3.1.1.2 TENORM Různorodé lidské aktivity mohou vést ke zvýšení koncentrace přírodních radionuklidů na nezanedbatelnou úroveň. Tyto technologicky zkoncentrované přirozeně se vyskytující radionuklidy se označují anglickou zkratkou TENORM (Technologically Enhanced Naturally Occurring Radioactive Materials). K činnostem přispívajícím ke zvýšení koncentrace přírodních radionuklidů patří především těžba uhlí, rud a jejich zpracování, spalování uhlí a těžba fosfátových minerálů. Při spalování uhlí se radionuklidy obsažené v uhlí koncentrují v popelu, nejvíce v jemných částicích, tzv. popílku (Hála, 1998). Jeden kilogram uhlí průměrně obsahuje 50 Bq 20 Bq

232

Th a 20 Bq

238

40

K,

U. V popelu dochází ke zkoncentrování aktivity radionuklidů

na hodnoty 265 Bq 40K, 70 Bq 232Th, 200 Bq 238U na 1 kilogram popela. Fosfátové minerály obsahují vyšší podíl uranu a jeho dceřiných produktů o celkové hmotnostní aktivitě 800 Bq.kg-1 až 2 000 Bq.kg-1 (Hála, 1998). Používání kontaminovaných fosfátových hnojiv v zemědělství je významným znečišťovatelem podzemních vod a dochází k transferu radionuklidů do rostlin a následně potravního řetězce. Betti a kol. (2007) ve studii Marina II pro Evropskou komisi odhadují, že v důsledku těžby fosfátových

13

minerálů se od roku 1981 do severovýchodního Atlantiku, včetně Severního a Baltského moře, uvolnilo 65 TBq α zářičů (226Ra a 210Po) a 32 TBq β zářičů (210Pb). 3.1.1.3 MAN-MADE Radionuklidy vyrobené uměle činností člověka se označují jako man-made či antropogenní radionuklidy. Tyto radionuklidy vznikají v jaderných reaktorech, urychlovačích částic a při výbuchu jaderných zbraní. Distribuce antropogenních radionuklidů sleduje cesty jejich manipulace a závisí na jejich povoleném či havarijním úniku z jaderných elektráren, vojenských zařízení a testování nukleárních zbraní (Nollet & Pöschl, 2006). Nejvíce antropogenních radionuklidů se do životního prostředí uvolnilo při testech jaderných zbraní a při nehodách jaderných zařízení. 3.1.1.3.1 Testy jaderných zbraní První jaderný test byl proveden 16. července 1945 ve Spojených státech amerických v nevadské poušti v Novém Mexiku. Ve dnech 6. a 9. srpna 1945 byly svrženy dvě jaderné bomby při útoku na japonská města Hirošimu (Little Boy – 12,5 kilotun TNT) a Nagasaki (Fat Man – 22 kilotun TNT). Tímto začala éra jaderných testů. Od 50. let 20. století se jich po celém světě uskutečnilo přes 2 000. Do roku 1963 se většinou prováděly testy nadzemní. Při nadzemních atomových zkouškách se radiocesium

137

Cs a další štěpné produkty

dostávaly do atmosféry a pomocí proudění vzdušných mas se rozšířily po celém světě. Se zvyšujícím se počtem jaderných testů se zvyšovala i koncentrace radionuklidů v ovzduší. V roce 1963 USA, tehdejší SSSR a Velká Británie uzavřely dohodu na omezení nadzemních jaderných testů (Nuclear Weapon Archive, 2001) a od té doby koncentrace radionuklidů v ovzduší pomalu klesaly až do černobylské havárie v roce 1986 (Environmental Studies, 2009). S každým jaderným testem se do ovzduší uvolňuje přes 200 štěpných produktů, řada z nich však

nikdy

nebyla

identifikována

kvůli

velmi 90

krátkému

Nejvýznamnějšími radioizotopy jsou stroncium Sr a cesium

137

poločasu

přeměny.

Cs. Oba radionuklidy mají

90

dlouhý poločasu přeměny, T1/2 = 28 let pro Sr, T1/2 = 30 let pro 137Cs, a tvoří značný podíl (3–7 %) z celkového množství při testech vzniklých radionuklidů (Environmental Studies, 2009).

14

3.1.1.3.2 Nehody jaderných zařízení V roce 1991 Mezinárodní agentura pro atomovou energii zavedla sedmibodovou stupnici hodnotící události v jaderných zařízeních s ohledem na jejich vliv na životní prostředí, zařízení uvnitř jaderné elektrárny a dopad na bezpečnostní systémy. Jako poruchy se označují události stupně 0 až 3, události hodnocené stupněm 4 až 7 se označují jako havárie. Kyshtym Jako havárie 6. stupně se označuje výbuch v ruské továrně na přepracování jaderného paliva dne 29. září 1957 v Mayak na Sibiři (v blízkosti dnešního města Kyshtym). 137

Při explozi se uvolnilo 74–1 850 PBq radioaktivních látek, převážně

Cs a

90

Sr, které

2

se rozšířily do oblasti 800 km (Wikipedia, 2011). Windscale Dne 10. října 1957 došlo k jaderné havárii (označené stupněm 5) v severozápadní Anglii, ve městě Sellafield. Při provozu reaktoru určeného pro výrobu plutonia z uranu došlo k požáru grafitu a do ovzduší se dostalo 740 TBq

131

I, 22 TBq

137

Cs, 0,07 TBq

90

Sr

a dalších radionuklidů (Diehl, 2003). Three Mile Island Při havárii (stupeň 5) v jaderné elektrárně Three Mile Island v Pensylvánii, USA, dne 28. března 1979 došlo k částečnému tavení jádra reaktoru a k úniku vody z primárního okruhu. Při nehodě do ovzduší unikl převážně radioaktivní jód 131I o aktivitě 1 TBq (Diehl, 2003). Černobyl Dne 26. dubna 1986 došlo k největší katastrofě jaderného průmyslu, k výbuchu jaderného reaktoru č. 4 v ukrajinském Černobylu. Tato událost je klasifikována Mezinárodní agenturou pro atomovou energii stupněm 7. Jednalo se o grafitový reaktor typu RBMK-1 000 chlazený lehkou vodou (Chernobyl, 2010). Palivem v tomto reaktoru byl přírodní uran ve formě oxidu uraničitého obohacený izotopem

235

U na 1,8 %. V noci

z 25. na 26. dubna 1986 probíhal v černobylské jaderné elektrárně test reaktoru č. 4. V průběhu testu však došlo k fatální kombinaci lidského pochybení a nedokonalé technologie. Ve zlomku sekundy se výkon a teplota reaktoru několikanásobně zvýšila a jádro reaktoru se dostalo do nestabilního stavu. V 1:23:44 tamního času došlo k výbuchu

15

reaktoru. Při první explozi se odklopilo tisícitunové víko reaktoru, teplota nad 2 000 °C roztavila palivové tyče a následně se vznítil grafitový obal reaktoru. Při druhém výbuchu a následném požáru a tavení jádra se do atmosféry uvolnilo obrovské množství radioaktivních štěpných produktů. Při nehodě uniklo do ovzduší „jen“ 3,8 – 20 % z celkového množství 200 tun paliva (Chernobyl, 2010). I tak byla ničivá síla 100krát větší, než při útoku na japonská města Hirošimu a Nagasaki. Z poškozeného reaktoru během deseti dní uniklo přes 40 různých radionuklidů, z nichž jsou z hlediska následků havárie nejdůležitější stroncium jód

131

I a cesium

137

8 PBq

Sr,

19

Cs (Obr. 1). Odhaduje se, že se do ovzduší celkově uvolnilo 1,9.10 Bq

radioaktivního materiálu (Hála, 1998), z toho 260 PBq 90

90

Sr a 5 PBq

131

I, 38 PBq

137

Cs, 18 PBq

134

Cs,

241

Pu (Diehl, 2003). Mezi další radionuklidy uniklé při výbuchu

do ovzduší patřily radioaktivní izotopy vzácných plynů (xenon, krypton), izotopy teluru a dalších těkavých prvků a sloučenin včetně dalších izotopů jódu a cesia (Černobyl, 2007). V menších koncentracích se uvolnily radionuklidy málo těkavých prvků (ceru, zirkonia, baria, stroncia), aktinidy a také izotopy plutonia a americia.

Obr. 1: Podíl jednotlivých radionuklidů na celkové dávce ve vzduchu v závislosti na době po výbuchu Černobylu (Wikipedia, 2011)

16

Množství unikajícího radioaktivního materiálu i atmosférické podmínky se po výbuchu reaktoru značně měnily (Pöllänen a kol., 1997). Čtvrtina celkového množství radioaktivního materiálu se uvolnila ihned po explozi 26. dubna 1986. Emise radioaktivního materiálu poté klesala a 2. května 1986 dosáhla svého minima. Únik radioaktivity z poškozeného reaktoru se poté opět zvýšil, až 6. května 1986 prakticky ustal. Při explozích se uniklé radionuklidy dostaly do výšky přes 1 000 m, po skončení explozí radioaktivní mrak nepřesáhl výšku 400 m nad zemským povrchem. Na šíření radioaktivního mraku mělo vliv proudění v atmosféře, dešťové srážky, ale i velikost radioaktivních částic. Prvotní radioaktivní mrak byl větrem unášen směrem nad Skandinávii ve dvou vzdušných vrstvách (Pöllänen a kol., 1997). Plynný materiál a malé částice byly hnány ve výšce 400–1 200 m směrem do Švédska, zatímco radioaktivní materiál ve výšce nad 1 200 m směřoval nad Finsko. Nad Skandinávií se vzdušná masa obrátila a zamířila zpět na Ukrajinu. Zde opět vítr změnil svůj směr a hnal radioaktivní mrak přes Polsko, dnešní Slovenskou a Českou republiku až k rakouským Alpám, kde se otočil a postupoval zpátky nad Polsko. Druhý radioaktivní mrak se prvotně šířil jižním směrem a zasáhl Bulharsko a celý Balkánský poloostrov (Černobyl, 2007). Míra kontaminace území černobylským radioaktivním spadem se výrazně liší v závislosti na výskytu a intenzitě dešťových srážek v okamžiku přechodu radioaktivního mraku přes dané území, tzv. vymývací efekt (Smith & Clark, 1986). V období přechodu radioaktivního mraku přes území České republiky na počátku května 1986 byly zaznamenány intenzivní dešťové srážky v oblasti Orlických hor, Jeseníků, Beskyd, Šumavy, Krušných hor, Krkonoš, Vysočiny a Ašského výběžku (viz Příloha č. 1). Z mapy kontaminace půd radiocesiem

137

Cs (viz Obr.15, s. 54) získané z celostátního průzkumu půd v červnu 1986

je patrné, že úroveň kontaminace půdy je vyšší právě v těchto místech. Příloha č. 2 pro srovnání ukazuje spadovou kontaminaci Evropy černobylským radiocesiem 137Cs. 3.1.1.3.3 Radiocesium 137Cs Cesium (zkratka Cs, lat. caesium) objevili v roce 1860 R. Bunsen a G. Krichhoff pomocí emisní spektrometrie a pojmenovali ho podle dvou výrazných modrých čar v emisním spektru (lat. caesius znamená modro-šedý). Bunsen izoloval chlorid cesia ze směsi alkalických solí, které získal odpařováním minerální vody. Čisté cesium se podařilo

17

izolovat až v roce 1881 C. Sefferbergovi elektrolýzou cesných solí (Butterman a kol., 2005). Cesium je měkký, lehký kov stříbro-bílé až stříbro-žluté barvy, který je těžší než voda. Při teplotě 20 °C je pevného skupenství, teplota tání je 28,5 °C a teplota varu 678,4 °C (Bentor, 2009). V periodické tabulce prvků se nachází v 6. periodě, skupině 1 (I. A). Cesium má atomové číslo 55, relativní atomovou hmotnost 132,905, elektronovou konfiguraci

[Xe]6s1,

hustotu

1,879 g.cm-3

a

elektronegativitu

0,75

(cesium

je nejelektropozitivnějším stabilním prvkem). Soli cesia barví plamen fialově. Stejně jako ostatní alkalické kovy je cesium vysoce reaktivní a řadí se mezi pyroforické materiály (Wikipedia, 2011). Cesium se vyskytuje ve sloučeninách, samotné se v přírodě nachází velmi vzácně (asi 3 ppm v zemské kůře (Butterman a kol., 2005)). V přírodě se vyskytuje pouze stabilní izotop

133

Cs vyskytující se v minerálu polucit v koncentraci do 30 % Cs2O (Environmental

Studies, 2009). Uměle vyrobených izotopů cesia je přes 30. Dostupná literatura udává různé údaje o rozmezí hmotnostních čísel: 116–146 (Butterman a kol., 2005), 114–148 (Environmental Studies, 2009) a 112–151 (Wikipedia, 2011). Všechny umělé izotopy jsou radioaktivní

s velmi

rozdílnými

poločasy

přeměny

(viz Tab. 1).

Nejdůležitějším

radioizotopem cesia je 137Cs. Tab. 1: Vybrané izotopy cesia a jejich poločasy přeměny (Bentor, 2009) Izotopy Cs T1/2 Cs-126 1,6 min Cs-129 1,3 d Cs-131 9,7 d Cs-132 6,4 d Cs-133 stabilní Cs-134 2,1 r Cs-134m 2,9 h Cs-135 2300000 r Cs-136 13,2 d Cs-137 30,2 r Cs-138 32,2 min Cs-139 9,3 min Radiocesium

137

Cs bylo objeveno spolu s dalšími radionuklidy využívanými v medicíně

na konci 30. let 20. století G. T. Seaborgem (EPA, 2010).

18

137

Cs je výlučně antropogenního

(umělého) původu a vzniká při jaderném štěpení uranu a plutonia v jaderných reaktorech či v nukleárních zbraních.

137

Cs je dnes nejrozšířenějším umělým radioizotopem na Zemi,

velikost území zamořené černobylským radiocesiem se odhaduje na 125 000 km2 až 146 000 km2 (Chernobyl, 2010). Významnou vlastností radiocesia je, že se v živých organismech chová jako draslík, který je biogenním prvkem. Cesium i draslík patří do skupiny alkalických kovů a tudíž mají podobné chemické i metabolicko-fyziologické vlastnosti. Cesium nemá žádný biologický význam pro živé organismy, neboť nemůže nahradit draslík v jeho metabolických funkcích (regulace potenciálů na membránách), kvůli rozdílnému iontovému poloměru: K+ = 1,33 Å, Cs+ = 1,65 Å. Radiocesium

137

Cs (Obr. 2) se přeměňuje přímo (6,5 %) na stabilní barium

nepřímo (93,5 %) přes metastabilní barium

137m

Ba na stabilní barium

137

137

Ba nebo

Ba. Při nepřímé

přeměně se uvolňuje nejprve β záření o energii 513 keV a metastabilní barium

137m

Ba

(T1/2 = 2,55 min) následně vyzařuje γ záření (převážně) o energii 661,7 keV. Právě energie γ záření 661,7 keV se využívá k detekci aktivity radiocesia

137

Cs (Environmental Studies,

2009).

