Mendelova univerzita v Brně Agronomická fakulta Ústav molekulární biologie a radioekologie
Radionuklidy v houbách lesních ekosystémů Bakalářská práce
Vedoucí práce Prof. RNDr. Michael Pöschl, CSc.
Vypracovala: Silvie Škarbová
Brno 2013
PROHLÁŠENÍ Prohlašuji, že jsem bakalářskou práci na téma Radionuklidy v houbách lesních ekosystémů vypracovala samostatně a použila jen prameny, které cituji v přiloženém seznamu literatury. Bakalářská práce je školním dílem a může být použita ke komerčním účelům jen se souhlasem vedoucího bakalářské práce a děkana Agronomické fakulty Mendelovy univerzity v Brně.
dne …………………………………. podpis bakaláře.………………………
PODĚKOVÁNÍ Ráda bych poděkovala vedoucímu své bakalářské práce panu prof. RNDr. Michaeli Pöschlovi, CSc. za vstřícné a odborné vedení, důležité rady a připomínky při psaní této práce.
ABSTRAKT Cílem bakalářské práce je zpracování literatury zabývající se obsahem radionuklidů v houbách v lesních ekosystémech. Na základě získaných informací charakterizovat aktuální stav obsahu nejvýznamnějších radionuklidů a posoudit vhodnost hub k indikaci obsahu radionuklidů antropogenního původu v životním prostředí. V úvodní části práce jsou charakterizovány houby jako celek a shrnty informace o jejich vlastnostnostech, výskytu v prostředí a využití. Jsou popsány dvě největší skupiny hub, a to Ascomycota a Basidiomycota. V další části je charakterizována mykorhiza a její podíl na absorbci radionuklidů, které se spolu s důležitými živinami dostávají do těla hub. Dále jsou zmiňovány přirozené a uměle vytvořené radionuklidy. V důsledku radioaktivního spadu a jaderných havárií se do přírody a lesních ekosystémů uvolnilo velké množství antropogenních radionuklidů. Radioizotop cesia 137Cs je nejvýznamnější, protože díky dlouhému poločasu přeměny zůstává v prostředí nejdéle spolu s 90Sr. Obecně platí, že houby jsou schopny efektivně akumulovat radionuklidy. Všechny druhy hub však nejsou schopné vstřebávat a ukládat radionuklidy ve stejné míře a tento proces ovlivňuje mnoho faktorů. V další části je popisován radioaktivní spad, faktory přenosu a introdukce radionuklidů do hub. Závěrečné části práce obsahují posouzení obsahu radiocesia v houbách a prognózu přírodního a ekologického významu hub s náhledem do budoucnosti. Klíčová slova: houby, radionuklidy, radiocesium, transfer, lesní ekosystém
ABSTRACT The aim of the bachelor thesis is to review the literature studying the content of radionuclides
in
mushrooms
in
forest
ecosystems,
and
to
assess
the
mushrooms‘suitability as an indicator of the amount of radionuclides with anthropogenic origin in the environment. Introduction of the thesis describes the fungi in general and investigates their characteristics, occurence in the environment and use. Two largest groups of fungi, Ascomycota a Basidiomycota, are described. The following section deals with mycorrhiza and its contribution to the uptake of radionuclides that are absorbed together with important nutrients into fruit bodies. Both natural and artificial radionuclides were mentioned in this review. Due to nuclear accidents and followed radioactive fallout there was a large amount of anthropogenic radionuclides released into the environment and forest ecosystems. The most important is radiocaesium 137Cs that remains in the environment for long time due to its long halflife, along with 90Sr. It is generally known that the mushrooms are able to absorb radionuclides effectively. Not all mushroom species accumulate, however, radionuclides at the same rate. It is dependent on many factors. The next part of the thesis describes the radioactive fallout, transfer factors, and introduction intake of radionuclides into mushrooms. Closing sections consist the evaluation of radiocesium content in mushrooms, and a prognosis of natural and ecological importance of mushrooms and their future prospective.
Key words: fungi, mushrooms , radionuclides, radiocaesium, transfer, forest ecosystem
OBSAH 1
ÚVOD .................................................................................................................................................7
2
CÍLE BAKALÁŘSKÉ PRÁCE .................................................................................................9
3
LITERÁRNÍ PŘEHLED........................................................................................................... 10 3.1 OBECNÁ CHARAKTERISTIKA ŘÍŠE: HOUBY.............................................................................. 10 3.1.1
Základní teorie a klasifikace hub.................................................................................... 10
3.1.2
Mykorhiza .......................................................................................................................... 14
3.2 RADIOAKTIVITA A IONIZUJÍCÍ ZÁŘENÍ....................................................................................... 17 3.2.1
Radionuklidy vyskytující se v houbách a v životním prostředí................................... 18
3.2.1.1 Přírodní radionuklidy .................................................................................................. 18 3.2.1.1.1 Primární radionuklidy.......................................................................................... 18 3.2.1.1.2 Sekundární radionuklidy (Rozpadové produkty primárních radionuklidů) 19 3.2.1.1.3 Kosmogenní radionuklidy .................................................................................. 20 3.2.1.2 Uměle vytvořené radionuklidy.................................................................................. 20 3.2.1.2.1 Radioekologicky nejvýznamnější radionuklidy.............................................. 21 3.2.2
Radioaktivní spad ............................................................................................................. 22
3.2.3
Faktory ovlivňující transfer radionuklidů ..................................................................... 23
3.2.3.1 Koeficient přenosu agregovaný................................................................................. 24 3.3 KONTAMINACE HUB V PROSTŘEDÍ LESNÍCH EKOSYSTÉMŮ ................................................... 25 3.3.1
Introdukce radionuklidů do hub ..................................................................................... 27
3.3.1.1 Naměřené hodnoty koncentrace 137Cs a 134Cs......................................................... 29 3.4 ZHODNOCENÍ OBSAHU RADIOCESIA V HOUBÁCH LESNÍCH EKOSYSTÉMŮ ........................... 33 3.5 PROGNÓZA PŘÍRODNÍHO A EKOLOGICKÉHO VÝZNAMU HUB S NÁHLEDEM DO BUDOUCNOSTI............................................................................................................................................. 34
4
ZÁVĚR ............................................................................................................................................ 35
5
SEZNAM POUŽITÉ LITERATURY................................................................................... 36
1
ÚVOD
Houby jsou nedílnou součástí životního prostředí a převážně lesních ekosystémů. Lidmi jsou hojně vyhledávány a sbírány v lese z důvodu, že mají právoplatné místo v jídelníčku většiny obyvatel České republiky. Sběr hub patři mezi tradiční činnosti, ale může přinést nejedno úskalí. Houbaři mohou zaměnit jedlé houby za nejedlé v horším případě smrtelně jedovaté. V prostředí se vyskytují různé druhy prvků, které můžeme rozlišit podle toho, jestli mají stabilní či nestabilní jádro. Prvky s nestabilním jádrem nazýváme radionuklidy. V prostředí se vyskytují přirozeně (přírodní radionuklidy)m a též jako důsledek lidské činnosti, tzv. umělé radionuklidy, resp. radionuklidy antropogenního původu. Při svém štěpení mohou uvolňovat radioaktivní záření, jež může výrazně poškodit zdraví. Naši přírodu toto nežádoucí záření výrazně ovlivnilo v roce 1986, kdy došlo k havárii jaderného reaktoru v jaderné elektrárně Černobyl na Ukrajině. I po 27 letech můžeme zaznamenat hodnoty aktivit radionuklidů s černobylůdkým původem, které ukazují, že toto záření stále nevymizelo a byla poznamenána
flora
i
fauna
většiny
Evropy.
