Radiocesium (137-Cs) v plodnicích vybraných druhů nejedovatých hub

Mendelova univerzita v Brně Agronomická fakulta Ústav molekulární biologie a radiobiologie

Radiocesium (137-Cs) v plodnicích vybraných druhů nejedovatých hub Diplomová práce

Vedoucí práce:

Vypracovala:

prof. RNDr. Michael Pöschl, CSc.

Bc. Zuzana Skoumalová

Brno 2013

Prohlášení Prohlašuji, že jsem diplomovou práci na téma Radiocesium (137-Cs) v plodnicích vybraných druhů nejedovatých hub vypracovala samostatně, pod vedením školitele prof. RNDr. Michaela Pöschla, CSc. 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 ráda poděkovala zejména svému vedoucímu diplomové práce, panu prof. RNDr. Michaelu Pöschlovi, CSc., za odborné vedení, vlídný přístup a cenné rady při vypracovávání předkládané práce. Mgr. Petru Jelínkovi děkuji za milou asistenci při odběru některých vzorků a rady týkající se úpravy práce. Mé rodině patří dík za materiální podporu a zázemí během celého studia.

Abstrakt Diplomová práce na téma Radiocesium (137-Cs) v plodnicích vybraných druhů nejedovatých hub v teoretické části práce vysvětluje základní pojmy z oblasti radioaktivity s důrazem na postavení hub a možné začlenění radiocesia do potravního řetězce prostřednictvím hub. V rámci experimentální části práce byly zjišťovány hmotnostní aktivity

137

Cs vzorků hub

v usušeném stavu a půd odebraných z devíti lokalit v kraji Vysočina během října 2011 až února 2013. Gamaspektrometrickou analýzou byly stanovovány hmotnostní aktivity

137

Cs vzorků hub

a půd na Ústavu molekulární biologie a radiobiologie Agronomické fakulty Mendelovy univerzity v Brně. Průměr hmotnostní aktivity

137

Cs vzorků řádu hřibotvaré (Boletales)

-1

je 1189,5 Bq ∙ kg , řádu liškotvaré (Cantharellales) 327,6 Bq ∙ kg-1, řádu holubinkotvaré (Russulales) 232,0 Bq ∙ kg-1 a řádu lupenotvaré (Agaricales) 20,1 Bq ∙ kg-1. Při rozdělení hub dle způsobu výživy dosáhly saprofytické houby průměrné aktivity

137

Cs 20,1 Bq ∙ kg-1

a symbiotické 825,6 Bq ∙ kg-1. Průměrná aktivita vzorků svrchní půdy je 148,7 Bq ∙ kg-1 a spodní půdy 46,0 Bq ∙ kg-1. Hodnota transferového faktoru se u vzorků pohybuje v rozmezí 0,002 až 81,339. Agregovaný faktor transferu se pohybuje v rozpětí 1,1 ∙ 10-4 až 0,5 ∙ 10 m2 ∙ kg-1. Klíčová slova: radiocesium, 137Cs, transfer, houby, půda, saprofyty, symbionti

Abstract

In the theoretical part, the diploma thesis Radiocaesium (Cs-137) in fruiting bodies of selected non-poisonous mushrooms explains the basic concepts of radioactivity with emphasis on the status of mushrooms and the possible inclusion of radiocaesium in the food chain through the mushrooms. In the experimental part of the study, activity concentration of

137

Cs in soil samples

and dry matter samples of mushrooms from nine locations in the Vysočina Region of the Czech Republic during October 2011 to February 2013 was analyzed. Gamma-spectrometric analysis of the 137Cs activity concentration in mushroom and soil samples was carried out at the Department of Molecular Biology and Radiobiology of Faculty of Agronomy of Mendel University in Brno. Average

137

Cs activity concentrations in mushrooms of the orders Boletales, Cantharellales,

Russulales and Agaricales reached values of 1189.5, 327.6, 232.0, and 20.1 Bq kg-1, respectively. After assortment of the analysed mushrooms according to their nutrition, the

137

Cs

activity concentration in saprophytic and symbiotic mushrooms was 20.1 and 825.6 Bq kg -1, respectively. The radiocaesium activity in upper and bottom soil around the mushroom collection place was 148.7 and 46.0 Bq kg-1, respectively. Values of the

137

Cs soil-to-mushroom transfer

factor were in the range of 0.002 to 81.339. The radiocaesium aggregated transfer factor (soil-tomushroom) ranged from 1.1 ∙ 10-4 to 0.5 ∙ 10 m2 kg-1. Key words: radiocaesium, 137Cs, transfer, mushrooms, soil, saprophytes, symbionts

Obsah 1 ÚVOD

8

2 CÍL PRÁCE

9

3 LITERÁRNÍ PŘEHLED

10

3.1 ZÁKLADNÍ POJMY 3.2 RADIOCESIUM 3.2.1 CESIUM 3.2.2 RADIOCESIUM 3.3 ZDROJE RADIONUKLIDŮ V ŽIVOTNÍM PROSTŘEDÍ 3.3.1 MEZINÁRODNÍ STUPNICE HODNOCENÍ ZÁVAŽNOSTI JADERNÝCH UDÁLOSTÍ 3.3.2 JADERNÉ ZBRANĚ 3.3.3 HAVÁRIE JADERNÝCH ZAŘÍZENÍ 3.4 TRANSFER A AKUMULACE RADIOCESIA V EKOSYSTÉMECH A POSTAVENÍ HUB V TĚCHTO PROCESECH 3.4.1 RADIOCESIUM V ATMOSFÉŘE 3.4.2 RADIOCESIUM V PŮDĚ 3.4.3 VSTUP RADIOCESIA DO HUB 3.4.4 CESTY EXPOZICE LIDÍ 3.5 VLIV RADIONUKLIDŮ NA OBYVATELSTVO 3.6 RADIOCESIUM A HOUBY 3.6.1 HOUBY 3.6.2 FAKTORY OVLIVŇUJÍCÍ AKTIVITU 137CS V HOUBÁCH 3.6.3 RADIOCESIUM V HOUBÁCH

10 11 11 11 12 13 14 15 16 17 17 18 18 19 20 20 21 23

4 MATERIÁL A METODIKA

26

4.1 SBĚR VZORKŮ 4.1.1 CHARAKTERISTIKA LOKALIT SBĚRU VZORKŮ 4.2 ZPRACOVÁNÍ VZORKŮ 4. 3 GAMASPEKTROMETRICKÁ ANALÝZA 4.3.1 GAMASPEKTROMETRICKÁ TRASA 4.3.2 KALIBRACE GAMASPEKTROMETRICKÉ TRASY 4.3.3 MINIMÁLNÍ VÝZNAMNÁ AKTIVITA A MINIMÁLNÍ DETEKOVATELNÁ AKTIVITA 4.3.4 PROVEDENÍ GAMASPEKTROMETRICKÉHO STANOVENÍ 137CS VE VZORCÍCH HUB A PŮD 4.3.5 TRANSFEROVÝ FAKTOR 4.3.6 AGREGOVANÝ FAKTOR TRANSFERU 4.3.7 STATISTICKÉ ZHODNOCENÍ

26 29 31 32 32 32 34 35 36 36 37

5 VÝSLEDKY A DISKUZE

38

5.1 5.2 5.3 5.4 5.5 5.6

38 39 42 46 47 50

MINIMÁLNÍ VÝZNAMNÁ AKTIVITA A MINIMÁLNÍ DETEKOVATELNÁ AKTIVITA KVANTITATIVNÍ ANALÝZA VZORKŮ HUB HMOTNOSTNÍ AKTIVITY 137CS VE VZORCÍCH HUB KVANTITATIVNÍ ANALÝZA VZORKŮ PŮD TRANSFEROVÝ FAKTOR A AGREGOVANÝ FAKTOR TRANSFERU SROVNÁNÍ LOKALIT

6 ZÁVĚR

52

POUŽITÁ LITERATURA

54

SEZNAM OBRÁZKŮ

60

SEZNAM TABULEK

61

SEZNAM ZKRATEK

62

PŘÍLOHY

63

1 ÚVOD Sběr volně rostoucích jedlých hub patří mezi lidmi oblíbený způsob rekreace a mimo to vede k potěšení z pochoutky na talíři. A zvláště v České republice je sběr hub tradiční činností. V naší kuchyni mají houby své právoplatné místo a dávají pokrmům charakteristickou chuť a vůni. Toto potěšení sebou ale může přinášet i jistá rizika a to nejen nebezpečí možné záměny a následné konzumace jedovatých hub. Na Zemi se vyskytují prvky, které lze rozčlenit na stabilní a nestabilní, tzv. radionuklidy. Zdroje ionizujícího záření, tj. radionuklidy se dále dělí dle jejich původu a to na přírodní, tvořící radioaktivní pozadí, a umělé, tj. antropogenního původu. Radiocesium, které je v této práci předmětem zájmu, patří právě mezi radionuklidy antropogenního původu, jehož přítomnost v životním prostředí je způsobena zejména nehodami jaderných zařízení a testy jaderných zbraní. Zvýšený obsah radiocesia vykazují zejména produkty z lesních ekosystémů, jako houby, lesní plody či zvěřina. V této práci je věnována pozornost nejedovatým houbám pocházejícím z lesních ekosystémů. Po Černobylské havárii v roce 1986 si začali lidé více všímat zvýšené přítomnosti radionuklidů, zahrnujících i radiocesium

137

Cs, v životním prostředí a rizika kontaminace

potravního řetězce. Zatížení ekosystémů radiocesiem na území České republiky je způsobeno zejména již jmenovanou Černobylskou havárií. Radioaktivní kontaminace radionuklidy s dlouhým poločasem přeměny, který je u radiocesia 30,17 let, je pokládána za vážné potenciální riziko, které zatěžuje životní prostředí a ohrožuje zdraví organismů. Významné je riziko mutagenního a karcinogenního účinku. Některé druhy hub tento radionuklid významně akumulují ve svých plodnicích, stejně jako ostatní alkalické kovy. Houby také zvyšují příjem těchto prvků do hostitelských rostlin v případě symbiotického vztahu mezi rostlinou a houbou. Lesní zvěř konzumující houby se také stává akumulátorem radiocesia. Těmito cestami se radiocesium může dostávat prostřednictvím hub do potravního řetězce až k člověku. Nástrojem pro zjišťování přenosu radionuklidů je jejich radiometrické měření spojené se stanovením jejich obsahu v kontaminovaných materiálech. Pro určení gama radiace lze konkrétně použít gamaspektrometrickou analýzu. Gamaspektrometrická analýza umožňuje jak stanovení přítomnosti celé řady radionuklidů (kvalitativní analýza), tak konkrétních hodnot jejich hmotnostní aktivity (kvantitativní analýza). Prostřednictvím kvantitativní analýzy byla v této práci stanovena hodnota hmotnostní aktivity radiocesia v plodnicích hub a půd na kterých byly houby sbírány. 8

2 CÍL PRÁCE Cílem předkládané diplomové práce je vypracování literárního přehledu zahrnujícího poznatky týkající se radiocesia ve spojitosti s hubami. Následujícím úkolem je sběr plodnic vybraných nejedovatých druhů hub v několika lokalitách, připravení vzorků plodnic těchto hub pro radiospektrometrické stanovení obsahu radiocesia, provedení tohoto stanovení, statistické vyhodnocení změřených dat, zpracování výsledků a jejich porovnání s publikovanými daty a posouzení ekologického významu obsahu radiocesia v plodnicích sledovaných druhů hub.

9

3 LITERÁRNÍ PŘEHLED Člověk ve své cestě za poznáním odedávna hledal odpovědi na různé otázky. Mezi takovéto otázky patřila také touha po pochopení podstaty a zákonitostí světa. Víme, že již řečtí filosofové měli velmi různorodé odpovědi na tyto otázky. Významnou roli při experimentálních objevech a nacházení odpovědí často sehrála náhoda. V oblasti objevování radioaktivity byl významný roku 1895 objev rentgenového záření, které je formou ionizujícího záření. Wilhelm Conrad Roentgen je objevil při studiu elektrických výbojů v plynu, za což mu byla v roce 1901 udělena první Nobelova cena za fyziku (TRSAS, 2012). V roce 1896 Antoine Henri Becquerel objevil při svých výzkumech solí uranu přirozenou radioaktivitu. Na prvních výzkumech přirozené radioaktivity se významně podíleli manželé Pierre Curie a Marie Curie-Sklodowská. V roce 1903 všichni tři obdrželi Nobelovu cenu za fyziku (TRSAS, 2012). Tito vědci objevili, že některé látky vysílají neviditelné pronikavé záření. Následně se zjistilo, že radioaktivní prvky při vysílání tohoto záření mění svou chemickou povahu, tj. radioaktivita je doprovázena přeměnou jader atomů jednoho prvku v jiný. Později byla po Antoine Henri Becquerelovi pojmenována jednotka radioaktivity becquerel, tj. jednotka intenzity záření zdroje radioaktivity.

3.1 Základní pojmy Atom je nejmenší částice běžné hmoty, chemicky dále nedělitelná, definující vlastnosti daného prvku. Jádra atomů jsou tvořena především protony a neutrony. Nuklid je atom, pro jehož jádro je typický počet těchto elementárních částic. Počet kladně nabitých protonů v jádře je charakteristický pro každý atom, tedy udává, o atom jakého prvku se jedná. V obalu jádra se nachází stejné množství elektronů jako protonů v jádře. Atomy prvku, které se liší počtem elektricky neutrálních neutronů, se obecně nazývají izotopy. Jestliže je poměr protonů a neutronů nevyvážený, jedná se o radionuklid. Poté je takovýto radionuklid nestálý a podléhá procesu přeměny na jiné jádro, je radioaktivní. Při jaderných reakcích se tedy mění počet protonů v atomovém jádře, čímž se tyto atomy změní na jiné. Produkty radioaktivity mají nižší obsah energie a jsou stabilnější. Je-li dceřiný nuklid také nestabilní, pokračuje přeměna řetězcem přeměn, tzv. přeměnové řady, až dokud nevznikne nuklid stabilní, čímž přeměnová řada končí. 10

Radioaktivita je samovolná přeměna jader nestabilních nuklidů na jiná jádra, při níž se uvolňuje přebytečná energie v podobě emitovaného ionizujícího záření. Toto záření může mít formy α, β+ nebo β−, γ, záchyt elektronů, emise protonů nebo emise fragmentů. S radioaktivitou je spojený termín poločas přeměny T 1/2, což je doba, za kterou se množství radioaktivních jader sníží na polovinu ze svého původního množství, tj. polovina radioaktivních jader se přemění. Poločas přeměny je velmi různorodý ale pro konkrétní izotop je konstantní, například u

134

Cs je 2,1 roku, u

137

Cs 30,17 let a u

135

Cs 2,3 miliónu let (ANL, 2005). Rychlost

radioaktivních přeměn je nazýván aktivita A. Aktivita vyjadřuje počet přeměn uskutečněných v časovém intervalu. Jednotkou aktivity je becquerel (Bq), vyjadřující množství přeměn za sekundu (s−1). Dříve používanou jednotkou je curie (1Ci = 3,7 ∙ 1010 Bq). Měrná aktivita radionuklidů v dané látce se vyjadřuje v jednotkách Bq ∙ kg−1 nebo Bq ∙ l−1. Pro konkrétní jádro nelze stanovit, kdy dojde k přeměně, pouze lze stanovit, s jako pravděpodobností k tomu dojde. Čím větší je poločas přeměny, tím je tato pravděpodobnost menší.