Obr. 2: Schéma radioaktivní přeměny cesia 137Cs (Ullmann, 2009) Radiocesium

137

Cs je spolu s

60

Co nejpoužívanějším zdrojem γ záření. Využívá

se v zemědělství, průmyslu (např. hladinová měřidla, měřidla vlhkosti a hustoty), v medicíně na léčbu rakoviny, sterilizaci jídla, čistírenských kalů a chirurgických nástrojů aj. (Butterman a kol., 2005).

19

3.1.2

Transfer radionuklidů

Radionuklidy, které se dostaly do atmosféry, jsou unášeny větrem, rozptylovány v atmosféře a pozvolně dopadají na zemský povrch ve formě spadu. Rostliny mohou být kontaminovány dvěma způsoby (Pröhl, 2009). Radionuklidy mohou dopadat rovnou na nadzemní části rostlin (přímá depozice), nebo jsou absorbovány kořenovým systémem rostlin (nepřímá depozice). Plynné radionuklidy (3H,

14

C) vstupují do rostlin přímo přes

průduchy a začleňují se do metabolismu rostlin (fotosyntéza). Ke kontaminaci zvířat, a tím i potravin živočišného původu, dochází inhalací vzdušné kontaminace a především ingescí kontaminovaných krmiv a vody. 3.1.2.1 Přímá kontaminace rostlin Při formování vodních kapek či ledových krystalů v atmosféře dochází k inkorporaci radionuklidů nacházejících se v mraku do kapek či vloček a při jejich pohybu dochází k dalšímu vymývání radionuklidů z ovzduší (Nollet & Pöschl, 2006; Pöschl, 2006). V důsledku srážek se radionuklidy ze vzduchu dostávají na povrch rostlin a do půdy. Jde o tzv. mokrou depozici. Suchá depozice na povrch rostlin probíhá na základě difúze, strhávání či sedimentace vzdušných radionuklidů ve formě aerosolu či pevných částeček. 3.1.2.2 Kontaminace rostlin kořenovým systémem Kontaminace rostlin radionuklidy probíhá v menší míře i přes kořenový systém společně s živinami z půdního roztoku. Radionuklidy reagují s půdními částečkami za tvorby pevných, často ireverzibilních vazeb, což vede ke snížení biologické dostupnosti (Nollet & Pöschl, 2006). Absorpce

137

Cs kořenovým systémem rostliny je vyšší z půd s vysokým

podílem organických látek, zatímco v půdách s vyšším obsahem jílových minerálů je cesium imobilizováno do půdních částic. 3.1.2.3 Transfer rostlina – včela – med Radionuklidy

přijaté

kořenovým

systémem

rostliny

(nepřímá

kontaminace)

nebo nadzemními částmi rostliny (přímá kontaminace) jsou redistribuovány v rostlině na základě své pohyblivosti (Nollet & Pöschl, 2006). Radiocesium

137

Cs, díky své

podobnosti k draslíku, má vysokou pohyblivost a je snadno translokováno rostlinou a akumuluje se v periferních nadzemních částech rostliny (květ, listy). Včely sbírají pyl,

20

nektar a medovici z rostlin v okolí až 2 km kolem úlu (Panatto a kol., 2007). Z celkového počtu 20 000 včel v úlu je přibližně 4 000 létavek a každá létavka za den navštíví přes 1 000 rostlin. Do úlu se tak každý den dostane přes milión vzorků okolního prostředí. Při svém letu se včely setkávají také s vodními zdroji v okolí a hlavně se vzdušnými částečkami, to vše může být kontaminováno radionuklidy, tedy i radiocesiem. Koncentrační faktor rostlina – med je řádově 0,001 bez ohledu na druh rostliny (Todorović a kol., 1995). Jak uvádí tabulka níže, koncentrace cesia klesá ve směru rostlina, pyl, včela, med. V medu je koncentrace cesia 300krát nižší než v rostlině a 200krát nižší než v pylu. To je dáno díky vysokému obsahu cukru, který naředí původní koncentraci cesia (Sheppard a kol., 2010). Tab. 2: Koncentrace cesia v kvetoucích rostlinách navštěvovanými včelami, v pylu nasbíraném včelami, ve včelím těle a v medu (Sheppard a kol., 2010) Cesium Rostliny v květu (v sušině) 17 µg.kg-1 Pyl (v sušině) 12 µg.kg-1 Včely (v sušině) 6,1 µg.kg-1 Včely (v živé hmotnosti) 2,0 µg.kg-1 Med 0,056 µg.l-1

3.2 Radionuklidy v potravinách Tělo dospělého člověka (váha 70 kg) průměrně obsahuje 3 000 Bq uhlíku 3

H a 4 300 Bq draslíku

40

14

C, 20 Bq tritia

K (Diehl, 2003). Tyto a další radionuklidy se do lidského těla

dostávají vdechováním radioaktivních částeček ve vzduchu a ingescí potravin. Aktivita přírodních radionuklidů v potravinách a v lidském těle je stejná po celém světě, ale aktivita radionuklidů přeměnových řad uranu a thoria závisí na místních geologických podmínkách a v dané oblasti je tato hodnota stabilní. Přírodní radionuklid draslík

40

K se do lidského organismu dostává z vody a potravin,

kde je jeho měrná aktivita v rozmezí 20–240 Bq.kg-1 (Hála, 1998). Průměrný člověk (70 kg) je tvořen z 0,1–0,3 % draslíkem, což představuje aktivitu 22 000–76 000 Bq

40

K.

Pro lidský organismus tato aktivita představuje roční průměrnou dávku 200 µSv. Podíl dalších přírodních radionuklidů (14C, 3H) na ozáření člověka je zanedbatelný. Celosvětový průměrný roční příjem sekundárních radioizotopů radia 226Ra a 228Ra je 19 Bq resp. 13 Bq, ale např. v oblasti Kerala na jihozápadním pobřeží Indie a ve vulkanické oblasti Minas Gerais v Brazílii je roční příjem 226Ra 40 Bq a 228Ra 2 000 Bq (Diehl, 2003).

21

210

Polonium

Po se v arktických oblastech akumuluje v lišejnících, které jsou následně

spásány soby, proto je příjem

210

Po 10krát vyšší u Laponců než u obyvatel žijících

v mírném podnebním pásu. 90

Z antropogenních radionuklidů jsou v potravinách nejvýznamnější stroncium cesium

137

Cs a jód

131

I. Od roku 1945 do roku 1963 probíhaly zkoušky jaderných zbraní

především v atmosféře. Do atmosféry se v tomto období uvolnilo okolo 600 PBq 960 PBq

137

Sr,

90

Sr,

Cs a množství dalších radionuklidů (Diehl, 2003). Po uzavření dohody

o omezení nadzemních testů v roce 1963 dosáhla radioaktivita v potravinách vrcholu následující rok a poté začala klesat. K mírnému lokálnímu zvýšení radioaktivity v potravinách přispěla nehoda reaktoru v jaderné elektrárně Three Mile Island v Pensylvánii, USA, 28. března 1979. V tamních potravinách byla detekována aktivita

131

I.

Významné zvýšení koncentrace radionuklidů v ovzduší a následně v potravinách způsobila havárie a následný výbuch reaktoru v ukrajinském Černobylu 26. dubna 1986. Během 10 dní do ovzduší uniklo 260 PBq 241

131

I, 38 PBq

137

Cs, 18 PBq

134

Cs, 8 PBq

90

Sr, 5 PBq

Pu a velké množství dalších radionuklidů (Diehl, 2003). Ihned po havárii byl

dominantním radionuklidem

131

I, ale díky krátkému poločasu přeměny (T1/2 = 8 d) rychle

vymizel z životního prostředí. Nejvýznamnějšími radionuklidy se tak po 14ti dnech staly radionuklidy 137Cs a 134Cs (viz s. 16, Obr. 1). 3.2.1

Radiocesium 137Cs v potravinách

Ze záznamů Federálního výzkumného centra pro výživu v Karlsruhe vyplývá (Obr. 3), že nejvyšší příjem radiocesia potravou v Německu byl v roce 1987 (v roce 1986 byla konzumována sklizeň z roku 1985), průměrně přes 7 Bq na osobu a den (Diehl, 2003). Nejvyššího denního příjmu na osobu bylo dosaženo v březnu 1987, a to 11 Bq 137Cs a 5 Bq 134

Cs. Průměrný denní příjem radionuklidů cesia potravou klesl na před černobylskou

úroveň pro 134Cs v roce 1990 a pro

137

Cs o 6 let později. Zvýšené koncentrace

137

Cs lze

však dodnes detekovat v houbách, lesních plodech, zvěřině a v rybách z Baltického moře.

22

Obr. 3: Průměrný roční příjem radiocesia; data ze vzorků denní stravy v Německu v letech 1963–1996 (Diehl, 2003) V tehdejší Československé socialistické republice se po černobylské havárii monitorovala objemová aktivita

131

I,

134

Cs a

137

Cs v mléce, mase a dalších potravinách (Zpráva, 1987).

Níže uvedený graf (Obr. 4) uvádí měrné aktivity

137

Cs u různých druhů masa v období

červen až říjen 1986 naměřené v ČSSR, resp. u mléka hodnoty objemové aktivity

137

Cs.

V kategorii ostatní je zařazeno maso skopové, jehněčí, králičí apod. V drůbežím mase hodnoty hmotnostní aktivity v daném období nepřesáhly 10 Bq.kg-1, a proto není uváděno.

137

Cs [Bq.kg-1, Bq.l-1]

300 250 mléko

200

hovězí

150

vepřové ostatní

100

zvěřina 50 0 červen

červenec

srpen

září

říjen

Obr. 4: Měrná aktivita 137Cs v mase, resp. objemová aktivita 137Cs v mléce v ČSSR v období červen až říjen 1986 (podle Zpráva, 1986) V České republice nadále pokračuje monitoring obsahu radionuklidů v poživatinách a v pitné vodě. Státní ústav radiační ochrany se dnes zaměřuje na komodity, které jsou významně zastoupeny ve spotřebním koši obyvatel ČR a ty poživatiny, u kterých dochází

23

k bioakumulaci radionuklidů (Hůlka & Malátová, 2006). Vyšší obsah radiocesia se dlouhodobě vyskytuje v houbách, lesních plodech a ve zvěřině (jednotky až stovky Bq.kg-1). Průměrná roční spotřeba těchto komodit je malá (okolo 2,1 kg hub, 1,4 kg lesních plodů a 0,24 kg masa divoké zvěře), přesto v porovnání s ostatními druhy poživatin nejvíce přispívá k celkové efektivní dávce radiocesia ingescí. V porovnání s ozářením z přírodních zdrojů jsou však i tyto komodity zanedbatelné, neboť představují méně než 0,1 %. Tabulka 3 uvádí hmotnostní a objemové aktivity 137Cs naměřené Státním ústavem radiační ochrany ve vybraných potravinách v České republice v roce 2009. Tab. 3: Hmotnostní a objemová aktivita 137Cs ve vybraných potravinách v r. 2009 (SÚRO, 2011a) Počet měření Poživatina Jednotka Rozpětí hodnot*) celkem > MVA Mléko Bq.l-1 < 0,0055–0,45 30 19 -1 Sušené mléko Bq.kg < 0,071–1,2 52 49 Hovězí Bq.kg-1 0,027–0,87 124 91 -1 Vepřové Bq.kg 0,014–0,21 28 21 Drůbeží Bq.kg-1 < 0,021–0,13 28 17 Ostatní maso Bq.kg-1 0,044–0,15 8 6 Zvěřina Bq.kg-1 0,42–2100 22 22 Ryby Bq.kg-1 < 0,056–0,48 10 7 Ovoce Bq.kg-1 < 0,0039–0,082 40 5 Zelenina Bq.kg-1 < 0,0042–0,097 31 11 Brambory Bq.kg-1 0,0081–0,074 27 16 -1 Lesní plody Bq.kg < 0,019–4,3 19 10 Houby lesní Bq.kg-1 < 0,038–160 18 17 MVA – minimální významná aktivita pro hladinu spolehlivosti 95 %. *) Vzhledem k charakteru souboru dat je uvedeno pouze rozpětí hodnot. V případě, že se v souboru vyskytují hodnoty pod MVA, je jako spodní hranice rozpětí uvedena nejnižší hodnota souboru; pokud je touto hodnotou MVA, je toto vyznačeno znakem „<“. 3.2.1.1 Ovoce a zelenina Hodnota aktivity a měrné koncentrace radionuklidů v ovoci, které je konzumováno, se může lišit od hodnot stanovených ihned po jeho sklizni (Green, 2001, IAEA, 2010). Jedním z faktorů je doba mezi sklizní a konzumací ovoce, kdy u radionuklidů s krátkým poločasem (např.

131

I) dojde ke snížení hodnot následkem samotného procesu radioaktivní

přeměny. U radionuklidů s dlouhým poločasem přeměny (např.

137

Cs) je vliv doby mezi

sklizní a konzumací na výsledný obsah radionuklidů v potravině zanedbatelný. Dalším

24

faktorem snižující výslednou konzumovanou aktivitu radionuklidů je zpracování ovoce, ať už průmyslově, či doma. Vliv zpracování ovoce na měrnou aktivitu radionuklidů je vyjádřen retenčním faktorem, Fr. Retenční faktor je část aktivity zachované ve zpracovaném ovoci (analogicky se dá transformovat na všechny druhy potravin) a je dán rovnicí: Fr =

celková aktivita ve zpracovaném ovoci . celková aktivita v nezpracovaném ovoci

[1]

Tab. 4: Vliv zpracování ovoce na obsah 137Cs (Green, 2001) Ovoce Jablka

Černý rybíz

Výrobek džus pyré džus

Borůvky Třešně Hrozny Brusinky

pyré červené víno pyré džus

Olivy Broskve Hrušky Rebarbora Jahody

Zpracování lisování mytí manuální tlak mixér dušení extrakce mixér vypeckování

olej

mytí manuální tlak dušení extrakce lisování chemické odslupkování

kompot oloupání mytí

Retenční faktor (Fr) 0,56 0,90 0,60 0,70 0,20–0,25 0,60 0,72–0,77 0,78 0,60 0,80 0,75 0,46–0,60 0,56 0,13 0,03 0,73 0,08 0,60

Z výše uvedené tabulky vyplývá, že při lisování jablek na džus se sníží obsah 137Cs o 44 % v porovnání se vstupní surovinou, při oloupání rebarbory se koncentrace sníží až o 92 %. Úrovní radiokontaminace ovoce a zeleniny vypěstované v blízkosti polského města Lublin se zabýval Chibowski (2000). U zkoumaného ovoce (maliny, červený a černý rybíz) a kořenové zeleniny (mrkev, petržel, celer) nebylo radiocesium detekováno. Vyšší obsah radiocesia byl zaznamenán v zelených částech rostlin, nejvíce pak u pórku 8,4 Bq.kg-1, petrželové natě 7,5 Bq.kg-1 a fazolových lusků 4,4 Bq.kg-1.