Novodobá
nehoda
se
stala
též
v Japonsku v jaderném elektrárně ve Fukušimě, kterou poničila vlna tsunami. Následkem obou událostí došlo k úniku radioaktivních kontaminantů shromažďujících se v půdě, vodě a v celém potravním řetězci vedoucím až k člověku. Radioaktivní kontaminanty mají velký vliv na přírodu a životní prostředí. Do prostředí se dostávají hlavně díky antropogenní činnosti, nazýváme je umělé. K nejvýznamnějším patří hlavně izotop 137Cs a v menším množství 134Cs či 90Sr . V přírodním prostředí ale můžeme najít i přirozené nuklidy, které se vyskytují často v horninách, minerálech a rudách či ve vodních pramenech, například radium. Vědu, která se zabývá problematikou radionuklidů v životním prostředí a jejich koloběhu v přírodních ekosystémech, nazýváme radioekologie. Vědci se zde zabývají ochranou lidského zdraví, transfery radionuklidů a snaží se vytvořit přesné modely koloběhu radionuklidů pro přehled o chování těchto prvků v prostředí. Radionuklidy antropogenního původu významně kontaminují lesní ekosystémy. Za les považujeme rozsáhlý porost dřevin, kde se vyvinulo nejvyšší stromové patro. Lesy pokrývají asi 30 % povrchu České republiky. Jsou hlavním zdrojem kyslíku na Zemi. Les zachycuje prachové částice a podílí se na odstraňování některých škodlivých látek z ovzduší, plní protierozní funkci, stabilizuje klima, a vytváří uvnitř lesa specifické vlhké prostředí s malými výkyvy teplot. Toto vlhké prostředí vyhovuje rozmanitým druhům rostlin, živočichů a také hub. 7
Tato práce je zaměřena na shrnutí dostupných informací o obsahu a chování radionuklidů v houbách lesních ekosystémů.
8
2
CÍLE BAKALÁŘSKÉ PRÁCE
Cílem je zpracování literatury zabývající se obsahem radionuklidů v houbách v lesních ekosystémech. Na základě získaných informací charakterizovat aktuální stav obsahu nejvýznamnějších radionuklidů a posoudit vhodnost hub k indikaci obsahu radionuklidů antropogenního původu v životním prostředí.
9
3
LITERÁRNÍ PŘEHLED
3.1 Obecná charakteristika říše: Houby 3.1.1
Základní teorie a klasifikace hub
Houby tvoří velice různorodou a rozmanitou skupinu, jsou tvořeny z mycelia (podhoubí), což je soubor rozsáhlé sítě vzájemně propojených buněk, které pronikají zeminou a žijí trvale. Dříve se řadili mezi rostliny (např. nepohyblivost schopnost syntézy vitamínů) a živočichy, ale dnes již tvoří samostatnou skupinu. Jsou to starobylé organismy, nejstarší doklady pochází z prvohor. Paleontologické nálezy hub jsou velmi vzácné, protože jejich těla často podléhají rozkladu. Studiem hub se zabývá vědní disciplína mykologie. Základní stavební jednotkou většiny zástupců je tenké houbové vlákno hyfa. Hyfy se rozvětvují, vzájemně proplétají a tvoří mycelium (KAVANAGH, 2005). Existuje kolem 13 500 druhů hub. Preferují lesy a trvalé travní porosty, často potřebují pro svůj život růstové médium, například: rozpadající se část stromu, tlející listí nebo jehlice, exkrementy zvířat (DUFF et al., 2008). Houby jsou důležitou součástí lesního ekosystému. Hrají hlavní roli v procesech rozkladu, příjmu, transportu, pohybů prvků. Přispívají k dlouhodobému zadržení radiocesia v organickém horizontu lesních půd. Houby mohou být parazitické, mykorhizní, saprofytické (STEINER et al., 2002). Saprofytické houby se živí organickým materiálem a i v něm žijí, parazitické houby žijí na dalších druzích v nesymbiotickém vztahu a poslední skupina symbiotických hub má blízký, oboustranně prospěšný vztah s kořeny hostitelských rostlin v půdě (KAMMERER et al., 1994). Saprofytické houby tvoří hustou síť vláken, povrchem vláken absorbují živiny a radionuklidy z prostředí (DIGHTON et al., 2008). Saprofytické houby se také nazývají dekompozitory, rozkládají mrtvý a odumřelý organický materiál a podílejí se na oběhu živin v ekosystému. Mnoho saprofytických hub rozkládá hemicelulózu a celulózu (VINICHUK, 2003). Můžeme je také využívat jako bioindikátory prostředí, protože mohou uchovávat radioaktivní prvky z prostředí (NIMIS, 1996). Houby mají velkou schopnost akumulace minerálních živin, také radiocaesia
137
Cs
(GUILLITTE et al., 1994). Jsou charakteristické svými vlákny, což jsou vícejaderné vegetativní
10
struktury známé jako mycelium. Mycelia tvoří v půdě rozsáhlou síť s velkým absorbčním povrchem. Celkové tělo hub se skládá z nadzemní části plodnice a mycelia v půdě (VINICHUK, 2003). Hlavní část biomasy hub se nachází nad svrchní částí půdy, pouze 5 % najdeme nad povrchem půdy během jejich růstu (OLSEN, 1994). Mycelium obvykle najdeme ve svrchních vrstvách půdy (0 – 5cm) (BAEZA et al., 2005). Většina biomasy se vyskytuje ve svrchní organické vrstvě. Mezi houby, které vytváří plodnice v lesních ekosystémech a jsou dominantní je skupina hub Basidiomycetes. Většina žije v ektomykorhize, produkují velké množství hyf na hostitelském kořenovém systému (VINICHUK, 2003). Pouze silné mycelium dokáže vytvářet plodnice. Mezi nejdůležitější klimatické faktory patří vlhkost, protože houby převážně rostou na stanovištích s vyšší půdní vlhkostí, ale některé se zase přizpůsobili životu v suchých a teplých místech. Pro houby je charakteristický rychlý růst a intenzivní látkový metabolismus. Plodnice s velikostí větší než 1 mm nazýváme makromycety, v současné době se dá odhadovat, že tvoří necelých 10 % z celkového počtu všech hub. Rodičovské mycelium má v zásadě jeden úkol a tím je zajištění přežití druhu uvolňováním enormního množství spor, což se