3.2 Radiocesium 3.2.1 Cesium V roce 1860, fyzik Gustav Kirchhoff a chemik Robert Bunsen objevili neradioaktivní cesium v minerální vodě v Německu (EPA, 2012). Cesium je prvek náležící do skupiny alkalických kovů, který velmi rychle reaguje s kyslíkem nebo vodou a tak se s ním v přírodě setkáváme jen ve formě sloučenin. Čisté cesium se Robertu Bunsenovi nepodařilo připravit, připravil pouze cesný amalgám. Kovové cesium poprvé získal Carl Setterberg v roce 1882 elektrolýzou směsi kyanidu cesného a kyanidu barnatého. Cesium je měkký, stříbřitě bílošedý kov s nízkou teplotou tání 28 ºC. Název prvku caesius byl odvozen od dvou modrých čar v jeho spektru a znamená „modrošedý“. V přírodě existuje přirozeně jako stabilní izotop

133

Cs (ANL, 2005). Pro jádro

atomu cesia je charakteristický počet 55 protonů. 3.2.2 Radiocesium Cesium může být stabilní, tj. neradioaktivní nebo nestabilní tj. radioaktivní. Radioaktivní cesium, a mnoho dalších radionuklidů, bylo objeveno v roce 1930 Glenn T. Seaborgem a jeho spolupracovnicí, Margaret Melhase (EPA, 2012). Cesium má 11 hlavních radioaktivních izotopů. Obavy lidí se týkají zejména dvou radioizotopů cesia a to 137

Cs se obvykle vyrábí z 235U. Jeho poločas přeměny

137

134

Cs a

137

Cs (ANL, 2005).

Cs je 30,17 let (ULLMANN, 2002),

tj. doba, za kterou se množství radioaktivních atomů sníží na polovinu svého prvotního 11

množství. Vzhledem k tomuto relativně dlouhému poločasu přeměny, emisi záření beta (β−) a gama, a rychlému začlenění do bilogických systémů (WHITE a BRODLEY, 2000) vzbuzuje tento radionuklid obavy. Produktem radioaktivní přeměny 137Cs je radionuklid baria 137Ba (ANL, 2005; EPA, 2012). Radiocesium se v 6,5 % případů emisí částice β– přeměňuje přímo na stabilní 137

Ba. V 93,5 % případů emituje při své přeměně částice β– za vzniku metastabilního

137

Ba,

které dále deexcituje s poločasem radioaktivní přeměny 2,55 minuty emisí fotonu s energií 661,7 keV rovněž na stabilní 137Ba. Příznačná je také podoba biogeochemického chování radiocesia s draslíkem (K), hlavní živinou v rostlinách se kterou cesium soutěží o vstup do kořenů (DELVAUX et al., 2000; WHITE a BRODLEY, 2000). Pro záření β− je charakteristická jaderná přeměna neutronu v proton, tedy vznik nuklidu, který je v periodické tabulce prvků o jedno místo vpravo, proto je 137Ba s protonovým číslem 56 produktem přeměny 137Cs, které má protonové číslo 55. Beta záření může být zastaveno několika metry vzduchu či hliníkovou fólií. Při gama radiaci dochází k emisi γ fotonů z jádra s nadbytkem energie, tj. mění se energetický stav jádra, ale ne jeho složení. Záření gama je emitováno radioaktivním bariem, tj. produktem přeměny 137Cs. Všechna gama kvanta při dané deexitaci budou mít stejnou energii. Energetické spektrum γ je čárové. Energie záření gama

137

Cs je 661,7 keV. Jedná se o typ

ionizujícího záření s emisí shluků energie elektromagnetického záření velmi vysoké frekvence. Pohlcení tohoto pronikavého a nebezpečného záření je možné pouze silnou vrstvou betonu nebo olova (ULLMANN, 2002).

3.3 Zdroje radionuklidů v životním prostředí Výskyt radionuklidů v životním prostředí je přirozený, ale jsou také vyráběny uměle, tj. radionuklidy antropogenního původu. Přirozené neboli přírodní radionuklidy se dělí dle jejich původu a vzniku na primární, sekundární a kosmogenní. Přitom ozáření z těchto zdrojů může být v různých místech Země nerovnoměrné. Za zdroj primárních radionuklidů se považují termonukleární reakce v průběhu kosmické nukleogeneze. Do dnešní doby se zachovali pouze primární radionuklidy s velmi dlouhým poločasem přeměny. Zejména draslík

40

K, thorium

232

Th a uran

238

U a

235

U.

Sekundární radionuklidy jsou radionuklidy, které vznikají transformací primárních radionuklidů v rámci přeměnových řad (uranová, thoriová, aktiniová). Přeměnové řady končí stabilními

12

izotopy. Kosmogenní radionuklidy mají svůj původ v nukleárních reakcích vysoce energetického kosmického záření s prvky zemské atmosféry. Významné jsou zejména 14C a 3H. Člověk vnáší svou činností do životního prostředí zvýšené koncentrace radionuklidů běžně se vyskytujících, ale také nové, uměle vyráběné, radionuklidy. Radiocesium náleží právě do skupiny uměle vyráběných radionuklidů. Radionuklidy se šíří od svého zdroje a jejich rozmístění je značně nerovnoměrné. Mezi oblasti zdrojů umělých radionuklidů náleží dle ANL (2005) zejména: -

jaderný palivo-energetický cyklus a nehody jaderných zařízení

-

výroba a zkoušky jaderných zbraní

-

výroba a příprava radionuklidů v reaktorech, urychlovačích a generátorech

-

institucionální zdroje, zvl. nukleární medicína (diagnostika, radioterapie tj. léčba různých typů rakoviny /brachyterapie či teleradioterapie/, radiosterilizace)

Mnohé z produkovaných radionuklidů jsou krátkodobé a rychle se rozkládají, ale některé mají delší poločas přeměny a postupně se uvolňují do životního prostředí. Z radioekologického hlediska jsou nejriskantnější radionuklidy

137

Cs,

90

Sr a

239

Pu (FIGUEIRA a CUNHA, 1998).

Při větším množství radioaktivních látek v prostředí mluvíme o radioaktivním znečištění tzv. kontaminaci nebo až zamoření (BRANIŠ, 2004). Významná množství

137

Cs dostávající

se do životního prostředí jsou z nehod jaderných zařízení, především havárie černobylského reaktoru a japonské elektrárny Fukushimy, a testů jaderných zbraní (ANL, 2005; DUFF a RAMSEY, 2008). Z těchto zdrojů zůstávají v ŽP zejména dva radionuklidy:

137

Cs a

90

Sr

(ENTRY a WATRUD., 1998). 3.3.1 Mezinárodní stupnice hodnocení závažnosti jaderných událostí V roce 1991 byla Mezinárodní agenturou pro atomovou energii MAAE zavedena stupnice (obrázek 1) INES (The International Nuclear Event Scale – Mezinárodní stupnice jaderných událostí). INES rozděluje jaderné události na nehody (stupně 1, 2, 3), neohrožující okolí a nevyžadující mimořádná opatření mimo objekt nehody, a havárie (stupně 4, 5, 6, 7), vyžadující zvláštní opatření v okolí zdroje úniku radioaktivity. Události, které nemají žádný bezpečnostní význam, jsou klasifikovány stupněm 0. (Tůma, 1998)

13

Obr. 3.1 Stupnice hodnocení jaderných událostí INES (dle www.iaea.org) 3.3.2 Jaderné zbraně Fyzik Ernest Rutherford v roce 1919 dokázal, že jádro atomu lze rozbít, je-li ostřelováno neutrony o energii, která se vyrovná svou velikostí energii, která drží jádro pohromadě. Proces štěpení jádra pak objevil v roce 1938 v Berlíně Otto Hahn a Lise Meitnerová. Jaderná zbraň též nazývaná atomová zbraň je nástroj hromadného ničení, založená na principu neřízené řetězové reakce jader těžkých prvků, kdy ve chvíli exploze je vytvořeno kritické množství díky spojení podkritických množství štěpného materiálu potřebného k dosažení řetězové reakce vedoucí ke štěpení. Materiál používaný k sestrojení jaderné bomby je uran 235U, který tvoří pouhých 0,7% přírodního uranu nebo plutonium 239Pu, což je prvek který se v přírodě nevyskytuje, ale lze ho vyrobit. Z 1kg uranu se uvolní energie odpovídající výbuchu asi 20 000 tun klasické výbušniny trinitrotoluenu (ULLMANN, 2002). V roce 1942 se ve Spojených státech zrodil přísně tajný program vývoje jaderné bomby „projekt Manhattan“ pod vedením dr. Roberta Oppenheimera. Dne 16. července 1945 se na odlehlém místě v poušti Nového Mexika konala první zkouška bomby, kterou Oppenheimer komentoval citátem z hindské Bhagavadgíty: „Nyní se stávám smrtí, ničitelem světů.“ Dne 6. srpna roku 1945 byla na Japonské město Hirošima svržena uranová jaderná bomba ironicky nazvaná „Chlapeček“ (Little boy). O pár dní později 9. srpna 1945 byla na další japonské město Nagasaki svržena plutoniová jaderná bomba „Tlouštík“ (Fat Man). K dalšímu útoku prostřednictvím jaderných bomb od té doby nedošlo, nicméně postupně se rozšiřoval počet států vlastnících jaderné zbraně sloužící přinejmenším k zastrašování. S vývojem jaderných 14

zbraní souvisely jejich zkoušky. Sovětský svaz provedl první zkoušku své jaderné bomby v roce 1949 a Velká Británie v roce 1952. Se zkouškami jaderných bomb je spojeno nezanedbatelné radioaktivní znečištění prostředí. Exploze jaderné zbraně vede k rychlému uvolnění obrovské energie (tepelná energie, tlaková vlna, ionizující záření, elektromagnetický impuls) včetně velkého množství radionuklidů rozmanitého spektra izotopů, které mohou kontaminovat široké okolí svým spadem. 3.3.3 Havárie jaderných zařízení Při provozu jaderných zařízení (využití jaderného palivo-energetického cyklu) je jaderná štěpná reakce na rozdíl od jaderných bomb řízená. I při tomto provozu může dojít k řadě nehod, s následnou kontaminací životního prostředí, způsobených technickou poruchou, lidským faktorem či jejich kombinací. Při havárii jaderného reaktoru s únikem radioaktivity dochází především k úniku štěpných produktů. Při přehřátí dochází přednostně k úniku látek s nízkým teplotním bodem varu, které se snadno odpařují; je to především radiojód 137

131

I a radiocesium

Cs. Těžké radionuklidy, jako je uran či plutonium s vysokým bodem varu, se uvolňují

jen velmi málo. Do vody však při porušení těsnosti palivových článků mohou unikat všechny radionuklidy (ULLMANN, 2002). Cesium-137 je hlavním radionuklidem ve vyhořelém jaderném palivu (ANL, 2005). Dvě nejzávažnější nehody jaderných zařízení jsou havárie jaderného reaktoru v Černobylu a havárie v jaderné elektrárně Fukushima. Havárie jaderného reaktoru v Černobylu Dne 26. dubna 1986 ráno zničily dva výbuchy reaktor 4. bloku jaderné elektrárny Černobyl na severu Ukrajiny. Techničtí pracovníci prováděli experiment s odstavením reaktoru. Sled několika chyb vedl k prudkému nárůstu řetězové štěpné reakce a došlo k výbuchu reaktoru a k požáru grafitového moderátoru. Toto vedlo k rozsáhlé kontaminaci životního prostředí radioaktivními štěpenými produkty. Únik přibližně 1,4x1019 Bq s nejdůležitějšími radionuklidy 131

Ia

137

Cs vedl k lokálnímu rozptylu na sever a západ od zdroje a vysoké depozici v dalších

zemích prostřednictvím dešťových srážek (ULLMANN, 2002). Dopady nehody nebyly jen zdravotní (akutní nemoc z ozáření, vyšší dávky ozáření a jejich důsledky) a kontaminace širokého okolí, ale také ekonomické, sociální a psychologické. Havárie reaktoru v Černobylu, hodnocená na stupnici INES stupněm 7, ukázala, že otázky jaderné bezpečnosti přesahují hranice států a vedla k podstatnému zpřísnění bezpečnostních

15

předpisů a norem radiační ochrany nejen v jaderné energetice, ale v celé oblasti aplikací ionizujícího záření. Kontaminace území České republiky byla nehomogenní kvůli nerovnoměrným srážkám při přechodu jednotlivých vzdušných mas (příloha 5). Nejvíce bylo zasaženo území Jižní a Severní Moravy (příloha 6). Česká republika byla kontaminována 27 radionuklidy. Již v červenci 1986 tvořilo

137

Cs 90 % radioaktivity. Průměrná hodnota depozice radiocesia

137

Cs

z černobylské havárie byla stanovena na 7,6 kBq∙m-2 (SÚRO, 1996). Havárie v jaderné elektrárně Fukushima Příčinou havárie v jaderné elektrárně Fukushima nacházející se na severovýchodním pobřeží japonského ostrova Honšú byla přírodní katastrofa – ničivé zemětřesení o síle 9 º Richterovy stupnice s následnou vlnou tsunami dne 11. března 2011. Kvůli zaplavení vlnou tsunami bylo přerušeno chlazení, což vedlo k explozi vodíku s kyslíkem a došlo k uvolnění radioaktivních látek. Nejprve byla tato událost hodnocena dle INES stupněm 5, později byly důsledky přehodnoceny na stupeň 7. I přes hodnocení této jaderné události stupněm stejným jako Černobyl, nejsou její důsledky považovány za tolik katastrofické (ULLMANN, 2002).

3.4 Transfer a akumulace radiocesia v ekosystémech a postavení hub v těchto procesech

Obr. 3.2 Cesty radioaktivního materiálu v životním prostředí (HÁLA, 1998) 16

Radionuklidy vstupující do životního prostředí se od svého zdroje šíří, účastní se tak koloběhu látek jak je znázorněno na obrázku 3.2 a jsou přitom ovlivňovány mnoha faktory jako vlastnosti radionuklidů, charakteristiky a chování organizmů a vlastnosti ekosystémů. Cesta vstupu radiocesia do hub je možná dvěma základními cestami a to atmosférou nebo příjmem kořeny z půdy. Z hub se mohou radionuklidy dostávat dál ingescí do těl živočichů či lidí (HÁLA, 1998). 3.4.1 Radiocesium v atmosféře Obvykle dochází k pohybu radionuklidů atmosférou od zdroje kontaminace prouděním vzduchu v rámci tzv. troposféry, což je spodní část atmosféry, kde dochází k neustálému promíchávání vzdušných mas a jejich transportu. Vítr je horizontální pohyb vzduchu určovaný svým směrem a rychlostí. Radionuklidy unášené větrem a tak transportované atmosférou vstupují do organismů jejich inhalací nebo dochází k přímé kontaminaci rostlin a tedy i hub prostřednictvím suché nebo mokré depozice (spadu). Aktuální meteorologické podmínky v daném místě ředí a míchají vzdušné masy a zásadním způsobem ovlivňují transport a ukládání radionuklidů – viz příloha 1 znázorňující srážky na území Československa v období přechodu kontaminovaných hmot po Černobylské havárii v roce 1986. 3.4.2 Radiocesium v půdě Migrační procesy radionuklidů v půdě jsou poměrně složité, zahrnují různé mechanismy (sorpce, desorpce, iontová výměna atd.) a jsou závislé na různých faktorech (půdní vlastnosti, klimatické podmínky, atd.) a probíhají v mnoha směrech, současně vertikálně i horizontálně (PALAGYI a PALAGYIOVÁ, 1999). Vertikální distribuce radionuklidů je nerovnoměrná. Nicméně nejvíce

137

Cs i jiných

radionuklidů se v přírodních ekosystémech udržuje v povrchové vrstvě půdy. Nejvíce jich je zachyceno v povrchové vrstvě půdy do 1 cm. V této vrstvě zůstává 70-90% a PALAGYIOVÁ, 1999) a koncentrace 1987). Další autoři říkají, že množství

137 137

137

Cs (PALAGYI

Cs klesá s rostoucí hloubkou půdy (ELSTNER et al.,

Cs v lesních půdách se významně snižuje s hloubkou

a dosahuje tedy nejvyšších hodnot v povrchové vrstvě humusu (YOSHIDA et al., 2004, KROLAK et al., 2010). Jestliže se jedná o tenkou vrstvu půdy na nepropustném podloží, čili radiocesium nemigruje do hloubky, poté dochází ke snižování koncentrace prakticky pouze radioaktivní přeměnou nebo vstupem do vegetace. Cesium náleží mezi méně mobilní radioaktivní kovy. Přednostně ulpívá na půdních částicích a tam dosahuje mnohonásobně vyšších koncentrací než ve vodě v půdních pórech. Na písčitých 17

pórech se odhaduje 280x a na jílovitých a hlinitých částicích dokonce 2000x až 4000x vyšší koncentrace (ANL, 2005). Migrace radiocesia dolů v lesních ekosystémech je poměrně pomalá a částečně kompenzovaná přesunem nahoru houbovým myceliem a kořeny do hub a rostlin (STEINER et al., 2000). Spadem a rozkladem organických hmot se opět radiocesium vrací do půdy. Může tak dojít k jakémusi zacyklení radionuklidů a jejich udržování v svrchních vrstvách půdy lesních ekosystémů

(CALMON

et

al.,

2009).