25

Tab. 5: Vliv zpracování na aktivitu rostliny) (IAEA 1992; IAEA, 2010)

137

Cs u zeleniny (vztaženo na celkovou kontaminaci

Metoda zpracování Retenční faktor (Fr) Mytí 0,6–1,0 Loupání 0,5–0,9 Konzervování 0,2 Nakládání 0,15 Blanšírování 0,1–1,0 Mražení 0,7 Využití skladování a zpracování ovoce se dá považovat za zvláštní protiopatření ke snížení radioaktivity v kontaminovaných potravinách za mimořádných situací. Toto není přijatelné pokud je nekontaminované ovoce snadno dostupné. 3.2.1.2 Lesní plody Příjem radiocesia lesními plody je vyšší v porovnání s plodinami pěstovanými na obdělávaných půdách (Zpráva, 1987). V roce 1986 byla v ČSSR průměrná měrná aktivita 137Cs u borůvek 92,3 Bq.kg-1. V roce 2009 klesly hodnoty měrné aktivity u lesních plodů na rozmezí <0,019–4,3 Bq.kg-1 (SÚRO, 2011a). Efektivní poločas pro 137Cs u většiny lesních plodů byl spočítán za období 1991 až 2006 přibližně na 10 let (IAEA, 2010). 3.2.1.3 Houby Do roku 1985 se měrná aktivita

137

Cs v houbách vyskytovala pod 1 000 Bq.kg-1 sušiny,

po černobylské katastrofě v roce 1986 se situace dramaticky změnila a hodnoty měrné aktivity skokově vzrostly (Kalač, 2001). Dvořák a kol. (2006) v letech 2000–2004 měřili obsah radiocesia v houbách v České republice a na Slovensku. Nejvyšší aktivity radiocesia

137

Cs v České republice byly

detekovány u hřibovitých (Boletaceae), nejvíce pak u hřibu hnědého (Xerocomus badius) z lokality Staré Ransko na Českomoravské vysočině, 2 263 Bq.kg-1 sušiny. Na Slovensku byly detekovány celkově nižší koncentrace radiocesia u hub v porovnání s Českou republikou. Podle vyhlášky 307/2002 Sb. je nejvyšší přípustná úroveň radioaktivní kontaminace hub 6 000 Bq.kg-1 (v úpravě pro konzumaci). Až na výjimky byla koncentrace radiocesia v měřených vzorcích hluboko pod tímto limitem. Lesní houby přispívají až 0,2 mSv k efektivní dávce u osob konzumujících okolo 10 kg hub (čerstvé hmotnosti)

26

za rok z kontaminovaných oblastí (př. Českomoravská vrchovina). Obsah radiocesia u pěstovaných hub (žampióny, hlíva ústřičná apod.) je zanedbatelný (Kalač, 2001). Tabulka 6 uvádí vliv zpracování na aktivitu 137Cs u hub (vyjádřeno retenčním faktorem). Tab. 6: Vliv zpracování na aktivitu 137Cs u hub (IAEA, 2010) Zpracování Mytí Sušení Mytí sušených hub Namáčení sušených hub ve vodě Solení Vaření (30–60 min) Vaření sušených hub Nakládání

Retenční faktor (Fr) 0,4 1,0 0,5 0,1–0,2 0,07–0,1 0,1–0,3 0,1 0,06–0,1

3.2.1.4 Zvěřina V důsledku bioakumulace lze pozorovat relativně vysoké hodnoty aktivity radiocesia u lesní zvěře. V letech 1987 až 2003 byla měřena aktivita radicesia u ulovené divoké zvěře (divoké prase, jelen evropský, srnec obecný) z oblasti Bodenmais v Bavorském lese (Německo) (Environmental Studies, 2009). Obsah radiocesia u divokých prasat v Bavorském lese měl po dobu výzkumu slabě stoupající tendenci. V roce 1987 byla průměrná aktivita radiocesia u divokých prasat 7 240 Bq.kg-1 v čerstvém mase, po 14ti letech, v roce 2001, byla průměrná kontaminace radiocesiem 8 990 Bq.kg-1. V roce 2000 bylo pro srovnání provedeno měření aktivity radiocesia u divokých prasat v oblasti Göttingen, střední Německo. Průměrná hodnota aktivity radiocesia zde byla pouze 2,2 Bq.kg-1 (Environmental Studies, 2009). U jelení zvěře aktivita radiocesia během zkoumaného období výrazně klesala (Environmental Studies, 2009). V roce 1987 jelení zvěř obsahovala průměrně 1 510 Bq.kg-1 a od roku 1995 změřené hodnoty nepřekračují 1 000 Bq.kg-1. U srnčí zvěře byla prokázána výrazná sezónní variabilita s minimální kontaminací radiocesem na jaře a s maximální kontaminací na podzim (rozdíl jednoho řádu) (Environmental Studies, 2009). Biologický poločas Cs137 u srnčí zvěře je přibližně 10 dní, a tak po prvním sněhu, kdy zvěř chodí ke krmelcům a spásá méně kontaminované pupeny rostlin, dochází k rychlému poklesu aktivit. Na jaře srnčí zvěř začíná opět spásat lesní

27

dřeviny a byliny, které obsahují relativně vyšší koncentraci radiocesia, a v důsledku toho začíná stoupat i aktivita radiocesia v jejich svalovině. Od roku 1987 do roku 2001 aktivita radiocesia u srnčí zvěře klesala. Nejvyšší průměrná hodnota byla naměřena v říjnu 1987, 7 040 Bq.kg-1. V roce 1993 byla nejvyšší měsíční hodnota naměřena v říjnu, 3 810 Bq.kg-1 a v roce 2000 v listopadu, 3 370 Bq.kg-1. 3.2.2

Povolené limity radionuklidů v potravinách

Vyhláška Státního úřadu pro jadernou bezpečnost č. 307/2002 Sb., ve znění vyhlášky č. 499/2005, v příloze č. 8 v tab. č. 4 (Nejvyšší přípustné úrovně radioaktivní kontaminace potravin pro radiační mimořádné situace) a č. 5 (Nejvyšší přípustné úrovně radioaktivní kontaminace potravin pro přetrvávající ozáření po černobylské havárii) stanoví limity obsahu radioizotopů v potravinách. Povolená hodnota pro součet měrných aktivit

134

Cs

a 137Cs v potravinách pro přetrvávající ozáření po černobylské havárii určených pro počáteční a pokračovací kojeneckou výživu a pro mléko a mléčné výrobky je 370 Bq.kg-1 (resp. Bq.l-1). Pro pitnou vodu, tekuté potraviny a ostatní potraviny je povolena hodnota 600 Bq.kg-1 (resp. Bq.l-1) (viz Příloha č. 3).

3.3 Med Med je jediné sladidlo, které se může skladovat a používat přesně tak, jak bylo v přírodě vytvořeno. Jedná se o mimořádně komplexní směs produkovanou včelou medonosnou z květních nektarů a medovice (Doner, 2003). Vyhláška č. 76/2003 Sb. definuje med jako potravinu přírodního sacharidového charakteru, složenou převážně z glukosy, fruktosy, organických kyselin, enzymů a pevných částic zachycených při sběru sladkých šťáv květů rostlin (nektar), výměšků hmyzu na povrchu rostlin (medovice), nebo na živých částech rostlin včelami (Apis mellifera), které sbírají, přetvářejí, kombinují se svými specifickými látkami, uskladňují a nechávají dehydratovat a zrát v plástech. 3.3.1

Nektar a medovice

Nektar je vylučován žláznatým květním nebo mimokvětním pletivem, tzv. nektariem. Vylučování nektaru je ovlivněno řadou vnitřních i vnějších faktorů a probíhá jen v určitou dobu a za určitých podmínek (Přidal & Čermák, 2005).

28

Medovice je vylučována hmyzem z řádu stejnokřídlí (Homoptera), především mšicemi, červci a merami, a vytváří na rostlinách lepivé kapky, které jsou následně sbírány včelami (Přidal, 2003). Producenti medovice nasávají ve velkém množství mízu proudící sítkovicemi rostlin. Ve filtrační komoře jejich trávicího ústrojí se oddělí nízkomolární látky (jednoduché cukry) a přebytečná voda od koncentrované směsi proteinů. Vzniklý filtrát je odveden přímo do výkalového vaku hmyzu, odkud je z těla vyloučen na listy či jehličí ve formě medovice. 3.3.2

Proces vzniku medu

Létavky přinášejí sladké šťávy do úlu, kde je předávají úlovým včelám. Než je donesená kapka sladiny uložena jako řídký med do buňky plátu, musí být několikrát spolknuta a předána dalším včelám. Včely každým spolknutím a následným předání obohacují sladinu o enzymy hltanových žláz, aminokyseliny (zejména prolin) a ve stopovém množství o další látky jako tuky, vitamíny skupiny B aj. (Doner, 2003). V průběhu předávání kapky sladké šťávy dochází k chemickým (vyšší cukry a disacharidy jsou štěpeny enzymy na nižší cukry a monosacharidy) a fyzikálním (zahušťování) změnám vlastností kapky. Kapka, dělnicemi zpracované sladiny (vysušená na obsah vody 28–32 %), je ukládána do buněk plástu a pomocí odvětrávání celého úlu je vlhkost sladiny snížena na 20 %. Poté je buňka zavíčkována včelím voskem a jedná se již o med (Přidal, 2003). 3.3.3

Složení medu

Složení medu se liší vzorek od vzorku a je přímo závislé na složení původního rostlinného zdroje, včelařské praxi a klimatickým a přírodním podmínkám v blízkosti úlu (Doner, 2003). V příloze (Příloha č. 4) je uvedena tabulka průměrného složení nektaru, medovice a medu nektarového a medovicového. 3.3.4

Radiocesium 137Cs ve včelím medu

Před černobylskou katastrofou se aktivita

137

Cs v medu pohybovala okolo 2 Bq.kg-1,

což byl pozůstatek po testování jaderných zbraní (Djuric a kol., 1996). Bunzl a kol. (1988) začali měřit aktivitu radionuklidů ve včelím medu a pylu v okolí Mnichova ihned po černobylské havárii a pokračovali v odebírání a měření vzorků v týdenních intervalech až do srpna 1986. Na začátku května měrná aktivita

29

137

Cs přesahovala 600 Bq.kg-1, ale již

během května prudce klesla pod 200 Bq.kg-1. Aktivita radiocesia

137

Cs byla v porovnání

s medem vyšší v pylu, což svědčí o analogickém chování radiocesia k draslíku, který se ve větším množství vyskytuje v pylu (Bunzl a kol., 1988). Borawska a kol. (2000) studovali radioaktivitu včelího medu 12 let po Černobylu. U 39 zkoumaných vzorků byla zaznamenána koncentrace

137

Cs v rozpětí od 0,5 Bq.kg-1

do 46,3 Bq.kg-1. Největší aktivita byla zaznamenána u vřesového medu, průměrně 24,3 Bq.kg-1, nejnižší u květového medu, 0,6 Bq.kg-1. Panatto a kol. (2007) analyzovali od června 2001 do prosince 2004 (15 až 18 let po Černobylu) celkem 336 vzorků medů z oblasti Ligurie v severozápadní Itálii. Výsledky byly porovnávány podle umístění včelstev, tzn. oblasti sběru nektaru. Signifikantně vyšší hodnoty (p<0,01) koncentrace

137

Cs oproti dalším zkoumaným oblastem obsahovaly

vzorky z oblasti údolí řeky Stura (č. 3), průměrně 8,45 Bq.kg-1 vs. 2,57–4,83 Bq.kg-1. V této oblasti byly zaznamenány i nejvydatnější dešťové srážky (36 mm vs. max 23,65 mm) při přechodu kontaminovaného mraku z Černobylu ve dnech 5. a 6. května 1986.

Obr. 5: Oblasti umístění včelstev (Panatto a kol., 2007)

30

Dále byly výsledky porovnávány podle druhů medů. Med z kaštanů obsahoval statisticky významně (p<0,001) více 137Cs oproti jiným druhům medů, viz Tab. 7. Tab. 7: Průměrná měrná aktivita a kol., 2007) Druh medu Akátový Kaštanový Květový Medovicový

137

Cs v různých druzích medů z oblasti Ligurie (Panatto

Počet vzorků 80 90 91 75

Měrná aktivita 137Cs [Bq.kg-1] 1,63 8,42 2,83 3,61

Panatto a kol. (2007) také studovali dlouhodobý pokles aktivity radiocesia u různých druhů medů. Z naměřených údajů byl vypočítán efektivní poločas 137Cs v medu. Akátový med má podle této studie efektivní poločas 437 dní (1,199 let), kaštanový med má 577 dní (1,58 let) a medovicový med má efektivní poločas 137Cs 394 dní (1,08 let).

Obr. 6: Pokles měrné aktivity 137Cs u medů v letech 2001–2004 (Panatto a kol., 2007)

31

V České republice obsah radiocesia

137

Cs v medu každoročně kontroluje Státní ústav

radiační ochrany. V tabulce 8 jsou uvedeny hodnoty z let 2004–2009 bez rozlišení druhu a místa původu medů. Tab. 8: Hmotnostní aktivita SÚRO, 2011b)

137

Cs v medu z České republiky v letech 2004–2009 (podle

Česká republika – med [Bq.kg-1] rok min*) max počet vzorků 2009 0,12 1,2 2 2008 <0,05 13 18 2007 <0,05 1,9 14 2006 <0,05 5,2 34 2005 <0,05 1,9 13 2004 <0,05 29 75 *) Hodnota za znakem „<“ – minimálně významná aktivita pro hladinu spolehlivosti 95%.

32

4

MATERIÁL A METODIKA

4.1 Med Během září 2010 až března 2011 byla provedena gamaspektrometrická analýza se zaměřením na

137

Cs a 40K u 95 vzorků medů. Část vzorků medů byla dodána z archivu

Ústavu zoologie, rybářství, hydrobiologie a včelařství, oddělení včelařství, Mendelovy univerzity v Brně. Část vzorků byla odkoupena přímo od včelařů ze dvora a další část byla získána ze soutěže v rámci Dnů medu v Pardubicích 2010. Vzorky byly dodány ve sklenicích o objemu 0,7 l či 0,2 l. U vzorků medů bylo zaznamenáno místo odběru, tj. stanoviště včelstev, datum odběru a druh medu. K měření radioaktivity bylo použito 150 g vzorku medu ve 100ml vzorkovnici, u vzorků s dostatečným objemem byly použity Marinelliho nádoby o velikosti 500 ml, tj. cca 750 g medu. Pro přesnější stanovení typu medu byla provedena kvantitativní a kvalitativní pylová analýza vzorků (podle Persano Oddo a kol., 2004), stanovení vodivosti a vlhkosti medů podle Harmonizovaných metod evropské komise pro med (Bogdanov, 1997). Vzorky medů byly rozděleny na základě výsledků vodivosti, výskytu medovicových prvků a počtu pylových zrn do tří skupin: květové medy (vodivost do 55 mS.m-1 bez medovicových prvků), květovomedovicové medy (vodivost 50–95 mS.m-1) a medy medovicové (vodivost 80–95 a více při vysokém obsahu medovicových prvků a typickém spektru pylových zrn). K přesnějšímu zařazení medů do kategorie květovomedovicový či medovicový med bylo u některých vzorků provedeno stanovení optické otáčivosti cukrů medu, kdy medovicové medy stáčí rovinu polarizovaného světla doprava před i po inverzi. Pomocí kvalitativní analýzy pylových zrn došlo k zpřesnění údajů o druhu medu jednotlivých vzorků. V příloze (Příloha č. 5) je uvedena tabulka s informacemi o vzorcích medů.