děje právě vytvářením plodnic. Základními charakteristickými znaky je přítomnost chitinu a glykogenu. V přírodě mohou být zastoupeny jednobuněčnými mikroskopickými organismy a taktéž mnohobuněčnými, které mohou být schopny vytvořit plodnice i velkým rozměrů a o váze několika kilogramů. Těžiště výskytu hub je v lesích, dále rostou na loukách, pastvinách, v zahradách a můžeme je najít i v lidských obydlích. Mohou se rozmnožovat pohlavně, což platí pro vřeckovýtrusné a stopkovýtrusné houby i nepohlavně pomocí vzniklých výtrusů, jež jsou pak větrem roznášeny na značné vzdálenosti, což pomáhá jejich rychlému šíření. Sami si nedokáží vytvářet organické látky na rozdíl od zelených rostlin, a proto je musí získávat již hotové. Říkáme tomu saprofytismus a houby jako saprofytické, pokud k tomu využívají odumřelou rostlinu nebo živočišnou hmotu. Můžeme se také setkat s houbami, které mohou tyto látky získávat přímo z živých organismů a ty nazýváme parazitické. Existuje také zvláštní skupina hub, kterou nazýváme saproparazitické, využívají odumřelý substrát, ale pokud mají vhodné podmínky, dokáží přejít k parazitismu ( KAVANAGH, 2005). Význam hub v přírodě je mimořádně velký především v souvislosti s rozkladem organických látek. Mnoho druhů hub s masitými plodnicemi se používá přímo jako složka potravy pro člověka 11
(některé se i uměle pěstují jako např. žampiony), jiné získaly na významu díky produkci různých antibiotik, enzymů, vitamínů, alkaloidů, protirakovinných látek apod. Z pohledu člověka by mohl být negativní význam v tom, že jsou původci mnoha chorob kulturních rostlin, zvířat i člověka a některé jsou smrtelně jedovaté (KINCL et al., 2003). Základní taxonomii hub uvádí tab. 1. Jednoduchý nákres plodnice houby je na obr. 1. Mezi nejznámější a nejpočetnější kmeny hub patří vřeckovýtrusné a stopkovýtrusné houby. Tab. č. 1: Základní taxonomie hub (zdroj: http://www.catalogueoflife.org/col/browse/tree) ŘÍŠE: HOUBY KMEN
Ascomycota
Vřeckovýtrusné
Basidiomycota
Stopkovýtrusné
Blastocladiomycota
Produkuji pohyblivé spory
Chyndriomycota
Bičíkaté pohyblivé spory
Glomeromycota
Mykorhizní houby
Microspora
Zelené řasy,válcovité buňky
Neocallimastigomycota
Anaerobní
Zygomycota
Spájivé
Not assigned
Nedefinované
Vřeckovýtrusné houby Představují druhově nejpočetnější skupinu hub, zahrnují druhý mikroskopických i makroskospických rozměrů. Přibližný počet druhů je asi 60 000. Charakteristickým znakem těchto hub je tvorba pohlavních orgánů nejčastěji kyjovitého tvaru – vřecek. Vřecko obsahuje obvykle 8 výtrusů zvaných askospory. Mezi hospodářsky významné zástupce patří např. kvasinka pivní a kvasinka vinná, které způsobují známé alkoholové kvašení a odedávna se využívají v lihovarnictví a pivovarnictví. Díky značnému obsahu vitamínů hlavně skupiny B, bílkovin a jiných cenných látek mají kvasinky široké uplatnění i ve farmaceutickém a potravinářském průmyslu. Pivní kvasinky se jako droždí používají ke kynuté těsta. Kvasinky se pěstují na melase, což je odpadní produkt cukrovarů a získanou kvasniční biomasou se krmí hospodářská zvířata. Na druhé straně mohou způsobovat nežádoucí zkvašování potravin. Do této
12
skupiny hub patří i druhy, které tvoří nebezpečné jedy tzv. mykotoxiny ohrožující i život člověka. Makroskopické plodnice mají smrže a lanýže. Houbaři vyhledávaný je zejména smrž obecný (Morchella esculenta). Lanýže jsou známé svými podzemními hlízovitými plodnicemi. Při hledání labužníky velmi ceněných plodnic lanýže černého (Tuber melanosporum) využívají ve Francii i schopností cvičených vepřů. Stopkovýtrusné houby Tyto houby zahrnují vývojově nejvyšší a nejprozkoumanější skupinu hub. Zahrnují asi 30 000 druhů. Plodnice těchto hub se vyznačují velkou rozmanitostí tvarů a barev, ale můžeme v této skupině najít i druhy s absencí plodnic, což jsou rzi a sněti. Mezi nejznámější rody patří např. rody bedla (Lepiota), muchomůrka (Amanita), holubinka (Russala), žampión (Agaricus). Významnou skupinou jsou rovněž hřibovité houby, sem patří např. hřib hnědý (Boletus badius), hřib smrkový (Boletus edulis), kozák březový (Leccinum scabrum), křemenáč osikový (Leccinum auratiacum). Dále jsou běžné zejména pýchavky (Lycoperdon) s typickou uzavřenou plodnicí. Řada druhů je jedlých a dají se prodávat na trhu, avšak v některých oblastech vlivem intenzivního sběru došlo k velkému úbytku dříve hojných hub. Některé skupiny těchto jedinců se pěstují průmyslově a to třeba žampióny nebo hlíva ústřičná (Pleurotus ostreatus). Na druhé straně je mezi stopkovýtrusnými houbami i několik smrtelně jedovatých, které se dají zaměnit s jedlými druhy, pokud nemá houbař dostatečné znalosti, aby je rozeznal. Naše nejjedovatější houba muchomůrka zelená (Amanita phalloides) je podobná žampiónu ovčímu (Agaricus arvensis) či muchomůrka tygrovaná (A. pantherina) se dá splést s muchomůrkou růžovkou (A. rubescens) lidově zvanou „masák“. Z celkového počtu zhruba 4000 makromycetů rostoucích ve střední Evropě je jedovatých asi 200. Značné hospodářské škody hlavně v lesním hospodářství způsobují dřevokazné houby, rozkládající dřevní hmotu. Patří sem převážně choroše (Polyporaceae), rostou na živých nebo odumřelých kmenech a pařezech listnatých i jehličnatých dřevin. U několika tisíc druhů je známa mykorhiza projevující se zákonitým výskytem některých hub jen v blízkosti určitých druhů dřevin např. kozák březový roste vždy pod břízami (KINCL et al., 2003).