Lesní

produkty

jsou

tedy

považovány,

oproti zemědělským, rizikové. Podstatná část z 137Cs v půdě je spojena s biologickou částí půdy, zejména s houbovou složkou (NIKOLOVA et al., 2000). Předpokládá se, že houby přispívají k dlouhodobému uchování

137

Cs v organických horizontech lesní půdy (STEINER et al., 2000).

Má se za to, že půdní bakterie také přispívají k akumulaci 137Cs (TOMIOKA et al., 1992). Další autoři (HEAL & HORRILL, 1983) také zdůrazňují význam organických půdních horizontů a jejich mikrobiálních společenstev (houby a bakterie) jako potenciálních akumulátorů živných prvků a radionuklidů v suchozemských ekosystémech. 3.4.3 Vstup radiocesia do hub Houby jsou důležitou součástí lesních ekosystémů, protože do značné míry ovlivňují osud a transport radionuklidů v lesích (STEINER et al., 2000). Některé druhy hub radiocesium významně akumulují ve svých plodnicích (BAEZA et al., 2004), stejně jako ostatní alkalické kovy, zejména draslík K (VINICHUK et al., 2010). Hlavními cestami vstupu radionuklidů do hub, popř. obdobně rostlin, a tím i do potravního řetězce, jsou atmosférickou depozicí přímo na houbu nebo vstup z půdy prostřednictvím mycelia (BELL et al., 1988). Hodnota vstupu radionuklidů z půdy do houby (rostliny) je vyjadřována především agregovaným faktorem transferu TAG, popř. transferovým faktorem TF. Hodnota TAG je uváděna (CALMON et al., 2009) v houbách lesních ekosystémů v rozmezí 1 ∙ 10-3 až 1 ∙ 10 m2 ∙ kg-1. 3.4.4 Cesty expozice lidí Vstup radionuklidů a tedy i radiocesia do organismů vede k vnitřnímu ozáření a je možný inhalací (dýcháním) či ingescí (jídlo, pití), popř. perkutánní cestou (přes kůži). Největším zdrojem jsou potraviny a voda. Přitom ale riziko představuje i vnější ozáření gama (ANL, 2005). Při vnějším ozáření vede opuštění kontaminované lokality, na rozdíl od vnitřního, k zamezení dalšího ozařování. Konzumací hub a dalších kontaminovaných rostlin, popř. zvířat dochází k transferu

137

Cs

do organismů. Současná spotřeba hub pravděpodobně představuje významný podíl na tomto 18

příjmu u lidí. Dle odhadů (SHUTOV et al., 1996) by houby mohly přispívat z 60 až 70 % na příjmu 137Cs ve stravě ze sbírání hub a lesních plodů z lesů v Rusku. Jiný autor (SKUTERUD et al., 1997) dokonce udává, že samotné houby přispívají 60 až 70 % radioaktivním cesiem v období léta až podzimu na území okresu Novozybkov v Rusku. BAN-NAI et al. (1997) uvádí, že spotřeba hub v Japonsku představuje 32 % z celkového ročního příjmu radioaktivního cesia. V Mexiku se předpokládá (GASO et al., 2000) podíl z celkového příjmu

137

Cs prostřednictvím

hub 56 %. Uvádí se (KALAČ, 2001) různé způsoby jak snížit radioaktivitu hub jako například jejich namočením, blanšírováním či vařením. V mase lesní zvěře jsou dlouhodobě pozorovány zvýšené koncentrace tohoto radionuklidu. Kupříkladu ve studii (FIELITZ, 1996) na území Německa v letech 1986 až 1987 následující po Černobylské havárii bylo v mase prasete divokého (Sus scrofa) naměřeno 5400 Bq ∙ kg−1 hmotnostní aktivity

137

Cs. Zvýšené koncentrace jsou také v mase srnčí zvěře, ve kterém byly

vypozorovány sezónní změny. V průměru byly nejnižší hodnoty zaznamenány v březnu a nejvyšší v říjnu, což je považováno za souvislost se zvýšeným příjmem potravy, ve které jsou akumulovány vysoké koncentrace (houby, kapradiny) v daném období. Příjem radiocesia lidmi je tedy možný i prostřednictvím zvěře, která také konzumuje houby a je příležitostnou potravou lidí.

3.5 Vliv radionuklidů na obyvatelstvo Průměrné roční dávky, kterou obyvatel ČR obdrží z radonu, z kosmického záření a od radionuklidů, jež se nacházejí v půdě i v našem těle, je 3,3 mSv (HŮLKA a THOMAS, 2007). Hlavní zdravotní problém radionuklidů je spojen s vyšší pravděpodobností pro vyvolání rakoviny (ANL, 2005). Stejně tak BRANIŠ (2004) poukazuje na významné riziko mutagenního a karcinogenního účinku. Pokud

137

Cs vstupuje do organismu, pak dochází k jeho relativně rovnoměrnému rozdělení

po celém těle. Mírně vyšší koncentrace se nachází ve svalech, zatímco mírně nižší koncentrace jsou uváděny v kostech a tuku. Zdravotní riziko závisí na podmínkách expozice. Tj. ovlivňují ho faktory, jako délka expozice, vzdálenost od zdroje či přítomnost stínění (EPA, 2012). Základní stavební jednotkou všech živých tkání je buňka, z níž každá plní určitou úlohu. Při ozáření buňky může dojít k několika následkům. Buňka může poškození opravit a žít dál. Radioaktivní záření může ale také rozbít molekuly, ze kterých je buňka postavena. Takto poškozená buňka pak často mění své chování, nebo zahyne. Zahyne-li buňka na následky rozsáhlých poškození, pak záleží na počtu zemřelých buněk. V případě odumření většího počtu 19

buněk mohou selhat postižené orgány a způsobit smrt. Jedná se o tzv. nestochastické účinky záření, označované jako akutní nemoc z ozáření. Jestliže buňka přežije, ale neopraví všechna poškození, hrozí riziko, že vyvolá rakovinné bujení. Je-li poškozena buňka pohlavních orgánů, může se to projevit i tím, že narozené dítě bude mít vrozenou vadu. Vrozená vada nemusí být viditelná, může jít i o ukrytou rakovinu, která se projeví později v životě dítěte. Jedná se o tzv. stochastické účinky záření (ULLMANN, 2002). Pochopení

akumulace

radionuklidů

houbami

a

rostlinami

není

důležité

pouze

pro radioekologii a ochranu veřejného zdraví, ale může také pomoci při vytváření sanačních technologií pro kontaminované oblasti (STEINER et al., 2000). Vyhláška Státního úřadu pro jadernou bezpečnost č. 307/2002 Sb., ve znění pozdějších předpisů stanovuje v příloze č. 8 nejvyšší přípustné úrovně radioaktivní kontaminace potravin pro radiační mimořádné situace a nejvyšší přípustné úrovně radioaktivní kontaminace potravin pro přetrvávající ozáření po černobylské havárii. Hodnota nejvyšší přípustné úrovně radioaktivní kontaminace potravin pro přetrvávající ozáření po černobylské havárii je stanovena na 600 Bq ∙ kg−1, resp. Bq ∙ l−1.

3.6 Radiocesium a houby 3.6.1 Houby Věda zabývající se houbami se nazývá mykologie. Houby (Fungi) jsou významnou a druhově bohatou skupinou organismů představující soubor heterotrofních organismů. Základní stavební jednotkou je vlákno tzv. hyfa. Vlákna tvoří podhoubí neboli mycelium, z kterého může nad zemský povrch vyrůstat plodnice. Právě plodnice hub jsou běžně konzumovány, představují tedy potenciální riziko a jsou předmětem případného zkoumání. Plodnice zpravidla u většiny druhů hub rostou v období podzimu. Houby se rozmnožují buď vegetativně rozpadem vlákna mycelia, nebo nepohlavními či pohlavními výtrusy. Jako stanoviště obvykle upřednostňují houby lesy a pastviny (DUFF a RAMSEY, 2008). Počet známých druhů hub se odhaduje na více než 100 000 druhů, ale podle současných názorů je počet skutečně existujících druhů 250 – 300 000 (SVRČEK, 2005). Makroskopické i mikroskopické houby mají v přírodě významné a jinými organismy nezastupitelné postavení. Nicméně četné druhy působí škody na rostlinách, živočiších i člověku tím, že způsobují řadu onemocnění. Mnohé druhy se využívají ve farmaceutickém a chemickém průmyslu. Nezanedbatelný je potravinářský význam. Uvádí se (KALAČ, 2001), že 72 % českých domácností spotřebuje cca. 7 kg hub za rok. Houby obsahují v průměru okolo 90 % vody, ostatní 20

složky jsou značně proměnlivé; v sušině je 4-30 % bílkovin, 1,5-5 % tuků, okolo 60 % sacharidů a 4-12 % minerálních látek (SVRČEK, 2005). Sběr volně rostoucích hub je v České republice tradiční činností. V této práci se pod pojmem houby rozumí zejména tzv. makromycety, tedy houby s nápadnými a okem dobře postřehnutelnými plodnicemi. 3.6.2 Faktory ovlivňující aktivitu 137Cs v houbách Bylo sledováno mnoho faktorů, které ovlivňují vstup

137

Cs do hub. Lze je rozdělit na dvě

skupiny a to na vlastnosti prostředí a vlastnosti konkrétních hub. Zejména vlastnosti prostředí jsou často vzájemně velmi úzce provázány. Půda V půdách je sledován vztah mezi podílem organické hmoty půdy a aktivitou aktivita 137Cs je dosahována v organických částech půdy na které se

137

137

Cs. Nejvyšší

Cs váže. Podíl organické

hmoty s hloubkou v půdě klesá a tento podíl je také velmi různorodý v jednotlivých půdách. Lesní půdy jsou obvykle tvořeny horní vrstvou především organickou a dolní vrstvou minerální (DE BROUWER, 1994). Koncentrace

137

Cs v půdě se tedy předpokládá nejvyšší v blízkosti

povrchu, právě v těchto organických vrstvách, a klesá s půdní hloubkou v hlubších minerálních vrstvách (YOSHIDA et al., 2004). Kammerer et al. (1994) také dochází k závěru, že houby, které rostou v organických půdách, mohou dosahovat vyšší úrovně v minerální půdě. Zásadní je také výše kontaminace lokality

137

137

Cs než ty, které rostou

Cs.

Nadmořská výška Vyšších hodnot aktivit

137

Cs je dosahováno v houbách pocházejících z vyšších nadmořských

výšek než nižších nadmořských výšek (HEINRICH, 1993), což ale může úzce souviset s půdními vlastnostmi, které se na dané oblasti vážou.

Typ lesa Vyšší hodnoty byly pozorovány v houbách pocházejících z jehličnatých lesů než z listnatých lesů (HEINRICH, 1993), což ale opět může souviset s půdními vlastnostmi, které se na dané oblasti vážou. Podíl jehličnatých lesů se také zvyšuje s nadmořskou výškou.

21

Hloubka mycelia Důležitým faktorem je hloubka, ve které jsou podzemní části hub (mycelium). Yoshida et al. (2004) uvádí, že nejvyšší průměrná koncentrace

137

Cs byla zjištěna u těch hub, které měly

mycelium v hloubce 0 až 5 cm. Zde je patrná souvislost s koncentrací

137

Cs v povrchových

organických vrstvách půdy. Způsob výživy hub Přestože podmínky prostředí mohou být velmi různorodé, za významnější vliv na vstup

137

Cs

je považován druh houby, o který se jedná, a tedy jeho vlastnosti (HEINRICH, 1992). Způsob výživy houby je považován za jeden z významných znaků ovlivňujících míru vstupu radionuklidů do houby. Houby jsou heterotrofní organismy stejně jako živočichové a jsou ve své výživě odkázány na autotrofní organismy. V ekosystémech mají houby funkci destruentů, jsou to tedy rozkladači organické hmoty. Podle způsobu výživy je lze rozdělit do tří základních, dále dělitelných, skupin na symbionty, saprofyty a parazity (KAMMERER et al., 1994). Symbióza je vzájemně prospěšný vztah mezi jedinci různých druhů. Tzv. mykorhizní symbióza je termín používaný pro vztah mezi houbou a kořeny vyšších rostlin, rostlina dodává houbě organické látky, houba dodává rostlině vodu a v ní rozpuštěné minerální látky (BRANIŠ, 2004). Jiným příkladem symbiózy je tzv. lichenismus což je soužití houby a zelené řasy nebo sinice čímž vzniká složený organismus nazývaný jako lišejník (GRYNDLER et al., 2004). Právě

u

symbiotických

druhů

jsou

dosahovány

nejvyšší

aktivity

oproti

houbám

upřednostňujících ostatní způsoby výživy (YOSHIDA, 2004). Saprofytické houby (dekompozitoři) získávají organické látky pomocí rozkladu odumřelých živočišných či rostlinných těl na jednodušší látky a tím zpřístupňují tyto látky nejen sobě, ale i jiným

organismům.

Tento

způsob

výživy

hub

je

u

makromycet

nejběžnější

(CALMON et al., 2009, KEIZER, 2005). Parazitické houby mohou být biotrofní (živí se obsahem buněk ale nezabíjí je) či nekrotrofní (způsobují odumírání tkáně), tj. žijí v non-symbiontických vztazích. Dále můžeme parazitický vztah rozdělit na obligátní čili závazný či fakultativní neboli příležitostný (KEIZER, 2005). Dle BAEZA et al. (2004) činí ve Španělsku zastoupení symbiotických hub 57 %, saprofytických 41 % a parazitických 2 %. Nicméně rozdělení hub dle způsobu výživy má nejasné hranice a může dojít k přechodu, kupříkladu některé mykorizní houby jsou schopny v určité fázi života vegetovat i saprofyticky jako třeba čechratka (Paxillus). Nebo parazitické

22

houby, které přežívají později na již odumřelém hostiteli, tzv. saproparazitismus (HOLEC et al., 2006). Houby s symbiotickým (mykorhizním) nutričním mechanismem dosahují vyšší úrovně aktivity

137

Cs než druhy saprofytické (BAEZA et al., 2004) a parazitické (DUFF a RAMSEY,

2008). Například dle zpráv SÚRO (ŠKRKAL, 2012a) jsou jednoznačně vyšší hodnoty dosahovány řádem hřibotvaré, který je tvořen zejména symbionty oproti řádu lupenotvaré u kterého převažuje saprofytický způsob výživy (viz. Příloha 5, 6 a 7). Rozdíly v distribuci radionuklidů v rámci druhu Houby jsou významnými bioakumulátory radionuklidů. Obsah radionuklidů je závislý zejména na druhu houby (DVOŘÁK, 2006), ale může být také rozdíl v tomto obsahu v souvislosti se stářím, tj. stupněm zralosti plodnic konkrétního druhu. S fází vývoje se totiž mění nutriční požadavky hub. Maximální příjem radionuklidů byl zjištěn u zralých plodnic, oproti mladým a starým. Další rozdíl v rámci jednoho druhu je v distribuci radionuklidů mezi jednotlivými částmi plodnice. Větší hodnoty jsou dle Baeza et al. (2006) dosahovány v klobouku a lupenech či rourkách oproti třeni (tzv. noha). 3.6.3 Radiocesium v houbách Hmotnostní aktivity

137

Cs v houbách v ČR jsou sledovány v rámci Radiační monitorovací sítě

(RMS). Příloha 7 ukazuje rozložení dosahovaných hodnot hmotnostní aktivity

137

Cs v houbách

v nativním stavu v rámci České republiky v letech 2004 – 2011. V příloze 8 jsou hodnoty aktivity 137Cs dosahované řádem hřibotvaré a v příloze 9 řádem lupenotvaré. Dle výsledků RMS bylo dosaženo v řádu hřibotvaré průměrné hmotnostní aktivity