4.2 Gamaspektrometrická analýza 4.2.1

Měřicí aparatura

U vzorků medů byl předpokládán záchyt nízkých aktivit radionuklidů, které lze s úspěchem stanovit pomocí gamaspektrometrie s využitím polovodičového germaniového detektoru HPGe (fa Ortec), mnohokanálového analyzátoru (MCA, Multi Channel Analyzer)

33

a softwaru GENIE 2000 (fa Canberra Packard). Detektor je chlazen na teplotu -196 °C kapalným dusíkem a je umístěn v kryostatu Dewarovy nádoby.

Obr. 7: Schéma gamaspektrometrické trasy s HPGe a MCA Vzorky medů byly měřeny po dobu 20 hodin gamaspektrometrickou trasou na Ústavu molekulární biologie a radiobiologie, Agronomické fakulty Mendelovy univerzity v Brně. Tab. 9: Charakteristika hlavních prvků měřící gamaspektrometrické aparatury Typ detektoru Relativní účinnost detektoru Pracovní napětí detektoru Průměr detektoru Délka detektoru Zesilovač Zdroj VN Stínění Software Propojení s PC Uvedení do provozu 4.2.2

koaxiální germaniový detektor HPGe Ortec GEM 40 40 % 4 500 V 64,8 mm 67,2 mm Canberra 2022 Canberra 3105 Canberra 747 GENIE 2000 v PC Intel Celeron 300 šestikanálový multiport Canberra, propojený s PC USB, rám BIN 200.S.N.08051101 27.9.2005

Princip měření

Detektory polovodičového typu se používají pro kvalitativní analýzu – detekci energie ionizujícího záření určitého radionuklidu, i pro kvantitativní analýzu – spektrometrické stanovení množství radionuklidu ve vzorku. Vlastností většiny radionuklidů je emitace gama fotonů o specifické energii, kterou lze úspěšně detekovat pomocí gamaspektrometrie. Konkrétní radionuklid lze detekovat z naměřeného spektra po přiřazení píků úplné absorpce ve spektru určité energii. Pro správné spárování píků a energií daného radionuklidu se používá kalibrace pomocí standardů známých radionuklidů. Emitovaný gama foton je zachycen v germaniu, kde vytvoří specifický počet nosičů, které odpovídají jeho energii. Po záchytu fotonu vznikne na výstupu detektoru napěťový impuls,

34

jehož amplituda je úměrná energii fotonu. Zesílené impulsy se převádějí přes analogově-digitální konvertor do paměti mnohokanálového analyzátoru, který komunikuje se softwarem GENIE 2000. V počítači se pomocí softwaru skládá a vyhodnocuje výsledné spektrum gama záření, které vyjadřuje závislost počtu impulsů na energii gama záření. 4.2.3

Příprava a kalibrace gamaspektrometrické trasy s HPGe

Před začátkem měření je nejprve nutné nastavit příslušnými ovladači hodnoty vysokého napětí a předzesilovače, které jsou deklarovány výrobcem. Důležitým krokem je energetická (kvalitativní) a účinnostní (kvantitativní) kalibrace gamaspektrometrické trasy. Správnost kalibrace systému se ověřuje standardními vzorky dodávanými Českým metrologickým institutem, Inspektorátem ionizujícího záření v Praze (ČMI IIZ). 4.2.3.1 Energetická (kvalitativní) kalibrace Energetickou kalibrací se stanovuje vztah mezi polohou píku ve spektru a příslušných energií gama kvant. Energetická kalibrace (Obr. 8) je lineární závislostí mezi energií dopadajících fotonů (keV) a číslem kanálu (obvykle 0 až 4096): E = k ⋅ n + E 0 [keV]

[2]

kde E je energie a n je číslo kanálu. Pro energetickou kalibraci se používají standardní etalony typu MBSS dodanými ČMI IIZ. Pomocí energetické kalibrace analyzátor provádí kvalitativní analýzu vzorků, kdy k jednotlivým píkům přiřazuje energii a určuje jednotlivé nuklidy. 4.2.3.2 Účinnostní (kvantitativní) kalibrace Účinnostní kalibrace (Obr. 9) stanovuje vztah, který charakterizuje s jakou účinností daná gamaspektrometrická trasa bude určovat aktivitu určitého radionuklidu. Účinnostní kalibraci ovlivňuje množství faktorů, např. geometrie vzorku, hmotnost a hustota vzorku, pravé a nepravé sumace píků apod. Pro provedení účinnostní kalibrace laboratoř Ústavu molekulární biologie a radiobiologie, Agronomické fakulty Mendlovy univerzity v Brně používá spektrometrický software GENIE 2000. Je nezbytné pro každý zvolený radionuklid a daný pík zkontrolovat energii v maximu píku, účinnost a chybu stanovení.

35

Obr. 8: Graf energetické kalibrace

Účinnost εE se vypočte:

εE = kde:

P , t ⋅ A⋅ y ⋅ K2

[3]

P

čistá plocha píku (celková plocha píku mínus pozadí),

t

doba měření [s],

A

aktivita [Bq] daného radionuklidu ve standardním vzorku přepočítaná na dobu prováděné kalibrace,

y

pravděpodobnost vzniku gama kvant s energií E z celkového počtu kvant všech energií příslušné gama přeměny,

K2

korekce na přeměnu během doby měření vzorku.

36

Obr. 9: Graf účinnostní kalibrace Provedená kalibrace (energetická i účinnostní) je u definované gamaspektrometrické trasy platná pouze pro zvolené podmínky, především geometrii vzorku. 4.2.3.3 Vyhodnocení plochy píku V jednotlivých kanálech se zobrazují nápočty impulsů za stanovený čas a vytvářejí typické gama spektrum. V polovodičovém detektoru je převedena energie gama fotonu na elektrický impuls. Výška impulsu v mV je lineárně úměrná energii absorbovaného fotonu. Pomocí konvertoru ADC (Analog-to-Digital Converter) se analogový impuls s odpovídající amplitudou převádí na digitální údaj, který je přiřazen odpovídajícímu kanálu. Plocha píku je úměrná aktivitě daného radionuklidu a vypočítá se podle vztahu:

P=G−B, kde:

[4]

P

plocha píku,

G

integrální (celková) plocha píku,

B

pozadí pro daný pík, které se vypočítá: B=N⋅

( B1 + B2 ) , 2⋅n

37

[5]

kde:

N

počet všech kanálů daného píku,

n

počet koncových bodů pro určení pozadí na pravé a levé straně píku,

B1, B2 pozaďové hodnoty na pravé a levé straně píku. Při nastavení 2 koncových bodů (n = 2) program vypočítá průměrnou pozaďovou hodnotu odpovídající Comptonovu rozptylu v oblasti daného píku. Pozaďové hodnoty se vypočítají pro pravou a levou stranu píku takto (Obr. 10): B1 = B11+B12, B2 = B21+B22.

[6]

Software vypočítá plochu všech píků ve spektru, které překračují hodnotou detekčního

25000 20000 15000 10000 5000

B11B12 Z

2922

2921

2920

2919

2918

2916 2917

2915

2914

2913

2912

2911

2910

2909

2908

2907

2906

2905

2903 2904

2902

2901

2900

2899

2898

0 2897

Počet impulsů načtených za 3600 s

limitu (MDV).

K B21B22 Číslo kanálu

Obr. 10: Pík totální absorbance ve spektru na obrazovce MCA

4.2.4

Pozadí a jeho měření

Pozadí je takový počet impulsů, který detektor zaznamená za daný čas, není-li v něm umístěn žádný vzorek s radioaktivní látkou. Vliv pozadí na vlastní měření vzorku je nutné co nejvíce eliminovat. Prakticky to znamená odečíst, případně ověřit odečet nápočtu impulsů pozadí za stejný měřící čas jako jsou měřeny vzorky. Pozadí je způsobeno vnějšími vlivy jako jsou přirozená radioaktivita prostředí, kosmické záření, radionuklidy v krytu detektoru, ale i vlivy vnitřními mezi něž patří termální emise elektronů, šum zesilovačů apod. Princip odečtu pozadí je uveden v kapitole 4.2.3.3. Použitý SW GENIE 2000 odečítá pozadí automaticky.

38

4.2.5

Geometrie měření

Radioaktivní záření se ze vzorku šíří všemi směry a detektor zaznamenává pouze část uvolněného záření. V ideálním případě, kdy jsou všechny fotony uvolněné ze vzorku registrovány detektorem, je účinnost detekce rovna 1 (resp. 100 %). V praxi se snažíme přiblížit tomuto ideálnímu stavu a za optimální měření považujeme to, kdy je co nejvíce fotonů ze vzorku zachyceno detektorem (účinnost detekce je menší než 1). Geometrie měření má vliv na kvantitativní analýzu vzorku a rozumí se jí prostorové uspořádání vzorku a jeho poloha vůči detektoru. Optimální měření je, když co nejvíce fotonů uvolněných ze vzorku je registrováno detektorem. Pro zvýšení účinnosti detekce se používají speciální Marinelliho nádoby, které zvětšují styčnou plochu vzorku a detektoru. Vzorek v Marinelliho nádobě obklopuje detektor ze všech stran s výjimkou spodní části, kam je přiváděna ke krystalu elektronika předzesilovače. Standardní objem Marinelliho nádob je 450, 500 a 1 000 ml. Pro menší objemy lze použít Petriho misky či plastové kelímky umístěné na čele detektoru. Při tomto uspořádání se však mohou projevit některé faktory snižující účinnost měření (tzv. efekt sumací), které je potřeba korigovat.

4.2.6

Provedení kvalitativní analýzy

Po vložení vzorku na detektor a provedení spektrometrické analýzy se na monitoru zobrazí spektrum s řadou píků. Ke každému píku je přiřazena energie a určen typ radionuklidu. Vše provádí software GENIE 2000 automaticky pomocí knihovny nuklidů. Nás zajímá pík 137

Cs o energii 667,1 keV.

4.2.7

Provedení kvantitativní analýzy

Množství radionuklidu ve vzorku je vyjádřeno pomocí aktivity A, kterou lze vypočítat podle vztahu: A= K ⋅P =

kde:

P , ε E ⋅t ⋅ y ⋅ Ka

A

aktivita [Bq]

P

čistá plocha píku,

K

kalibrační faktor,

εE

účinnost píku totální aborpce gama kvant s energií E,

39

[7]

t

doba měření vzorku [s],

y

pravděpodobnost vzniku gama kvant s energií E z celkového počtu kvant všech energií příslušné gama přeměny,

Ka

korekce na rozdílnosti mezi hustotou měřeného a kalibračního vzorku pro danou geometrii (korekce na samoabsorbci).

Pro radionuklidy s krátkým poločasem přeměny se musí provést korekce K1 na radioaktivní přeměnu během doby mezi odběrem vzorku a začátkem měření a korekce K2 na radioaktivní přeměnu během doby měření vzorku. Pro radionuklidy s vysokým poločasem přeměny, jako je 137Cs (T1/2 = 30,17 r), lze předpokláda že K1 = K2 = 1. Naměřené aktivity vzorků byly v souladu s kinetickým zákonem přeměny [8] přepočítány k datu odběru daného vzorku dle následujících vztahů:

At = A0 ⋅ e − λ ⋅t , kde:

At

aktivita v čase t [Bq],

A0

počáteční aktivita [Bq],

e

Eulerovo číslo,

t

čas mezi A0 a At [roky],

λ

přeměnová konstanta, pro kterou platí:

ln 2

T1 / 2 = kde:

[8]

λ

T1/2

poločas přeměny [roky],

ln

přirozený logaritmus.

,

[9]

Pro lepší porovnání výsledků je vhodné vyjádřit množství radionuklidu v hmotnostní aktivitě Am, kdy je aktivita vztažena na jednotku hmotnosti vzorku m: Am =

4.2.8

A [Bq.kg-1]. m

[10]

Minimální významná aktivita a minimální detekovatelná aktivita

Minimální významná aktivita (MVA) je hodnota, od které námi stanovené aktivity považujeme za aktivity vzorku. Aktivity menší než MVA připisujeme pozadí. Hodnota MVA určuje citlivost detekce. Pokud je naměřená hodnota aktivity vyšší než MVA,

40

pak s danou pravděpodobností (95 nebo 99 %) je ve vzorku skutečně námi naměřená aktivita. Minimální detekovatelná aktivita (MDA) je aktivita radionuklidu, kterou lze ještě systémem detekovat. MDA představuje skutečnou hodnotu aktivity ve vzorku, pro kterou je jen 5% pravděpodobnost, že naměříme aktivitu menší než MVA (na 95% hladině spolehlivosti), tzn. že ji za aktivitu nebudeme považovat. MDA charakterizuje podmínky měření a požadavky na spektrometrickou trasu. MDA uvádí aktivitu, kterou jsme za daných měřících podmínek schopni ve vzorku na zvolené hladině spolehlivosti zjistit. MVA a MDA lze vypočítat:

Kde:

AMVA =

LC , ε E ⋅ t ⋅ y ⋅ m ⋅ K a ⋅ K1 ⋅ K 2

[11]

AMDA =

LD . ε E ⋅ t ⋅ y ⋅ m ⋅ K a ⋅ K1 ⋅ K 2

[12]

AMVA minimální významná aktivita [Bq.kg-1], AMDA minimální detekovatelná aktivita [Bq.kg-1], LC

mez významnosti [impulsy],

LD

mez detekce [impulsy],

εE

účinnost píku totální absorpce gama kvant s energií E,

t

doba měření vzorku [s],

y

pravděpodobnost vzniku gama kvant s energií E z celkového počtu kvant všech energií příslušné gama přeměny,

m

hmotnost, objem nebo plocha analyzovaného vzorku [kg],

Ka

korekce na rozdílnost mezi hustotou měřeného a kalibračního vzorku pro danou geometrii (korekce na samoabsorbci),

K1

korekce na radioaktivní přeměnu během doby mezi koncem odběru a začátkem měření,

K2

korekce na přeměnu během doby měření vzorku.

Mez významnosti a mez detekce se na základě Poissonova rozdělení pro měření jednoho pozadí a jednoho spektra vypočítá:

LC = 2,33 ⋅ µ B ,

[13]

LD = 2,71 + 4,65 ⋅ µ B ,

[14]

41

kde µ B je pozadí odpovídající píku s energií E. 4.2.9

Statistické zpracování naměřených hodnot

Některé vzorky medů byly měřeny opakovaně v různých objemech, jednalo se o vzorky 001 (6 měření), 003 (4 měření), 004 a 008 (po 2 měřeních), 009 (3 měření) a 027 (2 měření). Pro účely porovnání byla výsledná aktivita vypočítána jako průměr naměřených hodnot podle vzorce: Am = kde:

1 n ∑ Ami , n i =1

[15]

Am

celková hmotnostní aktivita[Bq.kg-1],

Ami

hmotnostní aktivita daného měření [Bq.kg-1],

n

počet měření.