13
Obr. č. 1: Jednoduchý nákres plodnice houby (KALAČ, 2001) 3.1.2
Mykorhiza
Některé druhy spolu žijí v symbióze, což je vzájemně prospěšný vztah. Houba od rostliny např. stromu přijímá různé organické látky a uhlíkaté energetické zdroje, které si sama není schopná vytvořit a na oplátku rostlině pomáhá přijímat vodu a minerální látky. Dá se říci, že 70 až 90 % rostlin je mykorhizních, proto má mykorhiza velký vliv na jejich život. Rostliny v mykorhizní symbióze poskytují houbě 10 až 20 % výstupů z fotosyntézy k tvorbě, udržení a fungování mykorhizních struktur (MARSCHNER a DELL, 1994; SMITH a READ, 1997). Rozlišujeme 2 typy mykorhizy a to endomykorhizu a ektomykorhizu. Při endomykorhize pronikají houbová vlákna hluboko do kořenů rostliny, takže houby jsou na rostlině plně závislé a často již nedokáží bez ní přežít ani v laboratorních podmínkách. Ektomykorhiza je méně častá. Tyto houby nepronikají do buněk rostliny, tvoří síť hyf v mezibuněčných prostorech a ještě k tomu vytváří kolem kořene plášť z hyf, které svou zvětšenou plochou zvyšují savost živin z rostliny a dále se rozšiřují do půdy a ještě více zvyšují savou plochu. Ektomykorhizní houby nejsou na svých hostitelích tolik závislé. Tento typ mykorhizy se vyskytuje u většiny dřevin, pro člověka je to zajímavé i z toho důvodu, že tyto houby tvoří plodnice, které jsou často sbírány a konzumovány. Stromy rostoucí v ektomykorhizní symbióze převážně najdeme v boreálních a mírných pásech světa zejména na kyselých půdách. Pestrost rostlinných druhů je zde nízká, ale diverzita hub žijících v symbióze je vysoká (SMITH a READ, 1997). K rozvoji 14
ektomykorhizy dochází ve svrchních organických horizontech půd nebo na rozhraní organických a minerálních horizontů (REISINGER, 1994; SMITH a READ, 1997). Nejenom saprofytické, ale i ektomykorhizní houby uvolňují enzymy, které jim umožňují účastnit se dekompozičních procesů (SMITH a READ, 1997). Bylo zjištěno, že intenzivní využívání opadu ektomykorhizním myceliem vede k mobilizaci a výdeji dusíku a fosforu (BENDING a READ, 1995a). Všechny houby absorbují anorganické živiny, ektomykorhizní se podílejí na mobilizaci dusíku a fosforu z organických zdrojů a důležitě přispívají k výživě dusíkem a koloběhu v ekosystému (SMITH a READ, 1997). Vědci prokázali, že si saprofytické a ektomykorhizní houby konkurují. Ektomykorhizní houby pravděpodobně snižují aktivitu a inhibují populaci dekompozitorů (GADGIL a GADGIL, 1975). Konkurence mezi saprofytickými a ektomykorhizními houbami byla vysvětlena jako důsledek omezeného množství energie v populaci saprofytických hub (SMITH a READ, 1997). Mykorhizní symbióza na kořenech rostlin vede k účinnějšímu příjmu minerálních živin (fosfor) (STEINER et al., 2002). Mykorhiza také ovlivňuje příjem radionuklidů rostlinami. Kolem 95% cévnatých rostlin má kořenový systém v symbióze s mykorhizními houbami. Tento vztah poskytuje rostlinám vodu a živiny, ochranu před okusováním kořenů půdním edafonem a půdními patogeny (DIGHTON et al., 2008). Koncentrace prvků vzrůstá od půdy z mycelia do plodnice hub. Je zřejmé, že se transport mezi myceliem a plodnicemi děje, jeho výsledkem je akumulace prvků v plodnicích hub. Mycelium pravděpodobně ukládá prvky v tomto pořadí od nejvíce po nejméně: P, Cd, Cu, Ca, Zn, Sr, Co, As a Hg. Rozmístění prvků v tělech hub je různé. Koncentrace P, Cd, Cu, Zn, Hg a As je vyšší v plodnicích ve srovnání s myceliem. Vyšší koncentrace Ca, U, Th, Pb, Cr, Sr, I, Ni a Mn byly zjištěny v myceliu hub ve srovnání s plodnicemi (JOHANSON et al., 2004). Podle GRIFFINa (1981) houby přijímají živiny z vodních roztoků v půdě, používají enzymy k rozložení makromolekulárních sloučenin. Po rozložení sloučeniny se většina látek přesouvá do hyfy specifickými přenašeči molekul. Tento transport vyžaduje energii a je selektivní. Do většiny mykorhizních hub dochází k přesunu pravděpodobně cukrů z hostitelské rostliny, zatímco živiny z půdy se pohybují opačným směrem. Transportované molekuly mohou být organické či anorganické, výsledkem je pohyb P, N, Zn, Cu a dalších prvků do rostliny a opačně je uhlík transportován do hub (SMITH a READ, 1997).