137

Cs vztažené na suchou

hmotnost 443 Bq ∙ kg−1, v řádu lupenotvaré 40 Bq ∙ kg−1 a v řádu holubinkotvaré 146 Bq ∙ kg−1. Vzorky těchto měření byly odebírány v 7 krajích (Středočeský, Severočeský, Západočeský, Jihočeský, Východočeský, Jihomoravský a Severomoravský) ČR (ŠKRKAL et al., 2012a,b). DVOŘÁK et al. (2006) udává hmotnostní aktivity

137

Cs v houbách v nativním stavu

měřených gamaspektrometricky v roce 2000 až 2004 na území ČR s maximem dosahujícím 6263 Bq ∙ kg−1, jak je vidět v tabulce 3.1. Vzorky pochází ze Starého a Nového Ranska v kraji Vysočina. Nejvyšší hmotnostní aktivity

137

Cs měřené na Slovensku pak autor (DVOŘÁK et al., 2006)

uvádí u vzorku ze Senic a to 966 Bq ∙ kg−1 suché hmotnosti pro klouzka obecného (Suillus luteus). Dvořákovy výsledky prokázaly výrazně nižší aktivitu 23

137

Cs na Slovensku ve srovnání

s výsledky z České republiky. Pro srovnání, hmotnostní aktivita

137

Cs ve vzorcích v okruhu

do 30 km od Černobylu byla naměřena 6000 Bq ∙ kg−1 suché hmotnosti. Na rozdíl od toho radioaktivita pěstovaných hub je zanedbatelná. KALAČ (2001) uvádí průměrnou hodnotu 7 Bq ∙ kg−1 suché hmotnosti u pěstovaných hub. Tab. 3.1 Naměřené hodnoty hmotnostní aktivity 137Cs na území ČR (DVOŘÁK, 2006)

Český název

Latinský název

Hmotnostní aktivita v nativním stavu [Bq ∙ kg−1 ]

a

Pečárka zahradní

Abgaricus hortensis

Čirůvka dvoubarváa

Lepista saeva

18,0

Čirůvka dvoubarváa

Lepista saeva

3,0

a, b

< 0,4

Václavka obecná

Armillariella mellea

Bedla vysokáa

Macrolepiota procera

Ryzec borovýc

Lactarius deliciosus

42,0

Xerocomus badius

105,0

c

Hřib hnědý

11,0 4,0

c

Boletu aestivalis

34,0

c

Boletus pulverulentus

32,0

c

Boletus aestivalis

37,0

Hřib modračka

c


Václavka obecnáa,b

Armillariella mellea

Hřib královský

Hřib modračka Hřib královský

a

Pýchavka obecná c

Hřib hnědý

Hřib hnědýc c

Klouzek sličný

103,0 34,0

Lycoperdon perlatum

< 2,4

Xerocomus badius

708,0

Xerocomus badius

415,0

Suillus grevillei

200,0

c

Hřib hnědý

Xerocomus badius

6240,0

Hřib hnědýc

Xerocomus badius

6263,0

Hřib hnědýc

Xerocomus badius

400,0

c

Xerocomus badius

4380,0

Hřib hnědý

Vysvětlivky: a - saprofyt, b - parazit, c - symbiont

Ve studii (BYRNE, 1988) ze Slovinska z období po černobylské havárii byl sledován zvýšený obsah radiocesia v makromycetách. Zvláštní pozornost byla věnována čeledi pavučinovité (Cortinariaceae). Nejvyšší aktivity byly nalezeny v sluce svraskalé (Rozites 24

caperata), pavučinci náramkovém (Cortinarius armillatus) a pavučinci kozlím (Cortinarius tragant), což jsou oba nepoživatelné druhy. Vysoké aktivity byly nalezeny také v hřibu hnědém (Xerocomus badius) a lakovce ametystové (Laccaria amethystina). Ve studii (ELSTNER et al., 1987) dvou lokalit v alpském regionu jihozápadního Bavorska gamaspektrometrickou analýzou byl zaznamenán zvýšený obsah

137

Cs v hřibu hnědém

(Xerocomus badius), ale už ne v hřibu smrkovém (Boletus edulis) a lišce obecné (Cantharellus cibarius). Ve studii z jižního Bavorska jsou udávány hmotnostní aktivity

137

Cs v plodnicích hub

v rozmezí 2 až 1500 Bq ∙ kg−1 suché hmotnosti, v závislosti na způsobu výživy a druhu houby, což svědčí o druhově specifické akumulační schopnosti (KAMMERER et al., 1994). Některé druhy se považují za rizikovější a předpokládá se u nich větší hromadění

137

Cs. Například

hřibovité (Boletaceae) houby (DVOŘÁK et al., 2006). Nadprůměrná koncentrace

137

Cs je také

v rodech: slzivka (Hebeloma), čirůvka (Tricholoma) a ryzec (Lactarius). Další autor (KALAČ, 2001) uvádí konkrétní rizikové druhy: hřib hnědý (Xerocomus badius), hřib žlutomasý (Xerocomus chrysenteron), klouzek strakoš (Suillus variegatus), sluka svraskalá (Rozites caperata) a lišák zprohýbaný (Hydnum repandum). Vykazují totiž nadprůměrnou schopnost přijímat 137Cs.

25

4 MATERIÁL A METODIKA Předmětem této diplomové práce je gamaspektrometrická analýza radiocesia (137Cs) u nejedovatých hub, makromycet, které byly sbírány na území kraje Vysočina.

4.1 Sběr vzorků Druhy hub pro radiospektrometrické stanovení obsahu radiocesia byly vybírány dle nálezů v prozkoumávaných lokalitách, s vyloučením hub jedovatých. Plodnice hub byly sbírány klasickým ručním způsobem v období října 2011 až října 2012 (tabulka 4.2). Ihned při sběru byly vzorky hub druhově identifikovány, očišťovány a tříděny dle druhů. Celkem bylo odebráno 40 vzorků hub tvořených 18 druhy. Všechny sbírané houby náleží do třídy stopkovýtrusé (Agaricomycetes) a lze je dále rozdělit do čtyř řádů na lupenotvaré (Agaricales), hřibotvaré (Boletales), holubinkotvaré (Russulales) a liškotvaré (Cantharellales). V lokalitách sběru hub byly dále zajišťovány vzorky svrchní a spodní půdy za účelem stanovení vstupu

137

Cs z půdy do plodnic. Půda byla odebírána vždy z tří míst v lokalitě sběru

hub, tak aby byla co nejlépe pokryta plocha odběru. Vzhledem k nerovnoměrnosti porostu plodnic, byl odběr učiněn vždy v třech centrech, kde se plodnice nejvíce soustředily. Odebrané tři vzorky svrchní půdy byly promíchány, stejně tak u spodních vzorků. Svrchní vzorky byly odebírány ihned pod odstraněnou hrubou hrabankou popř. trávním drnem. Spodní vzorky půd byly odebírány z hloubky cca 20 cm pod svrchním vzorkem. Vzorky o objemu 100 cm2 z každého odběrového místa byly odebírány za pomoci lopatky a motyčky a následně uloženy do plastových sáčků. Odběry půd byly realizovány v období října 2012 až února 2013 (tabulka 4.1). Z devíti lokalit sběru hub bylo odebráno celkem 18 vzorků půd.

26

Tab. 4.1 Vzorky půd z lokalit s daty odběrů a měření Kód vzorku A-1

Název naleziště

Datum odběru

Záhoří

24.10.2012

A-2 B-1

Klučovská hora

3.11.2012

Klučov - louka

16.11.2012

Čechočovice

17.10.2012

Blatiny

14.2.2013

Vápenice

12.10.2012

Babín

14.10.2012

3.2.2013 1.2.2013

Lubi

14.11.2012

H-2 I-1

27.1.2013 4.2.2013

G-2 H-1

4.3.2013 3.3.2013

F-2 G-1

10.1.2013 11.1.2013

E-2 F-1

20.1.2013 19.1.2013

D-2 E-1

10.2.2013 7.2.2013

C-2 D-1

28.1.2013 29.1.2013

B-2 C-1

Datum měření

11.1.2013 22.1.2013

Na příkopech

24.2.2013

I-2

13.3.2013 1.3.2013

27

Tab. 4.2 Vzorky hub s daty odběrů a měření Kód vzorku

Český název

HO-A-01 Ryzec oranžový

Latinský název

Datum sběru

Lactarius mitissimus

LU-A-02

Čirůvka fialová

Lepista nuda

LU-A-03

Čirůvka šedožemlová

Tricholoma scalpturatum

HO-A-04 Ryzec oranžový


HO-A-05 Ryzec syrovinka

Lactarius volemus

Datum měření 12.11.2012

14.10.2011

14.11.2012 6.11.2012 15.11.2012 6.12.2012

LU-A-06

Čirůvka fialová

Lepista nuda

LU-A-07



20.11.2012

LU-A-08 LU-H-09

Václavka obecná

Armillaria mellea

22.11.2012

Špička obecná

Marasmius oreades

23.11.2012

Paxillus atrotomentosus

25.11.2012

HŘ-H-10 Čechratka černohuňatá LI-H-11

Liška obecná

Cantharellus cibarius

8.11.2011

19.7.2012

19.11.2012

26.11.2012

HŘ-H-12 Hřib žlutomasý

Boletus chrysenteron

HO-H-13 Ryzec plstnatý

Lactarius vellereus

10.1.2013

HŘ-E-14

Hřib modračka


5.11.2012

LI-E-15

Liška obecná


HŘ-E-16

Čechratka podvinutá

Paxillus involutus

LU-A-17 LU-B-18

Špička obecná

Marasmius oreades

Bedla červenající

Macrolepiota rhacodes

29.11.2012

23.9.2012

30.11.2012 29.11.2012

26.9.2012

2.12.2012 4.12.2012

HO-B-19 Ryzec plstnatý

Lactarius vellereus

HŘ-B-20

Hřib žlutomasý


Pýchavka dlabaná

LU-C-21 HO-A-22 Ryzec oranžový

Calvatia utriformis

7.12.2012


9.12.2012

HŘ-A-23 Hřib žlutomasý


3.10.2012

10.10.2012

9.1.2013 5.12.2012

10.12.2012

LU-A-24



12.12.2012

HŘ-F-25

Hřib žlutomasý


13.12.2012

HŘ-F-26

Hřib hnědý

Boletus badius

HŘ-F-27

Hřib smrkový

Boletus edulis

HŘ-F-28


Paxillus involutus

HŘ-G-29 Hřib hnědý

Boletus badius

LI-G-30

Liška bledá

Cantharellus pallens

LI-D-31

Liška obecná


LU-D-32

Václavka obecná

Armillaria mellea

HŘ-D-33 Hřib žlutomasý

12.10.2012

14.12.2012 15.12.2012 17.12.2012

14.10.2012

17.12.2012 18.11.2012 19.11.2012

17.10.2012

7.11.2012


20.12.2012

LI-G-34

Liška obecná


20.12.2012

LU-G-35

Václavka obecná

Armillaria mellea

HŘ-G-36 Hřib hnědý

20.10.2012

Boletus badius

21.12.2012 4.1.2013

LU-F-37

Václavka obecná

Armillaria mellea

HŘ-F-38

Hřib hnědý

Boletus badius

LU-A-39

Václavka obecná

Armillaria mellea

24.10.2012

8.1.2013

LU-I-40

Penízovka širokolupenná

Megacollybia platyphylla

26.10.2012

9.1.2013

28

21.10.2012

6.1.2013 7.1.2013

4.1.1 Charakteristika lokalit sběru vzorků Vzorky hub byly sbírány celkem na devíti lokalitách (Tab. 4.3) označených A až I. Všechny naleziště se nachází v kraji Vysočina v okolí města Třebíč a Žďár nad Sázavou, jejich lokalizace je v mapové příloze 3 a 4. Tab. 4.3 Lokality sběru vzorků v kraji Vysočina Kód naleziště

Okres

Souřadnice GPS

Nadmořská výška m n. m.

Záhoří

A

TR

49.176485, 15.941463

580

Klučovská hora

B

TR

49.169499, 15.929060

570

Klučov - louka

C

TR

49.169555, 15.931163

550

Čechočovice

D

TR

49.193119, 15.787064

600

Blatiny

E

ZR

49.655516, 16.087117

700

Vápenice

F

ZR

49.578191, 15.905113

590

Babín

G

ZR

49.551192, 15.901465

570

Lubi

H

TR

49.231387, 15.904770

410

Na příkopech

I

TR

49.226048, 15.865728

475

Název naleziště

Charakteristika jednotlivých lokalit sběru vzorků: Záhoří - A GPS: 49.176485, 15.941463; cca 580 m n. m. Jedná se o jižně orientované zalesněné svahy lokality severně od obce Klučov na Třebíčsku (JV od města Třebíč) s místním pojmenováním Záhoří. Na lokalitě se v pásech střídá listnatý dubohrabrový les a hustý smrkový porost. Vzorky byly sbírány zejména v listnatých pásech lesa. Odebrané druhy: čirůvka fialová, čirůvka žedožemlová, hřib žlutomasý, ryzec oranžový, ryzec syrovinka, špička obecná, václavka obecná

29

Klučovská hora – B GPS: 49.169499, 15.929060, cca 570 m n. m. Lokalita západně od obce Klučov s místním pojmenováním Klučovská hora. Nachází se zde smíšený les tvořený zejména smrky, borovicemi, břízami a duby. Jedná se o východní svah Klučovské hory. Odebrané druhy: bedle červenající, hřib žlutomasý, ryzec plstnatý Klučov - louka - C GPS: 49.169555, 15.931163, cca 550 m n. m. Naleziště na východním úpatí Klučovské hory mezi obcí a lesem. Jediná lokalita, která není zalesněna, ale pokryta trvalým travním porostem. Odebrané druhy: pýchavka dlabaná Čechočovice – D GPS: 49.193119, 15.787064, cca 600 m. n. m. Lokalita na jihu od obce Čechočovice nacházející se západně od města Třebíč. Lokalita se nalézá cca 7 km od města Třebíč. Les se rozkládá na tzv. Zadní hoře a je tvořen zejména vzrostlými smrky. Odebrané druhy: hřib žlutomasý, liška obecná, václavka obecná Blatiny – E GPS: 49.655516, 16.087117; cca 700 m n. m. Severně od obce Blatiny nacházející se v okrese Žďár nad Sázavou cca 15 SV od města. Vytipovaná lokalita je v jehličnatém lese pod přírodní památkou Drátenická skála. Odebrané druhy: liška obecná, čechratka podvinutá, hřib modračka Vápenice – F GPS: 49.578191, 15.905113; cca 590 m n. m. Naleziště s místním pojmenováním Vápenice tvořené zejména vzrostlými smrkovými stromy nacházející se cca 3 km SZ od města Žďár nad Sázavou nacházející se mezi rybníkem Mikšovec a jezerem Vápenicí. Odebrané druhy: hřib žlutomasý, hřib hnědý, hřib smrkový, čechratka podvinutá, václavka obecná 30

Babín – G GPS: 49.551192, 15.901465; cca 570 m n. m. Vzrostlý smrkový les s místním pojmenováním Babín cca 3 km JZ od města Žďár nad Sázavou poblíž rybníku Velký Babín. Odebrané druhy: hřib hnědý, liška obecná, václavka obecná

Lubi - H GPS: 49.231387, 15.904770; cca 410 m n. m. Lokalita zalesněná jehličnany cca 200 m východně od hráze vodní nádrže Lubi na turistické trase označené modrou barvou. Vodní nádrž Lubi se nachází cca 1 km od SV okraje města Třebíč směrem k obci Ptáčov. Odebrané druhy: čechratka černohuňatá, hřib žlutomasý, liška obecná, ryzec plstnatý, špička obecná Na příkopech – I GPS: 49.226048, 15.865728; 475 m n. m. Druh byl odebrán v lesním smíšeném pásu, který jde souběžně s okrajovou ulicí Na příkopech za č. p. 25 v městě Třebíč. Jedná se o tedy o stanoviště těsně přiléhající k SZ okraji města. Odebrané druhy: penízovka širokolupenná