Podle stejného vzorce byly vypočítány průměrné hodnoty hmotnostních aktivit vzorků pro porovnání podle druhu medu. K vypočítanému průměru hmotnostních aktivit byla dopočítána směrodatná odchylka σ podle vztahu:

σ=

1 n ∑ ( Ami − Am ) 2 . n i =1

[16]

K ověření závislosti naměřených hmotnostních aktivit vzorků medů a polohou odběru vzorku byl vypočítán korelační koeficient podle rovnice: n

r=

∑ (x i =1

n

∑ (x i =1

kde:

i

− x )( yi − y ) n

i

,

[17]

− x ) 2 ∑ ( yi − y ) 2 i =1

xi

hmotnostní aktivita vzorku i,

x

průměrná hodnota hmotnostních aktivit vzorků vypočtená dle rovnice [15],

yi

nadmořská výška vzorku i,

y

průměrná hodnota nadmořských výšek vzorků vypočtená dle rovnice [15].

42

5

VÝSLEDKY A DISKUSE

5.1 Kalibrace na hmotnost vzorku U vzorku 001 bylo provedeno měření v Marinelliho nádobě 500 ml s různou hmotností vzorku. Z obrázku (Obr. 11) je patrné, že se zvyšující se navážkou vzorku klesá chyba měření hmotnostní aktivity. 9,00

Cs Am [Bq.kg-1]

7,00

137

8,00

2,00

6,00 5,00 4,00 3,00

1,00 0,00 150

225

400

768

navážka [g]

Obr. 11: Různé plnění Marinelliho nádoby 500 ml a vliv na aktivitu 137Cs u vzorku 001 Pro jednotlivé navážky vzorku byla vypočítána MVA a MDA (viz dále). Z tabulek (Tab. 10, Tab. 11) je patrné, že se zvyšující se hmotností měřeného vzorku klesají hodnoty MVA i MDA a dochází k zpřesnění naměřených hodnot. U 137Cs došlo ke snížení hodnoty MVA a MDA u 768 g měřeného vzorku o 76 % oproti 150 g, u 40K o 75 %. S větším měřeným objemem vzorku dochází k zpřesnění naměřených hodnot.

Tab. 10: LC, LD, MVA a MDA pro 500 ml

137

Cs u vzorku 001 měřeného v Marinelliho nádobě

Cs-137 Marinelliho nádoba 500 ml Vzorek 001 LC [imp.] LD [imp.] MVA [Bq.kg-1] MDA [Bq.kg-1] 47,637 97,779 0,1932 0,3965 150 g 47,093 96,693 0,1340 0,2752 225 g 55,162 112,798 0,0839 0,1715 400 g 57,299 117,061 0,0454 0,0927 768 g

43

Tab. 11: LC, LD, MVA a MDA pro 40K u vzorku 001 měřeného v Marinelliho nádobě 500 ml K-40 Marinelliho nádoba 500 ml Vzorek 001 LC [imp.] LD [imp.] MVA [Bq.kg-1] MDA [Bq.kg-1] 43,71 89,95 2,9273 6,0235 150 g 47,64 97,78 2,2386 4,5949 225 g 55,19 112,85 1,3858 2,8338 400 g 55,19 112,85 0,7218 1,4759 768 g

5.2 Minimální významná aktivita a minimální detekovatelná aktivita Pro vybrané vzorky medů byly vypočítány (Tab. 12) meze významnosti LC, meze detekce LD a z nich následně vypočítány minimální významné aktivity MVA a minimální detekovatelné aktivity MDA dle vztahů [11]–[14]. Účinnost píku totální absorpce gama kvant εE odpovídající

137

Cs (E = 661,7 keV, y = 0,851) byla 0,02683 a účinnost εE

odpovídající 40K (E = 1461,3 keV, y = 0,1067) byla 0,012959. Pozadí pro vypočítání mezí detekce a mezí významnosti bylo vypočítáno podle vztahu [5].

Tab. 12: Meze významnosti LC, meze detekce LD a minimální významné aktivity MVA a minimální detekovatelné aktivity MDA pro 137Cs a 40K u vybraných vzorků medů (vzorkovnice 100 ml) vzorek 001 003 004 008 009 014 016 017 019 020 022 027 028 030 031 036 039

LC [imp.] 49,23 49,76 48,71 34,44 52,77 52,77 50,27 48,18 50,27 52,28 51,79 106,52 44,85 48,18 45,98 41,88 43,09

Cs-137 LD MVA [imp.] [Bq.kg-1] 100,97 0,1997 102,01 0,2018 99,92 0,1975 71,45 0,2793 108,03 0,2140 108,03 0,2140 103,04 0,2039 98,85 0,1954 103,04 0,2039 107,05 0,2120 106,06 0,2471 215,29 0,4320 92,21 0,1819 98,85 0,1954 94,48 0,1865 86,28 0,1698 88,70 0,1747

MDA [Bq.kg-1] 0,4095 0,4137 0,4052 0,5795 0,4381 0,4381 0,4178 0,4009 0,4178 0,4341 0,5060 0,8731 0,3740 0,4009 0,3832 0,3499 0,3597

44

LC [imp.] 40,15 46,37 38,64 29,93 41,62 33,68 37,86 27,86 35,41 43,71 30,91 50,67 36,25 39,40 48,87 33,68 32,79

LD [imp.] 82,85 95,24 79,82 62,44 85,76 69,93 78,26 58,32 73,38 89,95 64,40 103,84 75,05 81,35 100,25 69,93 68,14

K-40 MVA [Bq.kg-1] 2,6889 3,1049 2,5874 4,0084 2,7867 2,2556 2,5351 1,8658 2,3714 2,9273 2,4352 3,3933 2,4272 2,6386 3,2728 2,2556 2,1955

MDA [Bq.kg-1] 5,5477 6,3779 5,3452 8,3625 5,7429 4,6831 5,2408 3,9051 4,9141 6,0235 5,0734 6,9536 5,0254 5,4474 6,7131 4,6831 4,5630

Tab. 12: Pokračování

vzorek

Cs-137 LD MVA [imp.] [Bq.kg-1] 109,00 0,2160 94,48 0,1963 97,78 0,1932 88,70 0,1747 104,05 0,2059 91,06 0,1795 120,02 0,2384 97,78 0,1932 113,73 0,2256 96,69 0,1910 86,28 0,1698 91,06 0,1795 94,48 0,1865 121,76 0,2419 92,21 0,1819 97,78 0,1932

LC [imp.] 53,26 45,98 47,64 43,09 50,78 44,27 58,78 47,64 55,63 47,09 41,88 44,27 45,98 59,65 44,85 47,64

040 043 048 065 074 075 079 080 082 083 084 087 088 090 091 095

MDA [Bq.kg-1] 0,4420 0,4033 0,3965 0,3597 0,4220 0,3693 0,4867 0,3965 0,4612 0,3921 0,3499 0,3693 0,3832 0,4938 0,3740 0,3965

LC [imp.] 38,64 45,06 47,01 40,15 32,79 36,25 43,71 37,86 36,25 33,68 31,86 40,89 36,25 50,08 39,40 39,40

K-40 LD MVA [imp.] [Bq.kg-1] 79,82 2,5874 92,64 3,1762 96,52 3,1477 82,85 2,6889 68,14 2,1955 75,05 2,4272 89,95 2,9273 78,26 2,5351 75,05 2,4272 69,93 2,2556 66,30 2,1336 84,32 2,7382 75,05 2,4272 102,66 3,3536 81,35 2,6386 81,35 2,6386

MDA [Bq.kg-1] 5,3452 6,5298 6,4634 5,5477 4,5630 5,0254 6,0235 5,2408 5,0254 4,6831 4,4396 5,6462 5,0254 6,8744 5,4474 5,4474

Z vybraných vzorků medů byla pouze u vzorku 009 naměřena nižší hodnota hmotnostní aktivity

137

Cs (0,04 ± 0,05 Bq.kg-1) než vypočítané limity MVA (0,2140 Bq.kg-1) a MDA

(0,4381 Bq.kg-1). U tohoto vzorku si proto nemůžeme být jisti, zda námi naměřená aktivita je opravdu aktivita vzorku. U ostatních výše vybraných vzorků můžeme předpokládat, že námi naměřené aktivity 137Cs i 40K jsou skutečnými aktivitami vzorků. Pro 137Cs je průměrná hodnota vypočítaných limitů MVA 0,2083 ± 0,0461 Bq.kg-1 a MDA 0,4272 ± 0,0925 Bq.kg-1. Lze tedy předpokládat, že naměřené hodnoty hmotnostních aktivit 137

Cs, které tyto limity překračují, jsou skutečné aktivity vzorků.

U pěti vzorků medů (001, 003, 004, 008 a 009) bylo měření provedeno ve dvou různých vzorkovnicích, ve 100ml vzorkovnici a v Marinelliho nádobě 500 ml (Tab. 13, Tab. 14). U měření v Marinelliho nádobě 500 ml klesly hodnoty MVA i MDA o 62–86 % u a o 52–86 % u

40

137

Cs

K. Lze tedy konstatovat, že s větším měřeným objemem (hmotností

vzorku) se snižuje detekční limit a dochází ke zpřesnění naměřených hodnot aktivit, jak potvrzuje i Obr. 11.

45

Tab. 13: LC, LD, MVA a MDA pro i v Marinelliho nádobě 500 ml

137

Cs u vzorků měřených ve 100 ml vzorkovnici

Cs-137

vzorkovnice 100 ml LC LD MVA MDA Vzorek [imp.] [imp.] [Bq.kg-1] [Bq.kg-1] 49,23 100,97 0,1997 0,4095 001 49,76 102,01 0,2018 0,4137 003 48,71 99,92 0,1975 0,4052 004 34,44 71,45 0,2793 0,5795 008 52,77 108,03 0,2140 0,4381 009

Tab. 14: LC, LD, MVA a MDA pro i v Marinelliho nádobě 500 ml K-40 LC Vzorek [imp.] 40,15 001 46,37 003 38,64 004 29,93 008 41,62 009

40

Marinelliho nádoba 500 ml LC LD MVA MDA [imp.] [imp.] [Bq.kg-1] [Bq.kg-1] 57,30 117,06 0,0454 0,0927 36,62 75,79 0,0303 0,0627 45,42 93,36 0,0731 0,1502 45,98 94,48 0,0372 0,0764 47,64 97,78 0,0386 0,0793

K u vzorků měřených ve 100 ml vzorkovnici

vzorkovnice 100 ml LD MVA MDA -1 [imp.] [Bq.kg ] [Bq.kg-1] 82,85 2,6889 5,5477 95,24 3,1049 6,3779 79,82 2,5874 5,3452 62,44 4,0084 8,3625 85,76 2,7867 5,7429

Marinelliho nádoba 500 ml LC LD MVA MDA -1 [imp.] [imp.] [Bq.kg ] [Bq.kg-1] 55,19 112,85 0,7218 1,4759 37,86 78,26 0,5174 1,0696 47,01 96,52 1,2491 2,5648 40,89 84,32 0,5462 1,1262 40,15 82,85 0,5378 1,1095

5.3 Provedení kvantitativní analýzy Z celkového počtu 95 vzorků medů bylo k dalšímu zpracování dat použito 92 vzorků. Tři vzorky (046, 051 a 083) byly z dalších analýz vyřazeny, z důvodu zjištění jejich porušení cukrem. Od naměřených hodnot aktivit

40

K byla odečtena hodnota pozadí 14,232 Bq

způsobeného převážně přítomností tohoto radionuklidu ve stínícím krytu. Hodnoty přepočítaných hmotnostních aktivit k datu odběru vzorku podle rovnic [8]–[10] jsou uvedeny v tabulce (Tab. 15) (ve sloupci Druh jsou medy rozděleny do kategorií: květový /K/, květovomedovicový /KM/ a medovicový /M/ na základě skutečných výsledků pylové analýzy nikoliv podle legislativy). U vzorků měřených opakovaně je uvedena průměrná hodnota a směrodatná odchylka, které byly vypočítány podle vztahů [15]–[16].

46

Tab. 15: Vypočtené hodnoty hmotnostních aktivit vzorků medů pro 137Cs a 40K Vzorek 001 002 003 004 005 006 007 008 009 010 011 012 013 014 015 016 017 018 019 020 021 022 023 024 025 026 027 028 029 030 031 032 033 034 035 036 037 038 039 040 041 042

Druh KM KM KM M K K KM K KM K K KM K KM KM KM M K KM KM K M K K K M KM M K KM M M KM K K K K KM K M K KM

Oblast Osečnice Staré Hradiště Osečnice Dobříkov – Rzy Brozany Brozany Brozany Mětice Brozany Sobětuchy Moravský Krumlov Moravský Krumlov Moravský Krumlov Jeseníky, Pusté Žibřidovice Rumunsko, Banátsko Příbram na Moravě Skalička u Tišnova jižní Morava Polsko Morava Moravský Krumlov Příbram na Moravě Mohelno Kroměřížsko Itálie Plumlov Studniční hora, Krkonoše Polsko Kývalka Jeseníky, Pusté Žibřidovice Lhotka u Telče Jeseníky, Pusté Žibřidovice Austrálie Francie Itálie Rosice u Brna Rosice u Brna Uhersko Tasovice Horní Maršov Bezděkov Bukovina

47

Am Cs-137 [Bq.kg-1] Am K-40 [Bq.kg-1] 5,75 ± 0,76 78,35 ± 18,74 0 69,21 2,44 ± 0,12 42,52 ± 2,84 2,92 ± 0,03 101,42 ± 18,01 0 15,87 0,06 11,43 0,2 47,44 1,24 ± 0,12 23,13 ± 8,15 0,04 ± 0,05 40,06 ± 2,98 0,12 35,57 0,18 12,02 0 64,24 0,34 29,92 5,5 56,52 0,11 42,77 0,72 54,88 0,79 110,31 0,18 23,91 22,46 54,17 0,47 45,37 0,11 0 1,26 97,65 0 10,27 0 14,43 0,13 7,54 0,17 73,73 392,00 ± 2,31 54,44 ± 4,77 1,15 119,43 0,31 16,2 2,09 52,64 7,91 93,82 0,11 66,32 0,29 15,68 0,35 8,65 0,08 2,15 0,72 31,49 0 0 0,2 31,85 0,35 33,21 18,11 77,61 0 6,39 0,16 40,85

Tab. 15: Pokračování Vzorek Druh Oblast M Kutná Hora 043 M Hrádek 044 M Tasovice 045 K Valtice 047 M Ráby, Kunětická hora 048 K Staré Čivice 049 KM Sezemice 050 KM Úhřetická Lhota 052 K Portugalsko 053 M Nemošice 054 M Staré Jesenčany 055 M Třeboš 056 K Francie, Soloqne 057 K Křičeň 058 KM Staré Jesenčany 059 M Černá za Bory 060 M Malé Svatoňovice 061 M Hrobice 062 KM Bukovina 063 KM Počáply 064 M Černá za Bory 065 M Staročernsko 066 K Staré Čivice 067 K Sezemice 068 M Sezemice 069 M Křižanovice 070 KM Stéblová 071 M Sezemice 072 KM Rohoznice 073 M Kutná Hora 074 M Malé Svatoňovice 075 KM Háj ve Slezsku 076 KM Opatovice nad Labem 077 M Ráby, Kunětická hora 078 KM Zubří 079 K Polsko 080 K Leskovec u Bruntálu 081 K Nepomuk, Brdy 082 K Polsko, Masyw Śnieznika 084 K Slovensko, Dolný Kubín 085 M Brno, Černá Pole 086 M Skalička u Tišnova 087 K Polsko 088

Am Cs-137 [Bq.kg-1] Am K-40 [Bq.kg-1] 4,8 102,58 1,14 78,14 1,09 103,28 0,12 19,55 5,73 83,84 0,36 53,94 0,22 44,8 0,18 37,74 0 53,34 0 97,46 0 80,53 0 116,51 0,66 37,97 0,26 12,23 0 41,08 0,3 81,5 1,07 111,59 1,02 99,14 0 92,63 1,28 58,48 0,4 78,51 1,29 66,26 0 39,1 0 21,32 0 57,78 0,04 61,84 0 48,62 0,11 107,58 0 54,85 4,97 90,14 1,23 108,72 0,49 25,22 0,16 77,4 0,59 106,63 1,43 91,64 11,98 75,74 0,08 64,82 16,08 68,36 1,85 36,53 0,19 0 0 86,35 1,1 132,02 19,61 33,09

48

Tab. 15: Pokračování Vzorek Druh Oblast KM Brno, Černá Pole 089 KM Nepomuk, Brdy 090 M Zubří 091 K svět, smíšený 092 K Opatovice nad Labem 094 K Švédsko, Uppsala 095 M Opatovice nad Labem 096

Nejvyšší hodnota hmotnostní aktivity

137

Am Cs-137 [Bq.kg-1] Am K-40 [Bq.kg-1] 0,05 85,33 39,16 106,86 3,19 105,78 0,04 6,7 0,02 25,46 0,6 63,73 0,08 75,03 Cs byla 392,0 Bq.kg-1 u květovomedovicového

medu ze Studniční hory v Krkonoších (vzorek 027), nejvyšší hodnota hmotnostní aktivity 40

K byla 132,02 Bq.kg-1 u medovicového medu ze Skaličky u Tišnova (vzorek 087).