15
Obr. č. 2: Typy mykorhizní symbiózy (zdroj: http://www.plantaglobe.com/cz/body_types_of_mycorrhizal symbiosis.HTM)
Mykorhizní houby jsou nezávislé na zdrojích uhlíku v opadu, protože jej získávají od svého hostitele (stromu). Jejich zastoupení je určeno zejména množstvím kořenů v jednotlivých půdních horizontech. Ve svrchním opadovém horizontu je jejich podíl relativně malý, protože je zde málo kořínků, ale i kvůli dalším druhům hub. V hlubších horizontech naopak převládají jejich mycelia a svého hostitele zásobují dusíkem a fosforem z půdy. Celkové množství biomasy hub klesá směrem do hloubky. V opadu je jejich biomasa asi 6krát větší než v humusovém horizontu a 30krát větší než v minerální vrstvě. Je to dáno rozdílnou dostupností organických látek v jednotlivých horizontech. Houby žijící v mykorhize potom umožňují svým hostitelům získat větší množství anorganických forem dusíku, fosforu a potřebných kationtů z půdního roztoku tím, že tyto látky transportují do kořenů a vlastně tak svými vlákny prodlužují kořenový systém stromů (BALDRIAN, 2009). V lesním ekosystému hraje hlavní roli mykorhizní symbióza v cirkulaci esenciálních prvků stejně jako běžných polutantů, těžkých kovů a radionuklidů. Mykorhizní symbiózou tedy zvýšením příjmů živin rostlinami dochází ke zvýšenému růstu rostlin (MARSCHNER a DELL, 1994). Mykorhizní mycelium účinně přijímá živiny tím, že proniká do půdy s menším výdajem energie oproti kořenům, tedy poskytuje přístup k živinami bohatým místům prostorově odděleným od kořenů zvyšuje biopřístupnost živinových zdrojů jinak nedostupných pro hostitelské rostliny
16
transportuje živiny ze vzdálených zdrojů do mykorhizních kořenů, obchází méně efektivní transport difůzí přes rhizosféru (STEINER et al., 2002).
Obr. č. 3: Houbové struktury v půdě (zdroj: http://mycorrhizas.info/ecm.html)
3.2 Radioaktivita a ionizující záření Radioaktivita je jev, kdy se jádra atomů určitého prvku samovolně přeměňují na jádra jiného prvku, přičemž je emitováno vysokoenergetické záření. Jádra vykazující tuto vlastnost se nazývají radionuklidy. Ionizující záření je souhrnné označení pro záření, jehož kvanta mají energii postačující k ionizaci atomů nebo molekul ozářené látky, lze říci, že se jedná o záření s velmi krátkými vlnovými délkami až k záření ultrafialovému. Ionizující záření lze rozdělit na přímo a nepřímo ionizující; není vidět ani cítit, přesto se s ním setkáváme doslova na každém kroku. Od vzniku Země je nedílnou součástí životního prostředí a nachází uplatnění v mnoha oborech lidské činnosti např. farmakologii, jaderné energetice, diagnostice (THINOVÁ et al., 2008). THINOVÁ et al. (2008) také říká, že radioaktivita životního prostředí je součtem účinků přírodních a umělých zdrojů ionizujícího záření. Přírodní zdroje jaderného záření zahrnují kosmické záření, terestrické záření podmíněné přírodními radionuklidy v horninách, radioaktivitu vod a radioaktivitu ovzduší danou zejména přítomným radonem. Přírodní radioaktivita byla vždy součástí životního prostředí, avšak současné znalosti účinků jaderného záření vedou k doporučením monitorování a hodnocení vlivu i této složky na lidské zdraví. Umělé zdroje jaderného záření jsou výsledkem lidské činnosti a uplatňují se zejména při lékařské diagnostice a profesním ozáření na specifických pracovištích a podmiňují velmi malé příspěvky z jaderného spadu, jaderné energetiky a dalších minoritních zdrojů. Externí zdroje radioaktivity působí vnější ozáření jedince, vnitřní ozáření je podmíněno ingescí a inhalací radionuklidů. 17
Výsledné účinky absorbovaného jaderného záření na člověka (radiační zátěže) se vyjadřují efektivní dávkou E (Sv – sievert), obvykle hodnotou mSv/rok. Odhad průměrné globální roční efektivní dávky z přírodních zdrojů pro jednotlivce na Zemi je 2,4 mSv/rok. Česká republika má nadprůměrnou radioaktivitu přírodního prostředí 3,3 – 3,7 mSv/rok (HŮLKA a THOMAS, 2007). 3.2.1
Radionuklidy vyskytující se v houbách a v životním prostředí
Radionuklid je radioaktivní izotop nebo radioizotop s nestabilním jádrem, z kterého se uvolňuje přebytečná energie, v průběhu tohoto procesu dojde k radioaktivnímu rozpadu nuklidu, což má za následek uvolnění gama paprsků nebo elementárních částic jako jsou alfa a beta částice. Vyskytují se v prostředí přirozeně nebo mohou být vyrobeny uměle. Celkový počet radionuklidů je nejistý, protože řada z nich má velmi krátký poločas rozpadu, takže dosud nebylo možné je charakterizovat. Dokonce i počet dlouhodobých radionuklidů je nejistý, i když v menší míře. Celkový seznam nuklidů obsahuje 90 nuklidů, které jsou teoreticky stabilní a 255 celkem stabilních nuklidů, které nebyly pozorovány se rozkládat. Kromě toho existuje asi 650 radionuklidů, které byly experimentálně pozorovány se rozkládat s poločasy déle než 60 minut. Z nich je asi 339 známých z přírody (byly pozorovány na Zemi a nikoliv v důsledku umělých aktivit). Z uměle vyrobených radionuklidů je více než 3300 nuklidů známo (včetně ~ 3000 radionuklidů), z nichž mnohé (> ~ 2400) mají poločas rozpadu kratší než 60 minut (CARLSSON, 2003). 3.2.1.1
Přírodní radionuklidy
Do této skupiny patří chemické elementy, které mají v sobě velmi malé množství radioaktivních částic a přirozeně se vyskytují v životním prostředí. Přírodní radionuklidy jsou používány v geologii, archeologii a paleontologii pro měření stáří hornin, minerálů a fosilních materiálů. Příjem a transfer přírodních radionuklidů z půdy do hub byl považován za zanedbatelný. V dnešní době po spadu radioaktivních prvků na celém světě může nuklid
210
zvýšené dávce v houbách určených pro konzum (zkoumáno ve Španělsku). Nuklid
Pb přispívat ke
210
Pb je přijímán
stejným způsobem jako stabilní. Okolo 30 % 210Pb bylo přístupné pro příjem houbami (GUILLÉN et al., 2009).