4.2 Zpracování vzorků Po nasbírání plodnic byl houbový materiál neprodleně očištěn, rozkrájen na plátky, usušen sušičkou značky EziDri a uzavřen do skleněných nádob s označením místa, druhu houby a datem sběru. Poté byl materiál dodán na Ústav molekulární biologie a radiobiologie. Zde byly vzorky rozdrceny v mixéru tak, aby vytvořily homogenní vzorky. Poté byly uloženy do uzavřených vzorkovnic o objemu 100 ml, zváženy a označeny (příloha 12 a 13). Z půdních vzorků byly po jejich odběru odstraněny hrubé nečistoty a vzorky byly uzavřeny v označených plastových či skleněných nádob. Vzorky půdy byly následně v Ústavu molekulární biologie a radiobiologie sušeny v sušárně po dobu 24 hodin při teplotě 40 ºC, zváženy a uloženy v uzavřených nádobách. Při měření byly vzorky vkládány do označených Marinelliho nádob o objemu 500 ml (příloha 13). Z každé lokality byl odebrán vzorek svrchní a spodní půdy, tj. z celkem 9 lokalit bylo odebráno 18 vzorků půd. 31

4. 3 Gamaspektrometrická analýza Gamaspektrometrická analýza je metoda stanovení aktivity radionuklidů ve vzorcích na základě zjištění jejich energetických spekter. Prostřednictvím této metody se zaznamenává radioaktivní přeměna gama, která je vlastností většiny radionuklidů. Záření gama je detekováno prostřednictvím polovodičového detektoru. Metoda je schopná detekovat i velmi nízké koncentrace. Jednotlivé energetické skupiny gama kvant se ve spektru zobrazují jako příslušné píky, energie záření určuje polohu píku na vodorovné ose spektra a intenzitu určuje plocha píku. Vzorky hub a půd byly na Ústavu molekulární biologie a radiobiologie AF touto metodou proměřovány v období listopadu 2012 až března 2013. 4.3.1 Gamaspektrometrická trasa Gamaspektrometrická analýza vzorků byla provedena prostřednictvím gamaspektrometrické trasy používané na Ústavu molekulární biologie a radiobiologie AF MZLU V Brně. Tato trasa je tvořena těmito částmi: -

polovodičový germaniový detektor HPGe Ortec GEM40 (s předzesilovačem) s olověným stínícím krytem firmy Canberra (10 cm olova Pb + 1 mm mědi Cu) a chlazením v Dewarově nádobě s kapalným dusíkem

-

zdroj vysokého napětí

-

zesilovač v napájecím rámu BIN 2000 a multiport Canberra, který umožňuje připojení až 6 sond

-

hardware a software (GENIE 2000, Canberra Packard)

4.3.2 Kalibrace gamaspektrometrické trasy Před zahájením gamaspektrometrické analýzy je nutné provést energetickou (kvalitativní) a účinnostní (kvantitativní) kalibraci gamaspektrometrické trasy. Správně kalibrovaný systém se ověřuje pomocí standardních vzorků dodaných Českým metrologickým institutem, Inspektorátem ionizujícího záření (ČMI IIZ, Praha). Energetická kalibrace Energetická kalibrace slouží ke stanovení vztahu mezi polohou píků ve spektru a odpovídajících energií příslušných gama kvant/fotonů. Kalibrace se realizuj měřením vzorků s radionuklidy s přeměnou pokrývající celý energetický rozsah měřeného spektra. Vzorky používané ke kalibraci mají známé energie gama kvant. Poté se jednotlivým píkům přiradí jejich energie

32

a určí se jednotlivé nuklidy. Energetická kalibrace je lineární závislost (Obr. 4.1) mezi energií dopadajících fotonů (keV) a přiřazeným číslem kanálu.

Obr. 4.1 Výsledný graf energetické kalibrace (na ose X – kanály, na ose Y – energie)

Obr. 4.2 Výsledný graf účinnostní kalibrace (na ose X – energie, na ose Y – účinnost)

33

Účinností kalibrace Účinnostní kalibrace stanovuje s jakou účinností gamaspektrometrická trasa bude určovat aktivitu určitého radionuklidu. Účinnostní kalibrace tvoří křivku (Obr. 4.2). 4.3.3 Minimální významná aktivita a minimální detekovatelná aktivita Při provádění kvantitativní analýzy je nutné stanovit, kdy lze určitou aktivitu radionuklidu ještě detekovat (MDA) a kdy je zjištěná aktivita statisticky významná (MVA). Minimální významná aktivita je hodnota, od které stanovené aktivity považujeme za aktivity vzorku. Aktivity menší než MVA se připisují „fluktuaci“ pozadí. MVA se považuje za citlivost detekce. Je-li naměřená hodnota aktivity vyšší než MVA pak je považována za skutečnou aktivitu vzorku. Minimální detekovatelná aktivita je skutečná hodnota aktivity ve vzorku, kterou jsme za našich podmínek, tj. daného gamaspektrometrického vybavení a jeho nastavení, spolehlivě určit. Hodnoty MVA a MDA lze stanovit dle následujícího vztahu:

AMVA / MDA E

kde:

LC / LD [Bq ∙ kg-1] t y m K a K1 K 2

AMVA

minimální významná aktivita (Bq∙kg-1, Bq∙l-1, Bq∙m-1)

AMDA

minimální detekovatelná aktivita (Bq∙kg-1, Bq∙l-1, Bq∙m-1)

Lc

mez významnosti LC

Ld

mez detekce LD

εE

účinnost píku totální absorpce gama kvant s energií E 661,7 keV,

2,33

(1)

B

2,71 + 4,65

B

εE = 2,439∙10-2 t

doba měření vzorku (s)

y

podíl gama kvant s energií E z celkového počtu kvant všech energií příslušné gama přeměny, y = 0,851

m

hmotnost, objem nebo plocha analyzovaného vzorku (kg, l, m2), Vhouby = 0,1; Vpůda = 0,5

Ka

korekce na rozdílnost mezi hustotou měřeného a kalibračního vzorku pro danou geometrii. Předpokládáme, že Ka = 1.

K1

korekce na radioaktivní přeměnu během doby mezi koncem odběru a začátkem měření. Předpokládáme, že Ka = 1.

34

K

korekce na radioaktivní přeměnu během doby měření vzorku. Předpokládáme, že K2 = 1.

Hodnota pozadí daného píku při výpočtu MVA a MDA pro stanovení meze významnosti L c a meze detekce LD se stanovuje z následujícího vztahu. Pro výpočet byly použity vždy dvojice koncových bodů B11 a B12 (tj. pro B1) na levé straně píku a B21 a B22 (tj. pro B2) na pravé straně píku. Z těchto je vypočtena průměrná pozaďová hodnota jednoho kanálu. Na základ určení kanálu počátečního bodu píku a koncového kanálu je určena suma kanálu píku N. Tento počet kanálů píku je vynásoben průměrnou pozaďovou hodnotou.

B

kde:

N

( B1 + B 2 ) [impulzů] 2 n

N

počet kanálů daného píku

B1, B2

pozaďové hodnoty na levé a pravé straně píku

n

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

(2)

použito n = 2. 4.3.4 Provedení gamaspektrometrického stanovení 137Cs ve vzorcích hub a půd Měření se provádělo prostřednictvím software GENIE 2000, který po vložení vzorku na detektor a jeho změření znázorňuje 2D spektrum s řadou píků a jim přiřazených konkrétních radionuklidů, tj. slouží k určení přítomnosti jednotlivých radionuklidů ve vzorku. Vzorky hub byly měřeny ve vzorkovnicích o objemu 100 ml a vzorky půd v Marinelliho nádob o objemu 500 ml po dobu. Každý vzorek byl měřen po dobu 1,5, 10 či 20 hodin (příloha 3 a 4). Kvalitativní analýza Po provedení gamaspektrometrického měření software zobrazuje spektrum s řadou nuklidů. V této práci je předmětem zájmu pouze pík radiocesia 137Cs s energií ve středu píku 661,7 keV. Kvantitativní analýza Kvantitativní analýza již slouží k přímému odečtení celkové aktivity daného radionuklidu. Zde odečtení pouze aktivity

137

Cs v jednotlivých vzorcích hub nebo půdy. Hodnoty aktivity

137

ve vzorcích hub i půd byly přepočteny na jednotku hmotnosti na základě následujícího vztahu: 35

Cs

Am

kde:

A

aktivita [Bq]

m

hmotnost vzorku [kg]

A [Bq ∙ kg-1] m

(3)

Zjištěné aktivity byly dále přepočteny na aktivitu k datu odběru jednotlivých vzorku hub nebo půd: At

kde:

A0 e

t

[Bq]

(4)

At

aktivita v době měření [Bq]

A0

aktivita v době odběru, tj. počáteční aktivita [Bq]

e

eulerovo číslo: e = 2,71

t

doba mezi At a A0 [s]

λ

přeměnová konstanta:

T

poločas přeměny u 137Cs: T = 30,17 let (9 522 ∙ 108 s)

ln 2 T

1

, resp.

0.693 T

1

4.3.5 Transferový faktor Transferový nebo též koncentrační faktor je poměr hmotnostní aktivity houby (Bq ∙ kg−1) k hmotnostní aktivitě v půdě (Bq ∙ kg−1) v suchém stavu. TF

kde:

Am h Am p

TF

transferový faktor (bezrozměrný)

Amh

hmotnostní aktivita hub [Bq ∙ kg−1]

Amp

hmotnostní aktivita půdy [Bq ∙ kg−1]

(5)

4.3.6 Agregovaný faktor transferu Další informaci nám podává agregovaný faktor transferu. Tento ekologický faktor kvantifikuje dostupnost radionuklidu pro různé typy lesních porostů. Je to poměr hmotnostní aktivity radionuklidu v houbě (Bq ∙ kg−1) k celkové depozici na půdu na jednotku plochy (Bq ∙ m2). T AG

Am h [m2 ∙ kg−1] Qd 36

(6)

kde:

TAG

agregovaný faktor transferu [m2 ∙ kg−1]

Amh

hmotnostní aktivita hub [Bq ∙ kg−1]

Qd

celková depozice na půdu na jednotku plochy [Bq ∙ m2]

4.3.7 Statistické zhodnocení Zjištěné výsledky gamaspektrometrické analýzy byly dále statisticky vyhodnoceny. Statistické zpracování zahrnuje roztřídění údajů dle určitých hledisek a následný výpočet statistických ukazatelů. Aritmetický průměr vyjadřuje typickou hodnotu popisující soubor mnoha hodno. Ai

A

kde:

n

A

prostý aritmetický průměr aktivity [Bq]

Ai

aktivita měření [Bq]

n

počet měření

(7)

Směrodatná odchylka vypovídá o tom, jak moc se od sebe liší případy v zkoumaném souboru. Ai

A

2

n

kde:

δ

směrodatná odchylka

A

prostý aritmetický průměr aktivity [Bq]

Ai

aktivita měření [Bq]

n

počet měření

(8)

K porovnání zda se hodnoty hmotnostní aktivity vzorků roztříděných do několika stanovených skupin statisticky významně liší, byl použit t-test.

37

5 VÝSLEDKY A DISKUZE 5.1 Minimální významná aktivita a minimální detekovatelná aktivita Pro všechny měřené vzorky hub i půd byly stanoveny hodnoty meze významnosti LC a meze detekce LD. Pozadí pro výpočet LC a LD bylo odečteno z konkrétních spekter vzorků. Na základě hodnot LC a LD byla dále vypočtena minimální významná aktivita MVA i minimální detekovatelná aktivita MDA. Vypočtené hodnoty LC, LD, MVA a MDA jsou uvedeny v tabulkách 5.1 a 5.2. Tab. 5.1 Hodnoty minimální významné aktivity a minimální detekovatelné aktivity hub Kód vzorku

(impulzů)

(impulzů)

HO-A-01

36,2463

75,0470

0,4851

1,0044

LU-A-02

52,9787

108,4400

0,3545

LU-A-03

38,6387

79,8215

HO-A-04

58,3431

HO-A-05

LC

LD

AMVA −1

Kód vzorku

AMDA −1

[Bq ∙ kg ] [Bq ∙ kg ]

LC

LD

AMVA

AMDA

−1

[Bq ∙ kg ] [Bq ∙ kg−1 ]

(impulzů)

(impulzů)

50,2708

103,0358

0,3364

0,6895

0,7256

LU-C-21 HO-A-22

53,7417

109,9628

0,3596

0,7358

0,5171

1,0683

HŘ-A-23

53,2597

109,0009

0,3564

0,7294

119,1459

0,3904

0,7973

LU-A-24

38,6738

79,8916

0,2588

0,5346

49,7552

102,0068

0,3329

0,6826

HŘ-F-25

56,0896

114,6485

0,3753

0,7672

LU-A-06

50,2708

103,0358

0,3364

0,6895

HŘ-F-26

40,6249

83,7855

0,5437

1,1213

LU-A-07

32,1168

66,8058

0,4298

0,8941

HŘ-F-27

78,3414

159,0565

0,5242

1,0643

LU-A-08 LU-H-09

34,4415

71,4451

0,4609

0,9562

HŘ-F-28

41,2548

85,0426

0,5521

1,1381

48,1753

98,8537

0,6447

1,3230

HŘ-G-29

40,6249

83,7855

1,0874

2,2426

HŘ-H-10

56,5475

115,5623

0,3784

0,7733

LI-G-30

29,6103

61,8034

0,3963

0,8271

LI-H-11

50,7812

104,0544

0,3398

0,6963

LI-D-31

35,1822

72,9235

0,4708

0,9759

HŘ-H-12

48,7076

99,9161

0,3259

0,6686

LU-D-32

42,3266

87,1814

0,5665

1,1668

HO-H-13

28,7262

60,0391

0,1922

0,4018

HŘ-D-33

40,6249

83,7855

0,5437

1,1213

HŘ-E-14

72,9033

148,2037

0,9757

1,9834

LI-G-34

29,6103

61,8034

0,7926

1,6542

LI-E-15

48,7076

99,9161

0,3259

0,6686

LU-G-35

40,6249

83,7855

0,5437

1,1213

HŘ-E-16

30,4687

63,5166

4,0777

8,5005

HŘ-G-36

76,0023

154,3884

1,0171

2,0662

LU-A-17 LU-B-18

47,6370

97,7795

0,3188

0,6543

LU-F-37

41,2548

85,0426

0,5521

1,1381

52,7733

108,0302

0,3531

0,7229

HŘ-F-38

38,6738

79,8916

0,5176

1,0692

HO-B-19

28,7262

60,0391

0,1922

0,4018

LU-A-39

53,7417

109,9628

0,7192

1,4716

HŘ-B-20

52,7733

108,0302

0,3531

0,7229

LU-I-40

45,9843

94,4813

0,6154

1,2645

38

Tab. 5.2 Hodnoty minimální významné aktivity a minimální detekovatelné aktivity půd Kód vzorku

(impulzů)

(impulzů)

A-1

161,7044

325,4247

0,2164

0,4355

A-2

159,2943

320,6150

0,2132

0,4291

B-1

140,5456

283,1979

0,3762

0,7580

B-2

295,7540

592,9487

0,3958

0,7935

C-1

171,7575

345,4879

0,2299

0,4624

C-2

147,5278

297,1325

0,1974

0,3977

D-1

39,9851

82,5087

0,2140

0,4417

D-2

68,8829

140,1802

0,1844

0,3752

E-1

39,3349

81,2110

0,1053

0,2174

E-2

49,7552

102,0068

0,1332

0,2730

F-1

124,8019

251,7782

0,1670

0,3370

F-2

133,5844

269,3055

0,1788

0,3604

G-1

128,6679

259,4936

0,1722

0,3473

G-2

77,6803

157,7371

0,1040

0,2111

H-1

38,0011

78,5492

0,5086

1,0512

H-2

182,3886

366,7043

0,2441

0,4908

I-1

82,5096

167,3752

0,2208

0,4480

I-2

102,5729

207,4157

0,2745

0,5552

LC

LD

AMVA

AMDA

−1

[Bq ∙ kg ] [Bq ∙ kg −1]

Vzorky hub HO-B-19 a HŘ-B-20 vykazovaly hmotnostní aktivity nižší než je MDA. U těchto vzorků je v tabulkách namísto hmotnostní aktivity uvedeno označení < MDA.