Hodnota 392,0 Bq.kg-1 u vzorku 027 je extrémní oproti naměřeným údajům u ostatních medů. Z důvodu vyloučení sekundární kontaminace

137

Cs v laboratoři byl vzorek 027

převeden do nové vzorkovnice a opětovně změřen se stejným výsledkem. Důvodů pro relativně vysokou hodnotu hmotnostní aktivity u tohoto vzorku může být několik např. poloha (vyšší nadmořská výška a zároveň oblast s větší spadovou kontaminací po Černobylu v důsledku dešťových srážek (Panatto a kol., 2007; Valenta, 2009)), druh medu (vřesový med (Bystrzejewska-Piotrowska a kol., 2005)) aj. Tato ojedinělá hodnota 392,0 Bq.kg-1 by značně zkreslovala průměrnou hodnotu a směrodatnou odchylku hmotnostních aktivit u kategorií květovomedovicových a vřesových medů, kam vzorek 027 patří, a proto nebyla v daných kategoriích započítávána.

5.3.1

Distribuce hmotnostních aktivit vzorků medů z České republiky

Distribuce hmotnostních aktivit ve sledovaných vzorcích medů znázorňují diagramy na obrázcích (Obr. 12 a Obr. 13). Distribuce udávají procentuální zastoupení hmotnostních aktivit vzorků medů z ČR v daném rozmezí. Intervaly hmotnostních aktivit jsou zprava otevřené, zleva uzavřené.

49

70,0

Četnost [%]

60,0 50,0 40,0 30,0 20,0 10,0

00 ,

0,

-4 ,0 40

0 30 ,

-4

0 20 ,

-3

0

0

0 0,

0 0, 0

10 ,

15 ,

0

-1

-2

5,

0, -1

0 4,

0

0 3,

5,

0 2,

0

0

,0 -5

,0 -4

,0

0 1,

-3

-2

5 0,

0

-0

-1

,5

,0

,0

0,0

137

Cs Am [Bq.kg-1]

Obr. 12: Distribuce hmotnostních aktivit vzorků medů pro 137Cs

12,0

Četnost [%]

10,0 8,0 6,0 4,0 2,0

-1 10 00 0 -1 11 10 0 -1 12 20 0 -1 13 30 0 -1 40

-9 0

90

80

-8 0

70

-7 0

60

-6 0

50

-5 0

40

-4 0

30

-3 0

20

-2 0

10

0

-1 0

0,0

40

K Am [Bq.kg-1]

Obr. 13: Distribuce hmotnostních aktivit vzorků medů pro 40K Přes 60 % vzorků medů mělo hmotnostní aktivitu

137

Cs v rozmezí 0–0,5 Bq.kg-1, pro

40

K

byla distribuce hmotnostních aktivit rozložena rovnoměrně v rozmezí 0–110 Bq.kg-1 s četností okolo 10 %.

50

5.4 Porovnání hmotnostních aktivit podle druhu medu Pro další hodnocení byly vzorky medu rozděleny do tří kategorií: květový (K), květovomedovicový (KM) a medovicový (M); a do druhů medů na základě výsledků pylové analýzy. Zvlášť byly hodnoceny medy z České republiky (Tab. 16) a ze zahraničí (Tab. 17).

5.4.1

Medy z České republiky

U kategorie květových medů byla průměrná hmotnostní aktivita

137

Cs 0,89 ± 3,25 Bq.kg-1

a 40K 24,72 ± 17,93 Bq.kg-1. Nejvyšší hodnoty hmotnostních aktivit

137

Cs a

40

K byly

zjištěny u vzorku z Nepomuku (082) 16,08 Bq.kg-1 a 68,36 Bq.kg-1. U kategorie květovomedovicových medů byla průměrná hmotnostní aktivita 2,52 ± 7,80 Bq.kg-1 a

40

137

Cs

K 57,86 ± 20,73 Bq.kg-1 (bez vzorku 027 viz kap. 5.3). Nejvyšší

hodnota hmotnostní aktivity

137

Cs i

40

K byla zjištěna u vzorku z Nepomuku (090) 39,16

resp. 106,86 Bq.kg-1. U

kategorie

medovicových

medů

byla

průměrná

hmotnostní

aktivita

137

Cs

2,05 ± 3,62 Bq.kg-1 a 40K 91,45 ± 17,84 Bq.kg-1. Nejvyšší hodnota hmotnostní aktivity 137

Cs byla u vzorku z Horního Maršova (040) 18,11 Bq.kg-1 a nejvyšší hodnota hmotnostní

aktivity 40K u vzorku ze Skaličky u Tišnova (087) 132,02 Bq.kg-1. Obrázek (Obr. 14) znázorňuje procentuální zastoupení hmotnostních aktivit vzorků medů z ČR rozdělených do kategorií květové, květovomedovicové a medovicové medy v daném rozmezí. Intervaly hmotnostních aktivit jsou zprava otevřené, zleva uzavřené. Přes 90 % květových medů mělo hmotnostní aktivitu

137

Cs pod 1,0 Bq.kg-1. Aktivitu nad 3,0 Bq.kg-1

mělo 20,7 % medovicových medů, 16 % květovomedovicových medů a jen 4,3 % květových medů.

51

Medovicové medy Květovomedovicové medy

,0 20

na d

10 ,0

-2

0, 0

0, 0 -1

5, 0

-5

,0

,0 4, 0

-4

,0 3, 0

-3 2, 0

-2 1, 0

0, 0

-1

,0

Květové medy

,0

Četnost [%]

100,0 90,0 80,0 70,0 60,0 50,0 40,0 30,0 20,0 10,0 0,0

137

Cs Am [Bq.kg-1]

Obr. 14: Distribuce hmotnostních aktivit 137Cs u medovicových, květovomedovicových a květových medů

Námi naměřené hodnoty hmotnostních aktivit

137

Cs odpovídají hodnotám naměřeným

Státním ústavem radiační ochrany v předchozích letech (viz Tab. 8, s. 32). Naše hodnoty hmotnostních aktivit 137Cs jsou nižší než zjištěné hodnoty v Polsku z roku 1998 (Borawska a kol., 2000) a v severní Itálii z let 2001 až 2004 (Panatto a kol., 2007), což může být způsobeno odlišnými biologickými poločasy 137Cs u medů (Panatto a kol, 2007). Nižší aktivity

137

Cs u květových medů než u medů medovicových mohou být způsobeny

časově omezenou produkcí nektaru v nektariích rostlin, a tím omezenou možností spadové kontaminace radiocesiem. Naproti tomu medovice na listech či jehličí stromů je vystavena možné spadové kontaminaci po delší dobu, což dokazuje i větší podíl nečistot (tzv. medovicových prvků) v medovicových medech. V tabulce (Tab. 16) jsou vzorky rozděleny podle druhu medu a je u nich uvedena minimální, maximální a průměrná hodnota hmotnostní aktivity průměrnou hmotnostní aktivitu

137

137

Cs a

40

K. Nejvyšší

Cs měly vřesové medy 27,62 ± 11,54 Bq.kg-1 (bez

vzorku 027 viz kap. 5.3), nejnižší aktivitu měly akátové medy 0,14 ± 0,13 Bq.kg-1. Vysoké hodnoty aktivity

137

Cs u vřesových medů lze vysvětlit hyper-akumulací cesia ve vřesu

(Calluna vulgaris L., čeleď Ericaceae), kdy koncentrace cesia je vyšší ve výhoncích než v kořenech (Bystrzejewska-Piotrowska a kol., 2005). Vřes, v porovnání s ostatními druhy rostlin vyskytujícími se ve stejném ekosystému, je velmi odolný k toxickým účinkům cesia

52

a roste i na půdách s vysokým obsahem

137

Cs. Pro porovnání, např. vřesové medy

ze Skotska obsahují 48 až 680 Bq 137Cs na kilogram medu (Fisk & Sanderson, 1999). Medovicové medy z jehličnanů obsahovaly více

137

Cs oproti medovicovým medům

z listnatých stromů, což koresponduje se studií autorů Borawska a kol. (2000).

Tab. 16: Průměrné hodnoty hmotnostních aktivit vzorků medů z ČR pro kategorií a druhů medů Kategorie/Druh medu

Počet vzorků

Květové Květovomedovicové*) Medovicové Akát Slunečnice Řepka Svazenka Pohanka Vřes*) Medovice z listnáčů (lípa, javor aj.) Medovice z jehličnanů (smrk)

23 24 29 3 3 5 3 2 2

Am Cs-137 [Bq.kg-1] Rozsah x ±σ hodnot 0,00–16,08 0,89 ± 3,25 0,00–39,16 2,52 ± 7,80 0,00–18,11 2,05 ± 3,62 0,00–0,31 0,14 ± 0,13 0,12–0,34 0,21 ± 0,09 0,00–1,24 0,28 ± 0,48 0,18–5,75 2,22 ± 2,51 0,08–0,47 0,28 ± 0,20 16,08–39,16 27,62 ± 11,54

137

Cs a

40

K dle

Am K-40 [Bq.kg-1] Rozsah x ±σ hodnot 0,00–68,36 24,72 ± 17,93 25,22–106,86 57,86 ± 20,73 57,78–132,02 91,45 ± 17,84 0,0–16,20 10,21 ± 7,26 19,55–29,92 24,46 ± 4,25 10,27–35,57 19,25 ± 9,32 12,02–78,35 40,62 ± 27,84 45,37–64,08 55,10 ± 9,73 68,36–106,86 87,61 ± 19,25

10

0,00–2,09

0,40 ± 0,63

25,22–116,51

75,97 ± 25,26

2

1,10–3,19

2,15 ± 1,05

105,78–132,02 118,9 ± 13,12

*) Údaje bez vzorku 027 (Studniční hora, Krkonoše) s extrémní hodnotou 392,0 Bq.kg-1 viz kap. 5.3.

5.4.2

Medy ze zahraničí

V tabulce (Tab. 17) jsou uvedeny průměrné hodnoty hmotnostních aktivit u zahraničních vzorků medů. Nejvyšší hodnoty hmotnostní aktivity

137

Cs a

40

K

137

Cs se vyskytovaly

ve vřesových medech pocházejících z Polska (18,02 ± 4,43 Bq.kg-1), což odpovídá hodnotám uvedeným ve studii autorů Borawska a kol. (2000).

53

Tab. 17: Průměrné hodnoty hmotnostních aktivit vzorků medů ze zahraničí pro 137Cs a 40K dle kategorií a druhů medů Kategorie/Druh medu

Počet vzorků

Květové medy Květovomedovicové medy Medovicové medy Vřes (Polsko) Kaštanovník (Francie)

11 3 1 3 2

Am Cs-137 [Bq.kg-1] x ±σ 3,23 ± 6,16 7,62 ± 10,49 1,15 18,02 ± 4,43 0,51 ± 23,31

Am K-40 [Bq.kg-1] x ±σ 29,59 ± 25,35 37,54 ± 16,14 119,43 54,33 ± 17,41 23,31 ± 14,66

5.5 Porovnání hmotnostních aktivit podle oblasti Do mapy České republiky (Obr. 15) znázorňující kontaminaci půd

137

Cs na území ČR

v červenu 1986 (podle Hůlka & Malátová, 2006) byla zanesena místa odběru vzorků medů s hmotnostní aktivitou nad 2 Bq.kg-1 (modré body). Čím tmavší hnědá barva na mapě, tím vyšší kontaminace území

137

Cs. Nehomogenita kontaminace půd ČR

137

Cs

je pravděpodobně způsobena nerovnoměrným výskytem dešťových srážek v době přechodu kontaminovaných vzdušných mas po černobylské havárii viz Příloha č. 1 (Valenta, 2009).

Obr. 15: Místa odběru vzorků medů s vyšší aktivitou 137Cs na mapě znázorňující kontaminaci půdy 137Cs v červnu 1986

54

Z mapy je patrné, že vyšší obsah

137

Cs v medu koresponduje s vyšší půdní kontaminací

spadovým radiocesiem. Většina vzorků s hmotnostní aktivitou nad 2 Bq.kg-1 pocházela z oblasti s vyšší nadmořskou výškou. Korelační koeficient r = 0,729 poukazuje na silnou závislost nadmořské výšky a hmotnostní aktivity 137Cs, u 40K korelační koeficient závislost hmotnostní aktivity na nadmořské výšce nepotvrdil (r = 0,155). Jak uvádí ve své práci Fisk & Sanderson (1999), hmotnostní aktivita v medu vysoce koreluje s půdní depozicí

137

Cs v okolí 2,5 km kolem úlu. Toto lze doložit na vzorcích

medovicových medů z Kutné Hory č. 043 a 074. Stanoviště těchto vzorků leží v nižší nadmořské výšce (250 m n.m.), přesto vzorky obsahovaly 4,8 Bq.kg-1 resp. 4,97 Bq.kg-1. Při měření kontaminace půd

137

Cs v roce 2008 (Valenta, 2009) byla zjištěna nejvyšší

hodnota hmotnostní aktivity v sadu u Kutné Hory 72,66 Bq.kg-1, což poukazuje na větší půdní depozici 137Cs v okolí Kutné Hory. Vzorek 017 a 087 pocházejí ze stejného místa ze Skaličky u Tišnova (červený bod) z let 1983 a 2010. Hmotnostní aktivita

137

Cs se zvýšila v roce 2010 o 40 % oproti roku 1983,

aktivita 40K se zvýšila o 20 % (Tab. 18). Nárůst aktivity může být způsoben právě spadem radiocesia po černobylské havárii.