3.2.1.1.1 Primární radionuklidy Jsou to radionuklidy, které vznikaly spolu s ostatními (stabilními) jádry při kosmické nukleogenezi termonukleárními reakcemi v nitru hvězd, které pak vybuchly jako
18
supernovy a obohatily o tyto prvky zárodečný oblak, z něhož vzniklo naše Slunce a sluneční soustava. Součástí Země se tak staly již při formování sluneční soustavy před cca 4 -5 miliardami let. Do dnešní doby se ovšem zachovaly pouze ty radionuklidy, které mají velmi dlouhý poločas rozpadu - větší než cca 108 roků (PÖSCHL, 2007). Vzhledem ke koncentracím přírodních radionuklidů v zemské kůře a jejich měrným aktivitám (Bq.kg-1) jsou pro radioaktivitu hornin významné pouze K, U a Th (THINOVÁ et al., 2008). Nejrozšířenějším primárním radionuklidem je draslík
40
K, jehož průměrný obsah v
zemské kůře je asi 3.10-3 %, jehož poločas přeměny činí T1/2 = 1,26.109 roků (PÖSCHL, 2007). V zemské kůře je zastoupen v průměru ve hmotnostní koncentrací 2,5 % (783 Bq.kg-1), 40K je zdrojem záření beta a gama. (THINOVÁ et al., 2008). SEEGER, 1978 zjistil ve svém průzkumu 410 volně rostoucích druhů, že houby obsahují mezi 1,5 – 117 g draslíku na kg sušiny. Tudíž hladina draslíku v mnoha druzích hub je výrazně vyšší než v jiných potravinách rostlinného původu. Koncentrace draslíku v jednotlivých částech plodnice klesá v následujícím pořadí: klobouk -> třeň -> rourky nebo lupeny -> výtrus. Koncentrační činitel (plodnice / živná půda) byl mezi 20 a 40. Radionuklid 40K je přítomen ve směsi izotopů draslíku v konstantní hladině 1,17 x 10-2 % (KALAČ, 2001). Dalším přírodním primárním radionuklidem je thorium 232Th (koncentrace v zemské kůře cca 812.10-6), které se s poločasem T1/2 = 1,39.1010 roků rozpadá alfa-rozpadem postupně na řadu radionuklidů tzv. thoriové řady. Thorium je v zemské kůře přítomno v průměrné koncentraci uváděné v mezích 8 – 13 ppm Th (32 – 53 Bq.kg-1). 232Th (T1/2 = 1,4 = 1010 roků) je mateřským prvkem přeměnové řady, jejímž koncovým produktem je stabilní izotop 208Pb. Členy přeměnové řady 232Th jsou zdroji záření alfa, beta a gama (THINOVÁ et al., 2008). Nejvýznamnějšími přírodními radionuklidy tohoto primárního původu v zemské kůře jsou však uran 238U (průměrná koncentrace v zemské kůře cca 2 - 4.10-6, T1/2 = 4,51.109 roků), a uran 235U (koncentrace asi .10-6, T1/2 = 7,1.108 roků). Oba tyto izotopy uranu se alfa-rozpadem přeměňují postupně na řadu radionuklidů obou uranových rozpadových řad (PÖSCHL, 2007).
3.2.1.1.2 Sekundární radionuklidy (Rozpadové produkty primárních radionuklidů) Rozpadem těžkých primárních radionuklidů průběžně vzniká celá řada druhotných radionuklidů. Přírodní radionuklidy 232Th, 238U a 235U se rozpadají (alfa a později i beta rozpadem) na jádra, která jsou také radioaktivní, stejně jako jejich další a další rozpadové produkty. Říkáme, že tyto 19
radionuklidy vytvářejí radioaktivní rozpadové řady, kde jednotlivé dceřinné produkty vykazují alfa i beta radioaktivitu a excitovaná jádra emitují záření gama. V přírodě existují tři radioaktivní rozpadové řady: rozpadová řada thoria
232
Th, rozpadová řada
uranu 238U a rozpadová řada uranu 235U (PÖSCHL, 2007). Uran je v zemské kůře zastoupen v průměrné hmotnostní koncentraci 2 - 3 ppm U (27 –37 Bq.kg-1). V přírodní směsi radioaktivních izotopů uranu jsou zastoupeny 238U (99,274 %, T1/2 = 4,51 = 109 roků), 235U (0,720 %, T1/2 = 7,02 = 108 roků) a 234U (0,06 %, T1/2 = 2,5 = 105 roků). 238U a 235
U jsou mateřskými prvky přírodních přeměnových řad, jejich koncovými stabilními produkty
jsou izotopy 206Pb a 207Pb. Uran a dceřiné produkty v přeměnových řadách jsou zdroji záření alfa, beta a gama. Uran je litofilním prvkem, v horninách se nachází ve zvýšených koncentracích v akcesorických minerálech titanitu, apatitu, zirkonu, xenotimu, monazitu a ortitu a tvoří řadu sekundárních minerálů. Uran se vyskytuje jako čtyřvalentní a šestivalentní; v šestivalentní formě je mobilní (THINOVÁ et. al., 2008).
3.2.1.1.3 Kosmogenní radionuklidy Jsou to přírodní radionuklidy, které průběžně vznikají jadernými reakcemi při průchodu vysokoenergetického kosmického záření (jeho sekundární složky) zemskou atmosférou. Patří sem především radiouhlík
14
C a tritium 3H, ve velmi malých množstvích vznikají i některé další
kosmogenní radionuklidy - např. 7,10Be, 32P, 35S, 36Cl (FRANK et. al., 1997). 3.2.1.2
Uměle vytvořené radionuklidy
Tyto radionuklidy vytvořil uměle člověk. Využívají se ve vědě, v průmyslu nebo ve zdravotnictví. V nukleární medicíně se používají radioizotopy pro diagnostiku, léčbu a výzkum. Radioaktivní chemické látky emitující záření gama nebo pozitrony, mohou poskytnout diagnostické informace o osobě vnitřní anatomii a fungování jednotlivých orgánů. V průmyslu a hornictví radionuklidy používají k detekci úniků, studování míry opotřebení, erozí a korozi kovů, analýzu širokého spektra minerálů a pohonných hmot. V biochemii a genetice pomocí molekul radionuklidů sledují chemické a fyziologické procesy probíhající v živých organismech, jako jsou replikace DNA nebo pohyb aminokyselin (CARLSSON, 2003). Mohou vznikat v nukleárních reaktorech, urychlovačích částic a radionuklidových generátorech (PÖSCHL, 2007).