5.2 Kvantitativní analýza vzorků hub Všechny analyzované druhy hub náleží do třídy stopkovýtrusé (Agaricomycetes). Vzorky byly roztříděny do čtyř skupin dle řádu, do kterého náleželi jednotlivé druhy hub. V tabulce 5.3 až 5.6 jsou uvedeny naměřené aktivity a vypočtená hmotnostní aktivita

137

137

Cs v usušených vzorcích jednotlivých hub k datu odběru

Cs ve vzorcích k datu odběru. Celkem se jedná o 40 vzorků

hub. Zjištěna hmotnostní aktivita řádu lupenotvaré v celkem 15 vzorcích tvořených 7 druhy se pohybovala v rozmezí 1,2 až 154,4 Bq ∙ kg-1. Nejvyšší hodnota 154,4 Bq ∙ kg-1 byla dosažena ve vzorku václavky obecné. Nejnižší hodnota 1,2 Bq ∙ kg -1 pak ve vzorku pýchavky dlabané, 39

která měla v rámci vzorků jedinečné postavení, protože se jedná o jediný vzorek z lokality C, která je tvořena TTP a ne lesním ekosystémem, jako ostatní lokality. Tab. 5.3 Aktivita 137Cs hub řádu lupenotvaré (Agaricales) Český název Bedla červenající

Macrolepiota rhacodes

Čirůvka fialová

Lepista nuda


Kód vzorku

Latinský název


Aktivita k datu Hmotnostní aktivita k odběru [Bq] datu odběru [Bq ∙ kg−1 ]

LU-B-18

0,1

1,7

LU-A-02

0,2

8,0

LU-A-06

0,0

1,7

LU-A-03

0,4

10,1

LU-A-07 LU-A-24

0,4

11,8

0,5

6,7

Pýchavka dlabaná

Calvatia utriformis

LU-C-21

0,0

1,2



0,1

8,9

Špička obecná

Marasmius oreades

LU-I-40 LU-H-09

1,4

27,8

LU-A-17

0,3

36,7

LU-A-08 LU-D-32

0,4

16,4

6,3

97,0

LU-G-35

3,9

138,1

LU-F-37

10,2

154,4

LU-A-39

0,2

5,0

Václavka obecná

Armillaria mellea

Tab. 5.4 Aktivita 137Cs hub řádu holubinkotvaré (Russulales) Český název

Ryzec oranžový

Ryzec plstnatý Ryzec syrovinka

Kód vzorku

Latinský název


Lactarius vellereus Lactarius volemus

Aktivita k datu Hmotnostní aktivita k odběru [Bq] datu odběru [Bq ∙ kg−1 ]

HO-A-01

0,1

7,3

HO-A-04

0,0

0,6

HO-A-22

0,1

5,6

HO-H-13

3,7

374,1

HO-B-19

0,0

< MDA

HO-A-05

0,5

90,0

Všechny měřené vzorky řádu holubinkotvaré náleží do rodu ryzec (Lactarius). Hmotnostní aktivita 6 vzorků tří druhů řádu leží v rozmezí hodnot 0,6 až 374,1 Bq ∙ kg-1. Nejvyšší hodnotu 374,1 Bq ∙ kg-1 dosáhl vzorek ryzce plstnatého.

40

Tab. 5.5 Aktivita 137Cs hub řádu hřibotvaré (Boletales) Aktivita k datu Hmotnostní aktivita k odběru [Bq] datu odběru [Bq ∙ kg−1 ]

Latinský název

Kód vzorku

Čechratka černohuňatá


HŘ-H-10

6,5

155,2


Paxillus involutus

HŘ-E-16

87,0

1976,8

HŘ-F-28

24,6

746,7

HŘ-F-26

36,9

945,3

HŘ-G-29

69,6

1450,4

HŘ-G-36

107,0

2489,2

HŘ-F-38

17,1

952,7

Český název

Hřib hnědý

Boletus badius

Hřib modračka


HŘ-E-14

135,8

2263,5

Hřib smrkový

Boletus edulis

HŘ-F-27

55,9

1552,9

HŘ-B-20

0,0

< MDA

HŘ-H-12

3,3

666,8

HŘ-A-23

1,6

53,6

HŘ-F-25

16,8

390,9

HŘ-D-33

11,4

265,7

Hřib žlutomasý


Hmotnostní aktivity 14 vzorků tvořených 6 druhy řádu hřibotvarých se pohybují v rozmezí 53,6 až 2489,2 Bq ∙ kg-1. V tomto řádu je dosahováno jednoznačně nejvyšších hodnot aktivity. Nejvyšší hodnotu 2489,2 Bq ∙ kg-1 má hřib hnědý. Tato hodnota je nejvyšší naměřenou hodnotou v této práci. Přitom hřibotvaré houby zahrnují kulinářsky velmi atraktivní houby a tím se tyto zjištěné hodnoty stávají o to významnější. Tab. 5.6 Aktivita 137Cs hub řádu liškotvaré (Cantharellales) Český název Liška bledá

Liška obecná

Aktivita k datu Hmotnostní aktivita k odběru [Bq] datu odběru [Bq ∙ kg−1]

Latinský název

Kód vzorku


LI-G-30

3,4

447,7

LI-H-11

1,0

112,2

LI-E-15

10,3

325,8

LI-D-31

3,7

217,9

LI-G-34

5,9

174,3


Dva druhy řádu liškotvaré měly hmotnostní aktivitu v rozmezí 112,2 až 447,7 Bq ∙ kg-1. Nejvyšší hodnota řádu 447,7 Bq ∙ kg-1 byla naměřena v jediném vzorku lišky bledé, ostatní vzorky jsou lišky obecné. 41

5.3 Hmotnostní aktivity 137Cs ve vzorcích hub V tabulce 5.7 je uveden aritmetický průměr hmotnostní aktivity 137Cs jednotlivých druhů, pokud bylo u daného druhu více vzorků. U druhů, u kterých byl pouze jeden vzorek, je uvedena tato hodnota. Zároveň jsou v této tabulce jednotlivé druhy přiřazeny do jedné či dvou ze tří skupin dle způsobu výživy houby, tj. saprofyt, parazit, symbiont. Na prvním místě je vždy uveden způsob výživy, který je druhem upřednostňován. Obrázek 5.1 je grafickým vyobrazením těchto hodnot. Tab. 5.7 Porovnání hmotnostní aktivity 137Cs druhů hub Počet vzorků

Latinský název

Druh

Aritmetický průměr Am k datu odběru [Bq ∙ kg−1 ]

Směrodatná odchylka

Lupenotvaré (Agaricales) Macrolepiota rhacodes

1

1,7

–

Lepista nuda

2

4,9

3,1


3

9,5

2,1

Pýchavka dlabaná

Calvatia utriformis

1

1,2

–

Penízovka širokolupennáa


1

8,9

–

Marasmius oreades

2

32,3

4,4

Václavka obecná Hřibotvaré (Boletales)

Armillaria mellea

5

82,2

61,4

Čechratka černohuňatác, a


1

155,2

–

Paxillus involutus

2

1361,7

615,1

Boletus badius

4

1459,4

628,8

Hřib modračka


1

2263,5

–

Hřib smrkovýc

Boletus edulis

1

1552,9

–


4

344,2

221,8


3

4,5

2,8

Ryzec plstnatý

Lactarius vellereus

1

374,1

–

Ryzec syrovinkac

Lactarius volemus

1

90,0

–


1

447,7

–


4

207,6

77,9

Bedla červenajícía a, c

Čirůvka fialová

Čirůvka šedožemlováa, c a

a, c

Špička obecná

a, b

Čechratka podvinutá c, a

Hřib hnědý

c

c

Hřib žlutomasý

c, a

Holubinkotvaré (Russulales) Ryzec oranžovýc c

Liškotvaré (Cantharellales) c

Liška bledá

c

Liška obecná

Vysvětlivky: a - saprofyt, b - parazit, c – symbiont

42

Obr. 5.1 Porovnání hmotnostní aktivity Am 137Cs druhů hub 43

Nejvyšší hodnota 2263,5 Bq ∙ kg-1 byla zjištěna u druhu hřib modračka náležejícího k řádu hřibotvaré, nejnižší hodnota 1,2 Bq ∙ kg-1 pak u druhu pýchavka dlabaná řádu lupenotvaré. Obrázek 5.1 názorně ukazuje dosahované aritmetické průměry hmotnostní aktivity

137

Cs

(popř. hmotnostní aktivity) jednotlivých druhů od nejvyšších hodnot. Výplně pruhů barevně rozlišují sledované řády hub a barevné okraje pruhů znázorňují upřednostňovaný způsob výživy jednotlivých druhů. V tabulce 5.8 je srovnání aritmetického průměru hmotnostní aktivity

137

Cs druhů hub

roztříděných dle příslušného řádu. Tab. 5.8 Porovnání hmotnostní aktivity Am Řád

Počet druhů

137

Cs řádů hub

Aritmetický průměr hmotnostní aktivity řádu [Bq ∙ kg−1]

Směrodatná odchylka

Hřibotvaré

6

1189,5

727,1

Holubinkotvaré

2

232,0

142,0

Liškotvaré

2

327,6

120,1

Lupenotvaré

7

20,1

27,2

Obrázek 5.2 graficky zobrazuje srovnání aritmetického průměru hmotnostní aktivity hub roztříděných dle řádů.

Obr. 5.2 Porovnání hmotnostní aktivity Am 137Cs řádů hub 44

Nejvyšší

průměrná

hmotnostní

aktivita

137

Cs

je

dosažena

u

řádu

hřibotvaré

a to 1189,5 Bq ∙ kg-1. Naopak nejnižší hodnoty u řádu lupenotvaré 20,1 Bq ∙ kg-1 jsou 60krát nižší. U řádu holubinkotvaré byla zjištěna průměrná hodnota hmotnostní aktivity

137

Cs

327,6 Bq ∙ kg-1, čili 5krát a liškotvaré 232,0 Bq ∙ kg-1 to znamená 3,5krát nižších hodnot než hřibotvaré. Po provedení t-testu mezi řády hub byl zjištěn statisticky významný rozdíl (P<0,02) mezi řádem hřibotvaré a lupenotvaré. Pro srovnání dle RMS bylo v lokalitách 7 krajů ČR dosaženo průměrných hodnot u řádu lupenotvaré 40 Bq ∙ kg-1, hřibotvaré 443 Bq ∙ kg-1 a u řádu holubinkovaré 146 Bq ∙ kg-1 (ŠKRKAL et al., 2012a,b) jak je uvedeno v oddíle 3.6.3. 137

Porovnání hmotnostní aktivity

Cs na základě aritmetického průměru skupin druhů

dle způsobu výživy je uvedeno v tabulce 5.9. Tab. 5.9 Porovnání hmotnostní aktivity 137Cs hub na základě způsobu výživy Způsob výživy

Počet druhů

Saprofyt Symbiont

Průměrná hmotnostní aktivita

7 10 137

Aritmetický průměr hmotnostní aktivity skupiny [Bq ∙ kg−1] 20,1 825,6

Směrodatná odchylka 27,2 723,6

Cs v houbách využívajících zejména symbiotický způsob

výživy 825,6 Bq ∙ kg-1 je 40krát vyšší hodnota než průměrná aktivita 20,1 Bq ∙ kg-1 saprofyticky živících se hub. Což odpovídá výsledkům řady autorů, kteří také potvrzují vyšší hodnoty v houbách využívajících symbiotický způsob výživy (BAEZA et al, 2004, KAMMERER et al., 1994, YOSHIDA et al., 2004). T-test prokázal statisticky významný rozdíl mezi saprofyty a symbionty (P<0,01). Což vysvětluje statisticky významný rozdíl mezi řádem hřibotvaré a lupenotvaré, protože hřibotvaré spadají zejména k symbiontům na rozdíl od lupenotvarých náležejících k symbiontům. Z tohoto hodnocení byl pro nízké hodnoty aktivit radiocesia vyřazen ryzec oranžový.

45

5.4 Kvantitativní analýza vzorků půd Na každé z devíti lokalit, kde byly sbírány houby, byly odebrány dva vzorky půdy. Svrchní půda je označována v práci jako 1 a spodní jako 2. V tabulce 5.10 jsou uvedeny naměřené aktivity vzorků

137

Cs k datu odběru a hmotnostní aktivity 137Cs k datu odběru. Obrázek 5.3 tyto hodnoty

graficky vyobrazuje. Tab. 5.10 Hmotnostní aktivita 137Cs vzorků půd Kód vzorku A-1

Název naleziště

Záhoří

A-2 B-1

Klučovská hora

B-2 C-1

Klučov - louka

C-2 D-1

Čechočovice

D-2 E-1

Blatiny

E-2 F-1

Vápenice

F-2 G-1

Babín

G-2 H-1

Lubi

H-2 I-1 I-2

Na příkopech

Hmotnost vzorku [g]

Hmotnostní Aktivita aktivita k datu vzorku k datu odběru [Bq] odběru [Bq ∙ kg −1]

228

54,5

238,8

398

19,9

50,0

220

43,5

197,8

357

10,1

28,2

585

6,9

11,7

487

11,7

24,0

183

37,1

203,0

438

15,6

35,5

174

4,8

27,8

193

6,9

35,9

200

37,5

187,6

150

20,5

136,7

150

29,7

197,9

330

14,3

43,3

189

106,3

242,6

622

18,8

30,3

436

13,6

31,1

486

14,6

30,1

Z celkových devíti lokalit je v sedmi dosaženo vyšší hmotnostní aktivity ve svrchním (1) vzorku půdy. Ve dvou lokalitách je vyšší hodnota dosažena ve vzorku spodní půdy (2). Průměr vzorků svrchní půdy je 148,7 ± 90,3 Bq ∙ kg-1 a spodní půdy 46,0 ± 32,9 Bq ∙ kg-1. Provedený t-test potvrzuje statisticky významný rozdíl mezi vzorky svrchních a spodních půd (P<0,02). 46

Vyšší hodnoty hmotnostní aktivity

137

Cs ve svrchním vzorku půdy potvrzuje řada autorů

(CALMON et al., 2009, ELSTNER et al., 1987, KROLAK et al., 2010, PALAGYI a PALAGYIOVÁ, 1999, YOSHIDA et al., 2004). Nejvyšší hodnoty bylo dosaženo ve vzorku svrchní půdy z lokality Lubi (H) u Třebíče a to 242,6 Bq ∙ kg-1. Nejnižších hodnot hmotnostní aktivity bylo dosaženo na lokalitě C, což lze vysvětlit tím, že se jedná o území obhospodařované jako trvalý travní porost, kde se předpokládá rychlejší migrace radionuklidů do spodních vrstev půdy, nebo se radionuklidy dostávají z půdy prostřednictvím kořenového systému rostlin. Ostatní sledované lokality jsou lesními ekosystémy.

Obr. 5.3 Hmotnostní aktivita Am 137Cs vzorků půd

5.5 Transferový faktor a agregovaný faktor transferu V tabulkách 5.11 až 5.14 je uveden transferový faktor TF a agregovaný faktor transferu TAG jednotlivých vzorků hub roztříděných dle řádů. Za stěžejní pro vstup do hub se považuje hodnota aktivity dosažená v svrchní vrstvě půdy (YOSHIDA et al., 2004), a proto se při určování TF a TAG počítá pouze s hmotnostní aktivitou vzorků svrchní půdy.