Tab. 18: Porovnání vzorků ze Skaličky u Tišnova z roku 1983 a 2010 Vzorek Druh Datum M 1983 017 M 2010 087

Am Cs-137 [Bq.kg-1] Am K-40 [Bq.kg-1] 0,79 110,31 1,10 132,02

Ve vzorku 004 z Kunětické hory (Ráby, okr. Pardubice) byla naměřena hmotnostní aktivita 137

Cs 5,73 Bq.kg-1. U vzorků medů z blízkého okolí (Opatovice nad Labem, Hrobice,

Brozany, Staré Hradiště) však byly hmotnostní aktivity pod 1,02 Bq.kg-1. Při pylové analýze byla v uvedeném vzorku zjištěna přítomnost neobvykle velkých kusů popílku, které mohou mít původ v nedalekém odpopílkovišti z tepelné elektrárny v Opatovicích nad Labem. Vliv elektrárny na vyšší hodnotu hmotnostní aktivity u tohoto vzorku je pravděpodobný (viz 3.1.1.2).

55

6

ZÁVĚR

Pomocí gamaspektrometrické trasy s polovodičovým germaniovým detektorem HPGe (doba měření 20 hodin) byly analyzovány vzorky medů se zaměřením na zjištění obsahu radioizotopu

137

Cs a

40

K. Celkem bylo analyzováno 95 vzorků medů z toho 16 medů

ze zahraničí. U vzorků medů byla pro přesné určení druhu medu provedena kvalitativní pylová analýza, změřena vodivost, stanoven obsah vody a spočítán počet pylových zrn na 1 g medu. V důsledku toho byly tři vzorky medů z analýz vyloučeny pro důvodné porušení cukrem, a tím možném zkreslení hodnot hmotnostních aktivit

137

Cs a

40

K.

Na základě pylové analýzy byly vzorky rozděleny do tří kategorií: květové, květovomedovicové a medovicové medy. Hmotnostní aktivita se pohybovala

137

Cs ve vzorcích medů pocházejících z území České republiky

v rozmezí

0,0–392,0 Bq.kg-1

a hmotnostní

-1

-1

0,0–132,02 Bq.kg . Naměřená hodnota 392,0 Bq.kg

aktivita

40

K

v rozmezí

u vřesového medu je extrémní

v porovnání s ostatními hodnotami a je dána vysokou nadmořskou výškou a druhem medu (do uvedených průměrných hodnot nebyla započítávána). U kategorie květových medů byla průměrná hmotnostní aktivita

137

Cs 0,89 ± 3,25 Bq.kg-1 resp. u

40

K 24,72 ± 17,93 Bq.kg-1,

u květovomedovicových 2,52 ± 7,80 Bq.kg-1 resp. 57,86 ± 20,73 Bq.kg-1 a u medovicových medů 2,05 ± 3,62 Bq.kg-1 resp. 91,45 ± 17,84 Bq.kg-1. Přes 90 % květových medů mělo hmotnostní aktivitu

137

Cs pod 1,0 Bq.kg-1. Aktivitu nad 3,0 Bq.kg-1 mělo 20,7 %

medovicových medů, 16 % květovomedovicových medů a pouze 4,3 % květových medů. Nejvyšší průměrnou hmotnostní aktivitu 137Cs měly vřesové medy (27,62 ± 11,54 Bq.kg-1), nejnižší pak medy akátové (0,14 ± 0,13 Bq.kg-1). Vyšší obsah

137

Cs v medu koresponduje

s vyšší půdní kontaminací černobylským radiocesiem. Podařila se prokázat silná korelační závislost nadmořské výšky stanoviště úlů a hmotnostní aktivity 137Cs v medu (r = 0,729). Naměřené hodnoty hmotnostních aktivit v medu jsou však velice nízké a zdaleka nedosahují

limitů

nejvyšší

přípustné

úrovně

radioaktivní

kontaminace

potravin

pro přetrvávající ozáření po černobylské havárii (600 Bq.kg-1). Konzumace medu tak nepředstavuje žádná zdravotní rizika.

56

SEZNAM POUŽITÉ LITERATURY BENTOR Y., 2009. Cesium. Periodic table. Dostupné online [cit. 2010-11-20]. Dostupné na: . BETTI M., ALDAVE DE LAS HERAS L., JANSSENS A., HENRICH E., HUNTER G., GERCHIKOV M, DUTTON M., VAN WEERS A.W., NIELSEN S., SIMMONDS J., BEXON A. & SAZYKINA T., 2004. Results of the European Commission Marina II Study Part II – effects of discharges of naturally occurring radioactive material. Journal of Environmental Radioactivity, roč. 74, s. 255–277. BOGDANOV S., 1997. Harmonised methods of the European honey commission. Apidologie. Extra číslo, s. 1–59. BORAWSKA M.H., KAPALA J., HUKALOWICZ K. & MARKIEWICZ R., 2000. Radioactivity of honeybee honey. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, roč. 64, s. 617–621. BUNZL K., KRACKE W. & VORWOHL G., 1988. Transfer of Chernobyl-derived 134Cs, 137Cs, 131 I, and 103Ru from flowers to honey and pollen. Journal of Environmental Radioactivity, roč. 6, č. 3, s. 261–269. BUTTERMAN W.C., BROOKS W.E. & REESE R.G. jun., 2005. Mineral commodity profiles – Cesium. Virginia: U.S. Geological Survey. 13 s. BYSTRZEJEWSKA-PIOTROWSKA G., DROśDś A. & STĘBOROWSKI R., 2005. Resistance of heather plants (Calluna vulgaris L.) to cesium toxicity. Nukleonika, roč. 50, č. 1, s. 31–35.

ČERNOBYL, 2007. Havárie jaderné elektrárny Černobyl. Dostupné online [cit. 2010-11-24]. Dostupné na: . DIEHL J., 2003. Radioactivity in food, s. 4903–4911. In: CABALLERO B., TRUGO L.C. & FINGLAS P.M. (eds.). Encyclopedia of food sciences and nutrition. Sv. 8, 2. vyd. Oxford: Academic Press, s. 4773–5402. ISBN 0-12-227063-0. DJURIC G., POPOVIC D., TODOROVIC D., SLIVKA J. & MIHALJEV, 1996. Natural and fallout radionuclides in different types of honey. Journal of Environmental Biology, roč. 17, č. 4, s. 339–343. DONER L.W., 2003. Honey, s. 3125–3130. In: CABALLERO B., TRUGO L.C. & FINGLAS P.M. (eds.). Encyclopedia of food sciences and nutrition, sv. 5, 2. vyd. Oxford: Academic Press, s. 2753–3408. ISBN 0-12-227060-6. DVOŘÁK P., KUNOVÁ V., BEŇOVÁ K. & OHERA M., 2006. Radiocesium in mushrooms from selected locations in the Czech Republic and the Slovak Republic. Radiation and Environmental Biophysics, roč. 45, s. 145–151. ENVIRONMENTAL STUDIES, 2009. Radioecology: behaviour of radionuclides in the environment. Dostupné online [cit. 2010-01-18]. Dostupné na: .

57

EPA, 2010. Cesium. Radiation Protection. U.S. Environmental Protection Agency. Dostupné online [cit. 2010-11-20]. Dostupné na: . FISK S. & SANDERSON D.C., 1999. Chernobyl-derived radiocesium in heather honey and its dependence on deposition patterns. Health physics, roč. 77, č. 4, s. 431–435. GREEN N., 2001. The effect of storage and processing on radionuclide content of fruit. Journal of Environmental Radioactivity, roč. 52, s. 281–290. HÁLA J., 1998. Radioaktivita, ionizující záření, jaderná energie. 1. vyd. Brno: Konvoj, 310 s. ISBN 80-85615-56-8. HŮLKA J. & MALÁTOVÁ I., 2006. Radiační situaci v České republice, přehled hlavních výsledků měření a opatření. Praha: Státní ústav radiační ochrany. 14 s. CHERNOBYL, 2010. The international communications platform on the longterm consequences of the Chernobyl disaster. Dostupné online [cit. 2010-11-24]. Dostupné na: . CHIBOWSKI S., 2000. Studies of radioactive contaminations and heavy metal contents in vegetables and fruit from Lubin, Poland. Polish Journal of Environmental Studies, roč. 9, č. 4, s. 249–253. IAEA, 1992. Modelling of resuspension, seasonality and losses during food processing. Vienna: International Atomic Energy Agency. 99 s. ISSN 1011-4289. IAEA, 2010. Handbook of Parameter Values for the Prediction of Radionuclide Transfer in Terrestrial and Freshwater Environments. Vienna: International Atomic Energy Agency. 208 s. ISBN 978-92–0–113009–9. KALAČ P., 2001. A review of edible mushroom radioactivity. Food Chemistry, roč. 75, č.1, s. 29–35. L´ANNUNZIATA M.F., 2007. Radioactivity: Introduction and History. 1. vyd. Amsterdam: Elsevir, 609 s. ISBN: 978-0-444-52715-8. LAZOR P., 2009. Využitie včelieho medu pre determináciu imisných oblastí. Acta fytotechnica et zootechnica – Mimoridne číslo. Nitra: Slovaca Universitas Agriculturae Nitriae, s. 356–360. NOLLET L.M.L. & PÖSCHL M. (eds.), 2006. Radionuclide concentrations in food and the environment. Boca Raton, FL: Taylor & Francis, 458 s. ISBN 0-8493-3594-9. NUCLEAR WEAPON ARCHIVE, 2001. Gallery of U.S. nuclear tests. Dostupné online [cit. 2010-11-24]. Dostupné na: . PANATTO D., GASPARINI R., LAI P., ROVATTI P. & GALLELLI G., 2007. Long-term decline of 137Cs concentration in honey in the second decade after the Chernobyl accident. Science of the Total Environment, roč. 382, s. 147–152. PERSANO ODDO L., PIRO R. a kol., 2004. Main European unifloral honeys: descriptive sheets. Apidologie, roč. 35, s. 38–81. PÖLLÄNEN R., VALKAMA I. & TOIVONEN H., 1997. Transport of radioactive particles from the Chernobyl accident. Atmospheric Environment, roč. 31, č. 21, s. 3575-3590.

58

PÖSCHL M., 2006. Základy radioekologie. 1. vyd. Brno: Mendelova zemědělská a lesnická univerzita v Brně, 116 s. ISBN 80-7375-010-4. PÖSCHL M., 2009. Praktická cvičení z radiační hygieny. 1. vyd. Brno: Mendelova zemědělská a lesnická univerzita v Brně, 63 s. ISBN 978-80-7375-293-4. PRÖHL G., 2009. Interception of dry and wet deposited radionuclides by vegetation. Journal of Environmental Radioactivity, roč. 100, s. 675–682. PŘIDAL A., 2003. Včelí produkty. 1. vyd. Brno: Mendelova zemědělská a lesnická univerzita, 95 s. ISBN 80-7157-717-0. PŘIDAL A. & ČERMÁK K., 2005. Včelařství. 1. vyd. Brno: Mendelova zemědělská a lesnická univerzita, 92 s. ISBN 80-7157-850-9. SHEPPARD S.C., LONG J.M. & SANIPELLI B., 2010. Verification of radionuclide transfer factors to domestic-animal food products, using indigenous elements with emphasis on iodine. Journal of Environmental Radioactivity, s.1–7. SMITH F.B. & CLARK M.J., 1986. Radionuclide deposition from the Chernobyl cloud. Nature, roč. 322, s. 690–691. SMITH J. & BERESFORD N.A., 2005. Chernobyl: catastrophe and consequences. Chichester: Praxis Publishing Ltd., 336 s. SÚRO, 2011a. Radionuklidy v pitné vodě a poživatinách. Radiační monitorovací síť. Dostupné online [cit. 2010-01-18]. Dostupné na: . SÚRO, 2011b. Radiační situaci na území České republiky. Dostupné online [cit. 2010-1211]. Dostupné na: . TODOROVIĆ D., POPOVIĆ D. & ÐURIĆ G., 1995. Koncentracioni faktori za 137Cs u sistemu „tlo-biljka-med“. XVIII Jugoslovenski simpozijum JDZZ-a, Bečići, s. 225–228. ULLMANN V., 2009. Jaderná fyzika a fyzika ionizujícího záření. Dostupné online [cit. 201011-19]. Dostupné na: . VALENTA T., 2009. Radiocesium v půdě (diplomová práce). Brno: Mendelova zemědělská a lesnická univerzita v Brně, 79 s. Vyhláška 76/2003 Sb. ze dne 6. března 2003 kterou se stanoví požadavky pro přírodní sladidla, med, cukrovinky, kakaový prášek a směsi kakaa s cukrem, čokoládu a čokoládové bonbony, ve znění vyhlášky 43/2005 Sb. ze dne 11. ledna 2005. Sbírka zákonů, roč. 2003, č. 32, s. 2470. Vyhláška 307/2002 Sb. ze dne 13. června 2002 o radiační ochraně, ve znění vyhlášky č. 499/2005 Sb. ze dne 6. prosince 2005. Sbírka zákonů, roč. 2002, č. 113, s. 6362. WIKIPEDIA, 2011. Wikipedia, the free encyclopedia. Dostupné online [cit. 2011-04-10]. Dostupné na: . ZPRÁVA o radiační situaci na území ČSSR po havárii jaderné elektrárny Černobyl, 1987. Praha: Institut hygieny a epidemiologie, Centrum hygieny záření. 168 s.