20
3.2.1.2.1 Radioekologicky nejvýznamnější radionuklidy Radium Radium (226Ra, T1/2 = 1600 let) (EWERS et al., 2003). Radium patří mezi přírodní radionuklidy. Může se uvolňovat z tzv. uranových mlýnů, fosfátových dolů, ale také může vznikat z různých odpadních produktů průmyslu, zde může být koncentrace radia řádově vyšší než v průměru (RIBERA et al., 1996). Radium je nejtěžší člen z kovů alkalických zemin, což je skupina kovů, jehož lehčí členové (Ca a Mg) hrají velmi důležitou roli v růstu a výživě rostlin (SIMON a IBRAHIM, 1987). Je velmi elektropozitivní a tak snadno reaguje s mnoha látkami, většina z těchto produktů jsou nerozpustné (EWERS et al., 2003). Ve srovnání s mnoha jinými radioelementy, existuje málo informací o příjmu rádia z půdy. LINSALATA et al., 1989 uvádějí hodnoty od 0,3x 10-4 až 0,02. Radium má vysokou afinitu k pravidelné výměně živin s půdou. Podle SIMON a IBRAHIM (1987) organická hmota absorbuje asi desetkrát tolik radia jako jíl. Cesium Radioaktivní izotop 137Cs, je velmi důležitý, protože se v prostředí ukládá nejvíce ze všech izotopů také díky tomu, že má relativně dlouhý poločas rozpadu (30,17 roků). Při štěpení kromě
235
U vzniká
137
Cs dalších 12 a více izotopů Cs.
Nicméně téměř všechny jsou krátkodobé, s výjimkou dlouhotrvající
135
Cs (T1/2 = 2,3 · 106 roků). Stabilní izotop
134
Cs (T1/2 = 2,06 roků), a velmi
133
Cs slouží jako zdroj při vzniku
radioaktivního 134Cs (YOSHIDA et al., 2000). Zvláštností 137Cs je jeho vysoká biologická mobilita, způsobená tím, že se jedná o radioizotop alkalický prvek, mezi které patří biochemicky i důležitý prvek draslík. Stabilní cesium je všudypřítomné v prostředí, ze zemské kůry se uvolňuje množství přibližně 3,2 mg / kg,-1 v půdě, koncentrace se pohybují mezi 0,3 a 25 mg / kg-1 Bylo prokázáno, že často se cesium spojuje s frakcí jílového minerálu půdy. Sdružení cesia s jílovými minerály je charakterizováno vysokou selektivitou. Důležitým rysem chování izotopů Cs je jejich schopnost sorpce (fixaci) v půdní pevné fázi (SIMON et al., 2002). Akumulace 137Cs v rostlinách závisí na vlastnostech půdy a podílu jílové frakce. Mobilita Cs bývá často zaznamenávána v rašeliništích a písčitých půdách. Jak již bylo uvedeno výše, je cesium alkalický prvek, a jehož chemický analog je draslík. S nárůstem z koncentrace draslíku v půdě, je Cs akumulace rostlinami snižována. Chování cesia v půdě se vyznačuje selektivní, ireverzibilní pohltivost podle slídové jílových minerálů, jako výsledek, v průběhu času, cesium mobility výrazně klesají. Největší podíl na akumulaci 137Cs (a 90Sr) u lesních druhů mají: aktivita na povrchu půdy, 21
nepravidelné rozšíření radioaktivních částic, vlhkost půdy, sezónní změny fyziologie rostlin a jejich stáří a vlastnosti jejich orgánových soustav a tkání (NISBET a WOODMAN, 2000). Stroncium Průměrný obsah stabilní Sr v zemské kůře je 3,4 x 10-2 %. V prostředí najdeme Sr ve formě dvou radioizotopů: 90Sr, (T1/2 = 28,1 roků) a 89Sr (T1/2 = 50,5 dnů). Vzniká jadernou přeměnou při rozpadu uranu, tedy i při výbuchu atomové bomby a v jaderných reaktorech. Chemické vlastnosti stroncia jsou typické pro kovy alkalických zemin. Stroncium se považuje za vysoce mobilní a biologický element (KASHPAROV et al., 1999). Celková koncentrace v půdě se pohybuje mezi 50 a 1000 mg / kg-1. Stroncium je obvykle přítomno v povrchovém prostředí jako minerální uhličitan nebo síran. V důsledku jaderného testování zbraní se 90S dostalo do biosféry. Stroncium je jedním z nejvíce biologicky dostupných prvků. Rostliny obsahují od 0,2 % do 3 % stroncia v půdě. Převod 90S z půdy do rostlin je ovlivněn přítomností stabilního stroncia a jeho chemického analogu vápníku. Pokud se ukládá v těle, tak nahrazuje vápník v kostech. Základní mechanismus absorpce 90S půdou je iontová výměna. Stroncium se dostává do rostlin s dusíkem. Obecně je největší v půdách s nízkým obsahem vápníku a v mnoha případech s vysokým obsahem organických látek. Naměřené hodnoty se mohou lišit v závislosti na půdě a biologických vlastnostech rostlin (JOHANSON et al., 2004). 3.2.2
Radioaktivní spad
Jaderným spadem je označována kontaminace povrchu zemského umělými radionuklidy, vznikajících při jaderných reakcích, přenášených v atmosféře i na velké vzdálenosti a deponované na zemském povrchu převážně dešťovými srážkami. Radionuklidy jaderného spadu vznikají výbuchy jaderných zbraní a jsou generovány v reaktorech jaderných elektráren a v reaktorech výzkumných zařízení (IAEA, 2009). Významné radionuklidy jaderného spadu s dlouhým poločasem přeměny, které jsou měřeny pro posouzení kontaminace území, jsou 137Cs a 134Cs. Kontaminace zemského povrchu České republiky jaderným spadem je následek vzdušných testů jaderných zbraní z padesátých let a počátku šedesátých let dvacátého století (současně malý podíl kontaminace) a kontaminace území v dubnu a květnu 1986 po havárii jaderného reaktoru v Černobylu 26. 4. 1986. Mezi významné zdroje jaderného spadu emitující záření beta náleží izotop 90