47

Tab. 5.11 Transferový faktor a agregovaný faktor transferu řádu lupenotvaré (Agaricales)

Český název

Kód vzorku

Hmotnostní Hmotnostní aktivita vzorků aktivita půd k hub k datu odběru datu odběru −1

−1

[Bq ∙ kg ]

[Bq ∙ kg ]

Celková depozice na půdu k datu odběru

Transferový faktor

Agregovaný faktor transferu [m2 ∙ kg−1 ]

2

LU-B-18

1,7

197,8

[Bq ∙ m ] 4351,5

0,008

3.8 ∙ 10-4

LU-A-02

8,0

238,8

5445,5

0,033

1,5 ∙ 10

LU-A-06

1,7

238,8

5445,5

0,007

3,1 ∙ 10-4

LU-A-03

10,1

238,8

5445,5

0,042

1,8 ∙ 10

LU-A-07

11,8

238,8

5445,5

0,049

2,2 ∙ 10-3

LU-A-24

6,7

238,8

5445,5

0,028

1,2 ∙ 10-3

Pýchavka dlabaná

LU-C-21

1,2

11,7

687,2

0,103

1,8 ∙ 10


LU-I-40

8,9

31,1

1358,1

0,287

6,6 ∙ 10-3

LU-H-09

27,8

242,6

10627,1

0,115

2,6 ∙ 10

LU-A-17

36,7

238,8

5445,5

0,154

6,7 ∙ 10-3

LU-A-08

16,4

238,8

5445,5

0,069

3,0 ∙ 10

LU-D-32

97,0

203,0

3714,9

0,478

2,6 ∙ 10-2

LU-G-35

138,1

197,9

2968,5

0,698

4,7 ∙ 10-2

LU-F-37

154,4

187,6

3752,6

0,823

4,1 ∙ 10

LU-A-39

5,0

238,8

5445,5

0,021

9,2 ∙ 10-4

Bedla červenající Čirůvka fialová


Špička obecná

Václavka obecná

-3

-3

-3

-3

-3

-2

Tab. 5.12 Transferový faktor a agregovaný faktor transferu řádu hřibotvaré (Boletales)

Český název

Kód vzorku

Hmotnostní Hmotnostní aktivita vzorků aktivita půd k hub k datu odběru datu odběru [Bq ∙ kg−1 ]

Čechratka černohuňatá Čechratka podvinutá

Hřib hnědý

Hřib modračka Hřib smrkový

Hřib žlutomasý

[Bq ∙ kg−1 ]


Transferový faktor

Agregovaný faktor transferu 2

−1

[m ∙ kg ]

2

HŘ-H-10 HŘ-E-16 HŘ-F-28

155,2 1976,8 746,7

242,6 27,8 187,6

[Bq ∙ m ] 10627,1 484,2 3752,6

0,640 71,035 3,979

1,5 ∙ 10 0,4 ∙ 10

-2

2,0 ∙ 10

-1

HŘ-F-26

945,3

187,6

3752,6

5,038

2,5 ∙ 10-1

HŘ-G-29

1450,4

197,9

2968,5

7,329

4,9 ∙ 10

-1

HŘ-G-36

2489,2

562,3

10627,1

4,427

2,3 ∙ 10

-1

HŘ-F-38 HŘ-E-14 HŘ-F-27 HŘ-B-20 HŘ-H-12

952,7 2263,5 1552,9 < MVA 666,8

187,6 27,8 187,6 197,8 242,6

3752,6 484,2 3752,6 4351,5 10627,1

5,078 81,339 8,276 – 2,748

2,5 ∙ 10-1 0,5 ∙ 10

HŘ-A-23

53,6

238,8

5445,5

0,224

9,8 ∙ 10

-3

HŘ-F-25

390,9

187,6

3752,6

2,083

1,0 ∙ 10

-1

HŘ-D-33

265,7

203,0

3714,9

1,309

7,2 ∙ 10-2

48

4,1 ∙ 10-1 – 6,3 ∙ 10-2

Tab. 5.13 Transferový faktor a agregovaný faktor transferu holubinkotvaré (Russulales)

Český název

Kód vzorku

Hmotnostní Hmotnostní aktivita vzorků aktivita půd k hub k datu odběru datu odběru −1

−1

[Bq ∙ kg ]

Ryzec oranžový

Ryzec plstnatý Ryzec syrovinka

[Bq ∙ kg ]


Transferový faktor

Agregovaný faktor transferu [m2 ∙ kg−1 ]

2

[Bq ∙ m ] -3

HO-A-01

7,3

238,8

5445,5

0,030

1,3 ∙ 10

HO-A-04

0,6

238,8

5445,5

0,002

1,1 ∙ 10-4

HO-A-22

5,6

238,8

5445,5

0,023

1,0 ∙ 10

-3

HO-H-13 HO-B-19 HO-A-05

374,1 < MVA 90,0

242,6 197,8 238,8

10627,1 4351,5 5445,5

1,542 – 0,377

3,5 ∙ 10 –

-2

1,7 ∙ 10-2

Tab. 5.14 Transferový faktor a agregovaný faktor transferu liškotvaré (Cantharellales)

Český název

Liška bledá

Liška obecná

Kód vzorku

Hmotnostní Hmotnostní aktivita vzorků aktivita půd k hub k datu odběru datu odběru


Transferový faktor

Agregovaný faktor transferu 2

−1

[m ∙ kg ]

[Bq ∙ kg−1 ]

[Bq ∙ kg−1 ]

LI-G-30

447,7

197,9

[Bq ∙ m ] 2968,5

2,262

1,5 ∙ 10-1

LI-H-11

112,2

242,6

10627,1

0,462

1,1 ∙ 10-2

LI-E-15

325,8

27,8

484,2

11,708

6,7 ∙ 10

-1

LI-D-31

217,9

203,0

3714,9

1,074

5,9 ∙ 10

-2

LI-G-34

174,3

197,9

2968,5

0,881

5.9 ∙ 10-2

2

Hodnota transferového faktoru TF se u vzorků pohybuje v rozmezí 0,002 až 81,339. Hodnoty TF vyšší než 10 ukazují ve vzorcích sušiny plodnic hub na kumulaci

137

Cs, protože sušina hub

tvoří 10% původní hmotnosti plodnice. Jedná se tedy o vyšší hmotnostní aktivitu

137

Cs

v houbách než půdách. Vyšších hodnot TF než 10 bylo dosaženo pouze ve třech vzorcích, které všechny pochází z lokality Blatiny nacházející se v okrese Žďár nad Sázavou (lokalita E). Vzhledem k tomu, že se jedná o jedinou lokalitu, kde bylo dosahováno tak vysoké hodnoty TF, lze předpokládat vliv místních specifických podmínek (např. kvalita půdy, podíl mykorhizy apod.) vedoucí k vyššímu ukládání 137Cs v plodnicích. Hodnota agregovaného faktoru transferu T AG je uváděna (CALMON et al., 2009) v houbách lesních ekosystémů v rozmezí 1 ∙ 10-3 až 1 ∙ 10 m2 ∙ kg-1. V této práci byl TAG vzorků zjištěn v rozmezí 1,1 ∙ 10-4 až 0,5 ∙ 10 m2 ∙ kg-1. Rozmezí hodnot TAG vzorků řádu lupenotvaré je 3,1 ∙ 10-4 až 4,7 ∙ 10-2 m2 ∙ kg-1, řádu hřibotvaré 9,8 ∙ 10-3 až 0,5 ∙ 10 m2 ∙ kg-1, řádu holubinkotvaré 1,1 ∙ 10-4 až 3,5 ∙ 10-2 m2 ∙ kg-1 a řádu liškotvaré 5,9 ∙ 10-2 až 6,7 ∙ 10-1 m2 ∙ kg-1. Všechny zjištěné TAG u testovaných hub tak zasahují do intervalů uvedených v citované práci.

49

5.6 Srovnání lokalit Protože získané vzorky hub jsou velmi různorodé, 40 vzorků je tvořeno 18 druhy, a často se druh vyskytuje pouze v jedné lokalitě, nelze jednoznačně srovnávat lokality sběru na základě hmotnostní aktivity

137

Cs v jednotlivých druzích hub. Výskyt dvou druhů na více totožných

lokalitách byl zaznamenán pouze u druhu václavka obecná a hřib žlutomasý a to na třech lokalitách a to A, D a F. Václavka obecná je saprofyt-parazitický druh řádu lupenotvaré a hřib žlutomasý je symbiont řádu hřibotvaré. V tabulce 5.15 je přehled hmotnostní aktivity

137

Cs

těchto vzorků spolu s hmotnostní aktivitou 137Cs vzorků svrchní půdy příslušných lokalit. Druhu václavka obecná na lokalitě A byly získány dva vzorky, proto je použit jejich průměr. Tab. 5.15 Hmotnostní aktivita václavky obecné a hřibu žlutomasého na lokalitách A, D a F Lokalita A D F

Hmotnostní aktivita [Bq ∙ kg−1 ] Václavka obecná Hřib žlutomasý LU-A-08 10,7286 HŘ-A-23 53,5854 LU-A-39 LU-D-32 97,0038 HŘ-D-33 265,6568 LU-F-37 154,3780 HŘ-F-25 390,9061

Svrchní půda 238,8 203,0 187,6

Obrázek 5.4 pak názorně ukazuje, že oba druhy hub dosahovaly nejnižších hodnot hmotnostní aktivity Am

137

Cs na lokalitě Záhoří (A) na Třebíčsku a nejvyšších na lokalitě

Vápenice (F) poblíž Žďáru nad Sázavou. Lokalita Čechočovice (D) se nachází stejně jako Záhoří (A) na Třebíčsku. Všechny lokality se nachází v témeř stejných nadmořských výškách, nicméně lokalita A je tvořena zejména listnatým porostem, na rozdíl od smrkového porostu na lokalitě D a F, což by mohlo vysvětlovat vyšší vstup že hmotnostní aktivita Am

137

137

Cs do plodnic hub lokality A. Je zajímavé,

Cs svrchní půdy dosahovala nejvyšších hodnot na lokalitě A

a nejnižších na lokalitě F. To by ukazovalo na to, že hmotnostní aktivita indikátorem hmotnostní aktivity

137

137

Cs houby nemusí být

Cs půdy, nicméně toto tvrzení by vyžadovalo další měření.

Agregovaný faktor transferu TAG v grafu pak ukazuje, že nejvíce naakumulovaného radiocesia v plodnicích v poměru k jeho přítomnosti v půdě je v lokalitě F, tj. tam kde je nejvyšší hmotnostní aktivita v plodnicích a zároveň nejnižší v půdě. Vysvětlení k tomuto jevu je nejasné, nicméně může být způsoben malým počtem vzorků.

50

Obr. 5.4 Srovnání hmotnostní aktivity Am 137Cs a agregovaného faktoru transferu TAG

51

6 ZÁVĚR

Radiocesium

137

Cs je radionuklid antropogenního původu uměle vnášený do ekosystémů.

Vyznačuje se dlouhým poločasem přeměny (30,17 let), a proto dlouhodobě přetrvává zejména v lesních ekosystémech. Vzhledem k tomu je důležité sledování aktivity

137

Cs v lesních

produktech. V rámci této diplomové práce byly zjišťovány aktivity 137Cs ve vzorcích hub z devíti lokalit lesů kraje Vysočina, zároveň byly sledovány aktivity 137Cs v půdách (vždy vzorek svrchní a spodní půdy) zájmových lokalit za účelem stanovení vstupu Jako zásadní faktor ovlivňující aktivitu

137

137

Cs do hub.

Cs hub byla určována příslušnost vzorků k druhu,

popř. řádu a jejich způsob výživy. Ve sledovaných 18 druzích poměrně běžně konzumovaných hub byla zjištěna velká variabilita hmotnostní aktivity

137

Cs hub v sušině v rozmezí 0,0

až 2489,2 Bq ∙ kg-1. Uvedená nejvyšší hodnota byla dosažena ve vzorku hřibu hnědého (Boletus badius). Hmotnostní aktivita

137

Cs devíti vzorků sušiny plodnic přesáhla hranici 600 Bq ∙ kg -1,

což je limit nejvyšší přípustné úrovně radiační kontaminace potravin po černobylské havárii, nicméně tento limit se vztahuje k čerstvému (neusušenému) vzorku. Všech devět vzorků náleží do řádu hřibotvaré (Boletales). Nejvyšší průměrné hodnoty hmotnostní aktivity

137

Cs v sušině byly zjištěny u hub řádu

hřibotvaré (Boletales) a to 1189,5 Bq ∙ kg-1. Houby řádu liškotvaré (Cantharellales) dosáhly průměrné hodnoty hmotnostní aktivity

137

Cs 327,6 Bq ∙ kg-1 a holubinkovaré (Russulales)

232 Bq ∙ kg-1. Nejmenší průměrné hodnoty hmotnostní aktivity

137

Cs 20,1 Bq ∙ kg-1 byly

stanoveny u vzorků řádu lupenotvaré (Agaricales). Při srovnání hub z hlediska způsobu výživy byly zjištěny u symbiotických druhů výrazně vyšší průměrné hodnoty hmotnostní aktivity 137Cs, a to 825,6 Bq ∙ kg-1, proti houbám saprofytickým s průměrnou aktivitou 137Cs 20,1 Bq ∙ kg-1. Při sledování hmotnostní aktivity

137

Cs půd byla zjištěna průměrná hodnota svrchní půdy

148,7 Bq ∙ kg-1 a spodní půdy 46,0 Bq ∙ kg-1. Nejvyšší hodnoty hmotnostní aktivity

137

Cs

svrchního vzorku půdy bylo dosaženo ve vzorku půdy z lokality Lubi (H) u Třebíče a to 242,6 Bq ∙ kg-1. Hodnota transferového faktoru TF, který vyjadřuje poměr hmotnostní aktivity houby k hmotnostní aktivitě v půdě, se u sledovaných vzorků hub pohybuje v rozmezí 0,002 až 81,339. Agregovaný faktor transferu TAG, který je poměrem hmotnostní aktivity radionuklidů v houbě k celkové depozici na půdu na jednotku plochy byl, u vzorků zjištěn v rozmezí 1,1 ∙ 10-4 až 0,5 ∙ 10 m2 ∙ kg-1. 52

I

když

tvoří

houby

menšinovou

složku

lidské

stravy,

mohou,

vzhledem

ke zjišťovaným řádově vyšším hodnotám hmotnostní aktivity 137Cs, významně přispívat k příjmu radiační dávky ingescí. Další zkoumání plodnic jedlých hub by bylo velmi zajímavé, ale klade velké nároky na množství analyzovaného materiálu. Bylo by jistě přínosné sledovat další druhy hub v širším spektru stanovišť podle jejich charakteristik, například na základě typu zalesnění či nadmořské výšky. Zajímavé by bylo také rozlišení plodnic na základě jejich stupně zralosti, či oddělená analýza jednotlivých částí plodnic (klobouk, třeň), na což v rámci této práce nebyl brán zřetel.

53

POUŽITÁ LITERATURA Argonne National Laboratory (ANL), 2005: Caesium. Human Health Fact Sheet. Envrionmental Science Division, [cit. 2013-02-01]. Dostupné z URL: < www.evs.anl.gov/pub/doc/Cesium.pdf >

Baeza, A., Hernandez, S., Guillen, J., Moreno, G., Manjon, J.L., Pascual, R., 2004: Radiocaesium and natural gamma emitters in mushrooms collected in Spain. Science of the total environment, 318 (1-3): 59 – 71

Baeza, A., Guillen, F., J., Salas, A., Manjon, J., L., 2006: Distribution of radionuclides in different part sof a mushroom: Influence of the degrese of maturity. Science of the total environment, 359 (1-3): 255 - 266

Ban-Nai, T., Muramatsu, Y., & Yoshida, S. 1997: Concentrations of

137

Cs and

40

K in edible

mushrooms collected in Japan and radiation dose due to their consumption. Health physics, 72 (3): 384 – 389

Bell, J., N., B., Minski, M., J., Grogan, H., A., 1988: Plant uptake of radionuclides. Soil use and management, 4 (3): 76 – 84 Braniš, M., Pivnička, K., Benešová, L., Pušová, R., Tonika, J., Hovorka, J., Výkladový slovník vybraných termínů z oblasti ochrany životního prostředí a ekologie, s. 33, 1. vydání, Praha, Karolinum, 2004, 46 s., ISBN 80-7184-758-5.