59

SEZNAM TABULEK Tab. 1: Vybrané izotopy cesia a jejich poločasy přeměny ...................................................18 Tab. 2: Koncentrace cesia v kvetoucích rostlinách navštěvovanými včelami, v pylu nasbíraném včelami, ve včelím těle a v medu ..........................................................21 Tab. 3: Hmotnostní a objemová aktivita 137Cs ve vybraných potravinách v r. 2009............24 Tab. 4: Vliv zpracování ovoce na obsah 137Cs......................................................................25 Tab. 5: Vliv zpracování na aktivitu 137Cs u zeleniny (vztaženo na celkovou kontaminaci rostliny).....................................................................................................................26 Tab. 6: Vliv zpracování na aktivitu 137Cs u hub ...................................................................27 Tab. 7: Průměrná měrná aktivita 137Cs v různých druzích medů z oblasti Ligurie ..............31 Tab. 8: Hmotnostní aktivita 137Cs v medu z České republiky v letech 2004–2009..............32 Tab. 9: Charakteristika hlavních prvků měřící gamaspektrometrické aparatury..................34 Tab. 10: LC, LD, MVA a MDA pro 137Cs u vzorku 001 měřeného v Marinelliho nádobě 500 ml .......................................................................................................................43 Tab. 11: LC, LD, MVA a MDA pro 40K u vzorku 001 měřeného v Marinelliho nádobě 500 ml .......................................................................................................................44 Tab. 12: Meze významnosti LC, meze detekce LD a minimální významné aktivity MVA a minimální detekovatelné aktivity MDA pro 137Cs a 40K u vybraných vzorků medů (vzorkovnice 100 ml)................................................................................................44 Tab. 13: LC, LD, MVA a MDA pro 137Cs u vzorků měřených ve 100 ml vzorkovnici i v Marinelliho nádobě 500 ml..................................................................................46 Tab. 14: LC, LD, MVA a MDA pro 40K u vzorků měřených ve 100 ml vzorkovnici i v Marinelliho nádobě 500 ml..................................................................................46 Tab. 15: Vypočtené hodnoty hmotnostních aktivit vzorků medů pro 137Cs a 40K................47 Tab. 16: Průměrné hodnoty hmotnostních aktivit vzorků medů z ČR pro 137Cs a 40K dle kategorií a druhů medů .............................................................................................53 Tab. 17: Průměrné hodnoty hmotnostních aktivit vzorků medů ze zahraničí pro 137Cs a 40K dle kategorií a druhů medů .......................................................................................54 Tab. 18: Porovnání vzorků ze Skaličky u Tišnova z roku 1983 a 2010 ...............................55

60

SEZNAM OBRÁZKŮ Obr. 1: Podíl jednotlivých radionuklidů na celkové dávce ve vzduchu v závislosti na době po výbuchu Černobylu...........................................................................................16 Obr. 2: Schéma radioaktivní přeměny cesia 137Cs................................................................19 Obr. 3: Průměrný roční příjem radiocesia; data ze vzorků denní stravy v Německu v letech 1963–1996 .............................................................................................................23 Obr. 4: Měrná aktivita 137Cs v mase, resp. objemová aktivita 137Cs v mléce v ČSSR v období červen až říjen 1986................................................................................23 Obr. 5: Oblasti umístění včelstev..........................................................................................30 Obr. 6: Pokles měrné aktivity 137Cs u medů v letech 2001–2004.........................................31 Obr. 7: Schéma gamaspektrometrické trasy s HPGe a MCA ...............................................34 Obr. 8: Graf energetické kalibrace........................................................................................36 Obr. 9: Graf účinnostní kalibrace .........................................................................................37 Obr. 10: Pík totální absorbance ve spektru na obrazovce MCA...........................................38 Obr. 11: Různé plnění Marinelliho nádoby 500 ml a vliv na aktivitu 137Cs u vzorku 001...43 Obr. 12: Distribuce hmotnostních aktivit vzorků medů pro 137Cs........................................50 Obr. 13: Distribuce hmotnostních aktivit vzorků medů pro 40K...........................................50 Obr. 14: Distribuce hmotnostních aktivit 137Cs u medovicových, květovomedovicových a květových medů ..................................................................................................52 Obr. 15: Místa odběru vzorků medů s vyšší aktivitou 137Cs na mapě znázorňující kontaminaci půdy 137Cs v červnu 1986..................................................................54

61

PŘÍLOHY

Seznam příloh Příloha č. 1: Srážky na území ČSSR v době přechodu kontaminovaných vzdušných mas po černobylské havárii (r. 1986) Příloha č. 2: Radioaktivní spad 137Cs po Černobylu Příloha č. 3: Požadavky na obsah radionuklidů v potravinách dle vyhlášky č. 307/2002 Sb. Příloha č. 4: Složení nektaru, medovice a medu Příloha č. 5: Informace o měřených vzorcích medů Příloha č. 6: Spektrum vzorku 001 Osečnice, který byl použit ke kalibraci na hmotnost vzorku Příloha č. 7: Spektrum vzorku 027 Studniční hora, Krkonoše, u kterého byla detekována nejvyšší aktivita 137Cs

Příloha č. 1 Srážky na území ČSSR v době přechodu kontaminovaných vzdušných mas po černobylské havárii (r. 1986)

(podle Hůlka & Malátová, 2006)

Příloha č. 2 Radioaktivní spad

137

Cs po Černobylu

(podle Smith & Beresford, 2005)

Příloha č. 3 Požadavky na obsah radionuklidů v potravinách dle vyhlášky č. 307/2002 Sb.

Radionuklid

izotopy stroncia, zejména Sr-90 izotopy jódu, zejména I-131 izotopy plutonia a transuranových prvků, emitující záření alfa, zejména Pu-239 a Am-241 všechny ostatní radionuklidy s poločasem přeměny delším než 10 dní, zejména Cs-134 a Cs-137, kromě H-3, C-14, K-40

Radionuklid

součet měrných aktivit Cs-134 a Cs-137

Nejvyšší přípustné úrovně radioaktivní kontaminace potravin*) pro radiační mimořádné situace [Bq/kg] nebo [Bq/l] potraviny potraviny pro pitná mléko a počáteční a voda a uvedené ostatní mléčné v tab. potraviny pokračovací tekuté výrobky kojeneckou potraviny 6**) výživu 75

125

125

7500

750

150

500

500

20000

2000

1

20

20

800

80

400

1000

100

12500

1250

Nejvyšší přípustné úrovně radioaktivní kontaminace potravin*) pro přetrvávající ozáření po černobylské havárii [Bq/kg] nebo [Bq/l] potraviny pro pitná potraviny mléko a počáteční a voda a uvedené ostatní mléčné pokračovací tekuté v tab. potraviny výrobky kojeneckou potraviny 6**) výživu 370

370

600

6000

600

*) Nejvyšší přípustné úrovně radioaktivní kontaminace potravin se u koncentrovaných nebo sušených potravin vztahují na výsledný produkt, který je určen pro přímou konzumaci (tj. např. po zředění). **) Tabulka č. 6 přílohy č. 8 vyhlášky č. 307/2002 Sb. stanoví potraviny, na které se vztahují nejvyšší přípustné úrovně radioaktivní kontaminace potravin. Mezi tyto potraviny patří např. koření, kvasnice, vitamíny, tuky, oleje, silice ad.

Příloha č. 4 Složení nektaru, medovice a medu Složení nektaru, medovice a medu Složka (% v sušině, vyjma vody a pH) Voda Fruktosa Glukosa Sacharosa Redukující cukry (maltosa) Melecitosa Dextriny (+ ostatní vyšší cukry) Kyseliny (k. glukonová, k.octová jen stopy) Popel Protein Prolin (mg/kg sušiny medu) Tuk pH

nektar

medovice

60

stopy

16,3 31,8 26 0,8 8,8

med (průměr) 17,2 38,2 31,3 1,3 7,3

-

2,3

-

4,7 54,9 mekv/kg 0,74 0,1 4,4

1,5

40

kolísá 0,08 0,05 4,5

0,57 0,169 0,208 521 0,015 3,91

med nektarový více

med medovicový méně

více méně chybí, stopy nižší

méně více vždy přítomna vyšší

bez rozdílu nižší výrazně vyšší nižší vyšší nižší vyšší bez významných rozdílů bez významných rozdílů (podle Přidal, 2003)

Příloha č. 5 Informace o měřených vzorcích medů Vzorek 001 002 003 004 005 006 007 008 009 010 011 012 013 014 015 016 017 018 019 020 021 022 023 024

Přibližná nadmořská výška Osečnice 545 Staré Hradiště 220 Osečnice 545 Dobříkov – Rzy 260 Brozany 220 Brozany 220 Brozany 220 Mětice 220 Brozany 220 Sobětuchy 285 Moravský Krumlov 300 Moravský Krumlov 300 Moravský Krumlov 300 Jeseníky, Pusté Žibřidovice 600 Rumunsko, Banátsko ? Příbram na Moravě 450 Skalička u Tišnova 300 jižní Morava ? Polsko vyšší Morava ? Moravský Krumlov 300 Příbram na Moravě 450 Mohelno 345 Kroměřížsko 220 Oblast

Datum vytáčení medu 14.8.2010 V 2010 19.6.2010 VII 2010 V 2009 V 2010 VII 2010 V 2010 VII 2009 V 2010 VII 2007 VII 2007 VIII 2008 2006 2005 17.7.2009 1983 VIII 2009 2008 2007 VI 2007 16.7.2005 V 2007 2006

Vodivost [mS.m-1]

Voda [%]

89,37 83,77 53,91 110,3 19,42 25,15 72,08 31,3 57,05 34,41 30,5 64,23 35,35 65,92 48,74 79,92 122,54 42 67,04 55,49 10,66 92,2 20,63 17,21

16,4 18,2 17,2 19,9 19,5 18,8 14,6 19,8 17,4 18,4 14,9 20,2 17,4 18,8 18,2 15,2 16,6 18,3 20,8 15,2 14,9 18,4 15,4 16

Pylová zrna Kategorie*) [ks/g] 14617 KM 7463 KM 4726 KM 3875 M 3192 K 4711 K 3085 KM 14121 K 6681 KM 20059 K 1150 K 2200 KM 1669 K 8027 KM 861 KM 2807 KM 842 M 8568 K 37788 KM 2235,9 KM 1034 K 3489 M 36593 K K 1981,7

Druh svazenka

řepka řepka řepka řepka svazenka slunečnice

slunečnice vřes pohanka akát řepka akát

Vzorek 025 026 027 028 029 030 031 032 033 034 035 036 037 038 039 040 041 042 043 044 045 046 047 048 049 050 051

Přibližná Oblast nadmořská výška Itálie ? Plumlov 280 Studniční hora, Krkonoše 1500 Polsko ? Kývalka 390 Jeseníky, Pusté Žibřidovice 600 Lhotka u Telče 560 Jeseníky, Pusté Žibřidovice 600 Austrálie ? Francie ? Itálie ? Rosice u Brna 350 Rosice u Brna 350 Uhersko 240 Tasovice 490 Horní Maršov 530 Bezděkov 220 Bukovina nad Labem 240 Kutná Hora 250 Hrádek 220 Tasovice 490 Staré Ždánice 220 Valtice 210 Ráby, Kunětická hora 250 Staré Čivice 220 Sezemice 220 Čína ?

Datum vytáčení medu 2005 VII 2007 20.9.2006 2005 VI 2006 2005 2005 2006 2003 2005 2005 VII 2010 V 2010 VII 2010 VI 2010 VII 2010 30.6.2010 VII 2010 VII 2010 VII 2010 VII 2010 6.6.2010 VIII 2010 VII 2010 28.5.2010 VII 2010 2010

Vodivost [mS.m-1]

Voda [%]

31,32 132,93 97,856 128,1 30,94 63,03 101,5 94,71 59,77 65,9 67,6 41,74 35,06 84,35 55,8 101,12 39,2 90,58 113,1 98,9 98,8 41,24 45,88 106,77 2,28 83,32 17,44

19,8 14,8 17,2 20,2 17,2 19 15 16,6 18,4 13,8 17 19,1 20,5 19,2 19,6 14,7 19 17,9 18,5 18,4 18,6 18 19 17 16,9 18,9 18,6

Pylová zrna Kategorie*) [ks/g] 1241 K 1328 M KM 6176,7 397 M 5708 K 8070 KM 3249 M 2049 M 8418 KM 33887 K 9446 K 6217 K 1357 K 4059 KM 4871 K 5492 M 2786 K 5990 KM 6123 M 3965 M 9391 M 734 3085 K 5825 M 6877 K 6328 KM 2832 -

Druh

vřes akát javor

kaštanovník tymián svazenka

slunečnice

Vzorek 052 053 054 055 056 057 058 059 060 061 062 063 064 065 066 067 068 069 070 071 072 073 074 075 076 077 078

Oblast Úhřetická Lhota Portugalsko Nemošice Staré Jesenčany Třebeš Francie, Soloqne Křičeň Staré Jesenčany Černá za Bory Malé Svatoňovice Hrobice Bukovina nad Labem Počáply Černá za Bory Staročernsko Staré Čivice Sezemice Sezemice Křižanovice Stéblová Sezemice Rohoznice Kutná Hora Malé Svatoňovice Háj ve Slezsku Opatovice nad Labem Ráby, Kunětická hora

Přibližná nadmořská výška 220 ? 220 220 220 ? 220 220 220 490 220 220 220 220 220 220 220 220 500 220 220 240 250 490 250 220 250

Datum vytáčení medu VII 2010 2010 VII 2010 VII 2010 VII 2010 2010 28.7.2010 VIII 2010 4.7.2010 25.7.2010 VII 2010 VII 2010 VI 2010 18.6.2010 VIII 2010 VI 2010 VII 2010 VIII 2010 VII 2010 15.8.2010 VII 2010 6.7.2010 VIII 2010 25.7.2010 7.5.2003 VI 2010 VII 2010

Vodivost [mS.m-1]

Voda [%]

67,26 76,32 101,27 119,52 142,42 74,86 44,54 81,81 103,2 133,94 106,96 89,13 82,36 99,66 89,71 51,4 50,49 92,04 95,73 65,78 114,08 62,96 113 132,43 53,33 98,77 108,83

19,8 18,8 16,8 18,5 18,2 19,8 17,4 21,2 17,8 17 19,2 18,1 16,8 18,2 18,5 17,2 17,6 20,2 16,8 17 18 17,8 18,4 16,8 18,2 16 17,6

Pylová zrna Kategorie*) [ks/g] 18606 KM 9113 K 8535 M 4504 M 6679 M 49831 K 5137 K 5194 KM 2324 M 4157 M 6998 M 4241 KM 3515 KM 2633 M 4387 M 3455 K 4414 K 719 M 9862 M 5377 KM 6748 M 6168 KM 11126 M 6199 M 2769 KM 8425 KM 8638 M

Druh

lípa listnaté stromy kaštanovník

lípa kaštanovník

lípa lípa

lípa lípa

Vzorek

Oblast

079 080 081 082 083 084 085 086 087 088 089 090 091 092 094 095 096

Zubří Polsko Leskovec nad Moravicí Nepomuk, Brdy střední Čechy Polsko, Masyw Śnieznika Slovensko, Dolný Kubín Brno, Černá Pole Skalička u Tišnova Polsko Brno, Černá Pole Nepomuk, Brdy Zubří svět, smíšený Opatovice nad Labem Švédsko, Uppsala Opatovice nad Labem

Vysvětlivky: *) Kategorie medu:

KM K M -

Přibližná Datum Vodivost nadmořská vytáčení [mS.m-1] výška medu 680 15.7.2003 88,51 ? VIII 2004 59,136 500 24.7.2001 39,22 600 IX 2008 67,6 ? VII 1998 27,61 1000 2004 35,07 470 2010 35,83 280 VIII 2003 109,79 300 2010 134,36 vyšší 2009 36,4 280 27.7.2004 87,25 600 25.11.2006 111,408 680 VIII 2005 126,17 ? 2003 16,08 220 V 2010 19,89 23 V 2010 37,57 220 VII 2010 99,96

květovomedovicový med květový med medovicový med porušený med

Voda [%] 16,6 20,8 19 19,8 18,2 21,2 18 17,4 16,4 19,6 17,8 15,2 16,2 18,6 18,8 18,8 15,8

Pylová zrna Kategorie*) [ks/g] 15113 KM 7157,5 K 7695 K 7268 K 86 2823 K 2823 K 10096 M 4411 M 7147 K 8697 KM 1303,3 KM 6887 M 7096 K 6478 K 5567 K 7397 M

Druh

vřes pohanka vřes pohanka lípa smrk vřes lípa vřes smrk

Příloha č. 6 Spektrum vzorku 001 Osečnice, který byl použit ke kalibraci na hmotnost vzorku

Příloha č. 7 Spektrum vzorku 027 Studniční hora, Krkonoše, u kterého byla detekována nejvyšší aktivita 137Cs