Bučina, I., Dvořák, Z., Drábová, D., Hölgye, Z., Kliment, V., Koublová, I., Malátová, I., Rulík, P., 1988: Některé výsledky monitorování následků Černobylské havárie v ČSSR. Ústřední informační středisko pro jaderný program, Československá komise pro atomovou energii. 65 s, [online]. 2006 [cit. 2013-03-14]. Dostupné z URL:

Byrne, A., R., 1988: Radioactivity in fungi in Slovenia, Yugoslavia, following the Chernobyl accident,

Journal

of

environmental

radioactivity,

54

6

(2):

177

–

183

Calmon, P., Thiry, Y., Zibold, G., Rantavaara, A., Fesenko, S., 2009: Transfer parameter values in temperate forest ecosystems: a review. Journal of environmental radioactivity, 100 (9): 757 – 766

De Brouwer, S., Thirty, Y., Myttenaere, C., 1994: Availability and fixation of radiocaesium in a forest brown acid soil. Science of the total environment, 143 (2–3): 183 - 191

Delvaux, B., Kruyts, N., Creamers, A., 2000: Rhizospheric mobilization of radiocaesium in soils. Environmental Scence & Technology, 34: 1489 – 1493

Duff, M., C., Ramsey, M., L., 2008: Accumulation of radiocesium by mushrooms in the environment: a literature review. Journal of environmental radioactivity, 99 (6): 912 – 932 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 biphysics, 45 (2): 145 – 151

Elstner, E., F., Fink, R., Holl, W., Lengfelder, E., Ziegler, H., 1987: Natural and Chernobylcaused radioaktivity in mushrooms, mores and soil – samples of defined biotops in sw bavaria. Oecologia, 73 (4): 553 – 558

Entry, J. A., Watrud, L. S., 1998: Potential remediation of Cs-137 and Sr-90 contaminated soil by accumulation in Alamo switchgrass. Water air and soil pollution, 104 (3-4): 339 – 352 Environmental protection agency (EPA), 2012: Cesium, [cit. 2013-20-02]. Dostupné z URL:

Fielitz, U., 1996: Radiocesium in wild animals after the reactor accident in Chernobyl. Zeitschrift für Jagdwissenschaft, 42 (4): 264 – 273

Figueira, R., C., L., Cunha, I., I., L., 1998: The contamination of the orans by anthropogenic radionuclides, Quimica nova, 21 (1): 73 – 77

55

Gaso, M.I, Segovia, N., Cervantes, M.L., Herrera, T., Perez-Silva, E., 2000: Internal radiation dose from Cs-137 due to the consumption of mushrooms from a Mexican temperate mixed forest. Radiation protection dosimetry, 87 (3): 213 – 216 Gryndler, M., Baláž, M., Hršelová, H., Jansa, J., Vosátka, M., 2004, Mykorhizní symbióza, O soužití hub s kořeny rostlin, Academia, Praha, 366 s. Hála, J., Radioaktivita, ionizující záření, jaderná energie, Brno: Konvoj, 1998, 310 s, ISBN 80856115568

Heal OW & Horrill AD, 1983: Terrestrial ecosystems: an ecological context for radionuclide research. Ecological Aspects of Radionuclide Release (Coughtree PJ, ed). Blackwell Scientific Publications, 31 – 46.

Heinrich, G., 1993: Distribution of radiocesium in the oferent part of mushrooms. Journal of environmental radioactivity, 18 (3): 229 – 245

Heinrich, G., 1992: Uptake and transfer-factors of Cs-137 by mushrooms. Radiation and environmental biophysics, 31 (1): 39 – 49 Holec, J., Beran, M., [eds.] Agentura ochrany přírody a krajiny ČR (AOPK ČR), 2006: Červeny seznam hub (makromycetů) Česke republiky, Přiroda, Praha, 24: 1–282. ISBN 80-87051-02-5 Hůlka, J., Thomas, J., 2007: Přehled expozice obyvatelstva přírodnímu záření, Bezpečnost jaderné energie 15(53), č. 3/4. Hůlka, J., Malátová, I., Radiační situace v České republice, 14 s, [online]. 2006 [cit. 2013-0314]. Dostupné z URL: <www.suro.cz/cz/publikace/cernobyl/radiacni_situace_v_cr_po_cernobylu.pdf.>

International Atomic Energy Agency IAEA.org, 2012: The International Nuclear and Radiological Event Scale, [cit. 2013-02-21]. Dostupné z URL: < http://www-ns.iaea.org/techareas/emergency/ines.asp> 56

Kalač, P., 2001: A review of edible mushroom radioactivity. Food chemistry, 75 (1): 29 – 35

Kammerer, L., Hiersche, L., Wirth, E., 1994: Uptake of radiocaesium by different species of mushrooms. Journal of environmental radioactivity, 23 (2): 135 – 150

Keizer, G., J.,2005:Encyklopedie houby, Rebro productions CZ, Praha, 288 s.

Krolak, E., Kwapulinski, J., Fischer, A., 2010:

137

Cs and

40

K isotopes in forest and wasteland

soils in a selected region of eastern Poland 20 years after the Chernobyl accident. Radiation and environmental biophysics, 49 (2): 229 – 237 MAPY.CZ [online]. [cit. 2013-01-23]. Dostupné z URL: < www.mapy.cz >

Nikolova, I., Johanson, K.J., Clegg, S., 2000: The accumulation of Cs-137 in the biological compartment of forest soils. Journal of environmental radioactivity, 47 (3): 319 – 326 Palagyi, S., Palagyiová, J., 1999: Migration of Sr-85 and Cs-137 in vertical soil profiles. Journal of radioanalytical and nuclear chemistry, 241 (3): 475 – 481

Shutov, V.N., Bruk, G.Y.., Basalaeva, L.N., Vasilevitskiy, V.A., Ivanova, N.P., Kaplun, I.S., 1996: The role of mushrooms and berries in the formation of internal exposure doses to the population of Russia after the Chernobyl accident. Radiation protection dosimetry, 67, 55 – 64.

Skuterud, L., Travnikova, I.G., Balonov, M.I., Strand, P., Howard, B.J., 1997: Contribution of fungi to radiocaesium intake by rural populations in Russia. Science of the total environment, 193 (3): 237 – 242 Státní ústav radiační ochrany (SÚRO). 1996: 10 let od havárie jaderného reaktoru v Černobylu – důsledky a poučení. Praha: Státní úřad pro jadernou bezpečnost, Státní ústav radiační ochrany, 80 s,

Databáze online [cit. 2013-03-14]. Dostupné z URL: <www.suro.cz/cz/publikace/cernobyl/10let_od_cernobylu.pdf >

57

Steiner, M., Linkov, I., Yoshida, S., 2000: The role of fungi in the transfer and cycling of radionuclides in forest ecosystems. Journal of environmental radioactivity, 58 (2-3): 217 – 241 Svrček, M., 2005, Houby, Aventinum, Praha, 279 s Škrkal, J., Rulík, P., Fantínová, K., Helebrant, J., 2012a: Mapa kontaminace hřibotvarých hub lesního ekosystému České republiky 137Cs v letech 2004 – 2011. Zpráva SÚRO č. 24/2012. 10 s. Databáze online [cit. 2013-03-14]. Dostupné z URL: < http://www.suro.cz/cz/rms/monitorovanislozek-zivotniho-prostredi/Mapa-kontaminace-hribotvarych-hub-CR-Zprava-SURO-2012-24.pdf>

Škrkal, J., Rulík, P., Fantínová, K., Helebrant, J., 2012b: Mapa kontaminace lupenatých hub lesního ekosystému České republiky 137Cs v letech 2004 – 2011. Zpráva SÚRO č. 25/2012. 10s. Databáze online [cit. 2013-03-14]. Dostupné z URL: < http://www.suro.cz/cz/rms/monitorovanislozek-zivotniho-prostredi/Mapa-kontaminace-lupenatych-hub-CR-Zprava-SURO-2012-25.pdf >

The Royal Swedisch Academy of Science (TRSAS), Kungl. Vetenskaps-Akademien [online].2012: Nobel Laureates, [cit. 2013-01-23]. Dostupné z URL: < http://www.kva.se/en/Prizes/Nobelprizes/Laureates-list/>

Tomioka, N., Uchiyama, H., Yagi, O., 1992: Isolation and characterization of cesiumaccumulating bacteria. Applied and environmental microbiology, 58 (3): 1019 – 1023 Tůma, J., 1998: Bezpečnost jaderných elektráren - Stupnice hodnocení jaderných událostí 7, ČEZ, a. s., Energie pro každého, Praha Ullmann, V., 2002: Jaderná fyzika a fyzika ionizujícího záření, Ostrava, Elektronická forma. Dostupné z URL:

Vinichuk, M., Taylor, A., F., S., Rosen, K., Johanson, K., J., 2010: Accumulation of potassium, rubidium and caesium (Cs-133 and Cs-137) in various fractions of soil and fungi in a Swedish forest. Science of the total environment, 408 (12): 2543 – 2548

58

Vyhláška

307/2002

Sb.,

ve

znění

pozdějších

předpisů.

Dostupné

z URL:

White, P., J., Broadley, M., R., 2000: Mechanisms of cesium uptake by plants. New phytologist, 147 (2): 241 – 256

Yoshida, S., Muramatsu, Y., Dvornik, A.M., Zhuchenko, T.A., Linkov, I., 2004: Equilibrium of radiocesium with stable caesium within the biological cycle of contaminated forest ecosystems. Journal of environmental radioactivity, 75 (3): 301 – 313

59

SEZNAM OBRÁZKŮ Obr. 3.1 Stupnice hodnocení jaderných událostí INES Obr. 3.2 Cesty radioaktivního materiálu v životním prostředí Obr. 4.1 Výsledný graf energetické kalibrace Obr. 4.2 Výsledný graf účinnostní kalibrace Obr. 5.1 Porovnání hmotnostní aktivity Am 137Cs druhů hub Obr. 5.2 Porovnání hmotnostní aktivity Am 137Cs řádů hub Obr. 5.3 Hmotnostní aktivita 137Cs vzorků půd Obr. 5.4 Srovnání hmotnostní aktivity Am 137Cs a agregovaného faktoru transferu TAG

60

SEZNAM TABULEK Tab. 3.1 Naměřené hodnoty hmotnostní aktivity 137Cs na území ČR Tab. 4.1 Vzorky půd z lokalit s daty odběrů a měření Tab. 4.2 Vzorky hub s daty odběrů a měření Tab. 4.3 Lokality sběru vzorků v kraji Vysočina Tab. 5.1 Hodnoty minimální významné aktivity a minimální detekovatelné aktivity hub Tab. 5.2 Hodnoty minimální významné aktivity a minimální detekovatelné aktivity půd Tab. 5.3 Aktivita 137Cs hub řádu lupenotvaré (Agaricales) Tab. 5.4 Aktivita 137Cs hub řádu holubinkotvaré (Russulales) Tab. 5.5 Aktivita 137Cs hub řádu hřibotvaré (Boletales) Tab. 5.6 Aktivita 137Cs hub řádu liškotvaré (Cantharellales) Tab. 5.7 Porovnání hmotnostní aktivity 137Cs druhů hub Tab. 5.8 Porovnání hmotnostní aktivity 137Cs řádů hub Tab. 5.9 Porovnání hmotnostní aktivity 137Cs hub na základě způsobu výživy Tab. 5.10 Aktivita 137Cs vzorků půd Tab. 5.11 Transferový faktor a agregovaný faktor transferu řádu lupenotvaré (Agaricales) Tab. 5.12 Transferový faktor a agregovaný faktor transferu řádu hřibotvaré (Boletales) Tab. 5.13 Transferový faktor a agregovaný faktor transferu holubinkotvaré (Russulales) Tab. 5.14 Transferový faktor a agregovaný faktor transferu liškotvaré (Cantharellales) Tab. 5.15 Hmotnostní aktivita václavky obecné a hřibu žlutomasého na lokalitách A, D a F

61

SEZNAM ZKRATEK A

aktivita

ANL

Argonne National Laboratory – Argonne národní laboratoř

Ba

baryum

Bq

becquerel

ºC

Celsiův stupeň

cm

centimetr

Cs

cesium

Cu

měd

Ci

curie

ČR

Česká republika

EPA

Environmental protection agency

I

jód

INES

The International Nuclear Event Scale – Mezinárodní stupnice jaderných událostí

kg

kilogram

l

litr

m

metr

MAAE

Mezinárodní agentura pro atomovou energii

MDA

minimální detekovatelná aktivita

MVA

minimální významná aktivita

RMS

Radiační monitorovací sítí

s

sekunda

SÚRO

Státní ústav radiační ochrany

Pb

olova

Sr

stroncium

T1/2

poločas přeměny

tj.

to jest

TR

Třebíč

TRSAS

The Royal Swedisch Academy of Science

ZR

Žďár nad Sázavou

ŽP

životní prostředí 62

PŘÍLOHY

SEZNAM PŘÍLOH Příloha 1 Lokalizace stanovišť sběru – okres Žďár nad Sázavou, M 1:95 000 Příloha 2 Lokalizace stanovišť sběru – okres Třebíč, M 1:95 000 Příloha 3 Doba měření vzorků hub Příloha 4 Doba měření vzorků půd Příloha 5 Srážky na území ČSR při přechodu kontaminovaných hmot po Černobylské havárii Příloha 6 Rozdělení plošné aktivity 137Cs na území Československa Příloha 7 Hmotnostní aktivita 137Cs v houbách v nativním stavu na území ČR (2004 – 2012) Příloha 8 Hmotnostní aktivita 137Cs hřibotvarých v nativním stavu na území ČR (2004 – 2012) Příloha 9 Hmotnostní aktivita 137Cs lupenotvarých v nativním stavu na území ČR (2004 – 2012) Příloha 10 Radiometrická laboratoř Příloha 11 Hardware a software (GENIE 2000) Příloha 12 Vzorkovnice (100 ml) se vzorky hub Příloha 13 Vzorkovnice (100 ml) a Marinelliho nádoba (500 ml)

E

F

G Příloha 1 Lokalizace stanovišť sběru – okres Žďár nad Sázavou, M 1:95 000, (MAPY.CZ, 2013)

I

H

D A

B C

Příloha 2 Lokalizace stanovišť sběru – okres Třebíč, M 1:95 000, (MAPY.CZ, 2013)

Příloha 3 Doba měření vzorků hub Doba Kód Kód měření vzorku vzorku (hod)

Doba měření (hod)

HO-A-01

10

LI-H-11

20

LU-A-02

20

HŘ-H-12

LU-A-03

10

HO-A-04

Kód vzorku


Kód vzorku


20

LI-D-31

10

20

LU-C-21 HO-A-22

20

LU-D-32

10

HO-H-13

20

HŘ-A-23

20

HŘ-D-33

10

20

HŘ-E-14

10

LU-A-24

20

LI-G-34

5

HO-A-05

20

LI-E-15

20

HŘ-F-25

20

LU-G-35

10

LU-A-06

20

HŘ-E-16

1

HŘ-F-26

10

HŘ-G-36

10

LU-A-07

10

20

HŘ-F-27

20

LU-F-37

10

LU-A-08 LU-H-09

10

LU-A-17 LU-B-18

20

HŘ-F-28

10

HŘ-F-38

10

10

HO-B-19

20

HŘ-G-29

5

LU-A-39

10

HŘ-H-10

20

HŘ-B-20

20

LI-G-30

10

LU-I-40

10

Příloha 4 Doba měření vzorků půd Kód vzorku Doba měření (hod)

A-1

A-2

B-1

B-2

C-1

C-2

D-1

D-2

E-1

E-2

F-1

F-2

G-1

G-2

H-1

H-2

I-1

I-2

20

20

20

10

20

20

5

10

10

10

20

20

20

20

2

20

10

10

Příloha 5 Srážky na území ČSR při přechodu kontaminovaných hmot po Černobylské havárii (HŮLKA, J., MALÁTOVÁ, I., 2006)

Příloha 6 Rozdělení plošné aktivity 137Cs na území Československa (BUČINA et al., 2006)

Příloha 7 Hmotnostní aktivity 137Cs v houbách v nativním stavu na území ČR v letech 2004 – 2012 (ŠKRKAL, 24/2012)

Příloha 8 Hmotnostní aktivity 137Cs v hřibotvarých v nativním stavu na území ČR v letech 2004 – 2012 (ŠKRKAL, 2012a)

Příloha 9 Hmotnostní aktivity 137Cs v lupenotvarých v nativním stavu na území ČR v letech 2004 – 2012 (ŠKRKAL, 2012b)

Příloha 10 Radiometrická laboratoř (Skoumalová, 17. 4. 2013)

Příloha 11 Vybavení radiometrické laboratoře (Skoumalová, 26. 2. 2013)

Příloha 12 Vzorkovnice (100 ml) s vzorky hub (Skoumalová, 17. 4. 2013)

Příloha 13 Vzorkovnice - 100 ml a Marinelliho nádoba - 500 ml (Skoumalová, 17. 4. 2013)

Radiocesium (137-Cs) v plodnicích vybraných druhů nejedovatých hub

Recommend Documents