Sr (T1/2 28,1 roků). Kontaminace území České republiky jaderným spadem v dubnu a květnu 1986 následkem
přechodu oblak radionuklidů přes území České republiky ve třech časových vlnách nastala v 22
kombinaci s místními dešťovými srážkami. V ovzduší o aktivitách 10 – 100 Bq/m3 byly identifikovány zejména
131
I,
132
Te,
134
Cs,
137
Cs a
103
Ru. Výsledkem je plošně nepravidelná
kontaminace ČR měřitelná dlouhodobě podle přítomnosti radionuklidů 134Cs (poločas přeměny 2,06 roků) a 137Cs (poločas přeměny 30,12 roků). Obě přehledné mapy plošné aktivity 137Cs na území ČR a též mapa Evropy dokládají nejvíce kontaminovaná území ČR s hodnotami do 100 kBq/m2, lokálně i více. Nejvíce kontaminované oblasti v roce 1986 byly Opava a Ostrava (30 – 100 kBq/m2 a více), území Jeseníků (30 – 100 kBq/m2). Pro srovnání, plošná aktivita 137Cs v širším regionu kolem jaderné elektrárny Černobyl v roce 1986 přesahovala 1480 kBq/m2 (THINOVÁ et al., 2008). Nejvýznamnější je šíření radionuklidů vzduchem a vodou (ať už povrchovou nebo podzemní). Vzduchem se radionuklidy šíří navázány na prachové částečky a vodní kapky. Na zem se pak dostávají jako radioaktivní spad vlivem gravitačních jevů nebo s deštěm. Těžší částice do 24 hodin většinou do 100 km od výbuchu dopadnou na zem (lokální spad), menší částice putují atmosférou i několik týdnů než spadnou na povrch Země (celosvětový spad). Samozřejmě záleží na řadě faktorů, jako je teplota, proudění vzduchu, aj. Pro šíření radioaktivních látek vodní cestou jsou zásadní turbulence ve vodním korytě, které jsou způsobeny různorodou strukturou koryta. Tyto turbulence zapříčiňují brzkou homogenizaci rozložení přítomných radionuklidů, které se do vody dostaly. V lesním ekosystému je největší výskyt radionuklidů v půdě. Koncentrace radionuklidů v houbách je do značné míry závislá na hloubce výskytu jejich mycel. Samozřejmě ty, jejichž mycely zasahují na rozhraní organické a minerální vrstvy, mají vyšší koncentrace radionuklidů. 3.2.3
Faktory ovlivňující transfer radionuklidů
Transfer radionuklidů v životním prostředí ovlivňují především jejich vlastnosti, tj. biologická koncentrace, vztah ke stabilním izotopům, poločas rozpadu, fyzikální vlastnosti apod. Vliv má také charakteristika prostředí, chování organismů (morfologie metabolismu, délka života, pohyb, stanoviště, výživa). Dále jsou to vlastnosti samotného ekosystému, mezi které patří: •
Fyzikální (klima, topografie, tvar)
•
Chemické (složení vzduchu, chemie půdy, obsah minerálů)
•
Biologické (schopnost příjmu ze vzduchu či z půdy)
23
3.2.3.1
Koeficient přenosu agregovaný
Koeficient přenosu agregovaný (Tag) je definován jako poměr mezi hmotnostní aktivitou v rostlině nebo plodnici (Bq/kg čerstvé váhy nebo Bq/kg sušiny) a plošnou aktivitou v půdě (Bq/m2). Pojetí úhrnných přenosových činitelů bylo vyvinuto k odstranění komplikací při stanovování koncentrace radionuklidů v půdách s několika vrstvami, což platí pro případy půdy v přírodních a polopřírodních životních prostředích. Koeficienty přenosu jsou užitečný nástroj pro rychlý, i když jen přibližný odhad příjmu radionuklidů, zejména v prvních fázích po nehodě. Avšak ve spojení s dynamickými radioekologickými modely, koeficienty transferu vykazují určité nedostatky. Obvykle vykazují časovou závislost, protože se odvolávají na celkový nános v půdě. Tato časová závislost může být výrazná pro různé druhy hub, které využívají rozdílné hloubky půdy, zejména v případě výrazné vertikální migrace radionuklidů v půdě. Pro houby byl zaznamenán široký rozsah úhrnných přenosových činitelů (STEINER et al., 2002). Koeficient transferu z půdy do hub je definován jako podíl mezi obsahem radionuklidů v plodnicích hub a v půdě (BAEZA et al., 2005). Výpočet koeficientu transferu je problémový, neboť mycelium hub tvoří hustou síť vláken horizontálně a vertikálně široce rozšířenou v půdě. Kvůli komplexní síti hyf hub v přirozených ekosystémech je lepší přenosový koeficient stanovovat laboratorně (NIMIS, 1996).
Tab. č. 2: Koeficient přenosu agregovaný pro různé druhy hub (YANKOVICH, 2009) Faktor přenosu cesia (m2.kg-1 sušiny)
Druh houby latinský název
český název
GM(1)
Min
Max
Agaricus arvensis
pečárka ovčí
5 x10-3
6 x 10-4
1 x10-2
Agaricus campestris
pečárka polní
6 x10-3
5 x 10-4
Agaricus silvatica
pečárka lesní
4 x10-3
-
-
Agrocybe aegerita
polnička topolová
1x10-1
-
-
Amanita citrina
muchomůrka citronová
-
1.4
2.3
Amanita fulva
muchomůrka oranžová
5
-
-
Amanita rubescens
muchomůrka růžovka
2 x10-1
3 x10-2
4
24
8 x 10-3
Armillaria mellea
václavka žlutoprstenná
4 x10-2
1 x 10-4
1 x 10-1
Boletinus cavipes
hřib dutonohý
-
3 x10-1
1.4
Boletus aestivalis
hřib dubový
-
9 x10-2
1 x10-1
Boletus edulis
hřib smrkový
9 x10-2
4 x 10-3
1.4
Cantharellus cibarius
liška obecná
2 x10-1
1.5 x10-1
7 x10-1
liška nálevkovitá
9 x10-1
6 x10-1
1.5
1 x10-1
2 x10-1
Cantharellus tubaeformis Collybia butyracea
penízovka máslová
hnojník obecný
5 x10-3
4 x 10-4
Cortinarius armillatus
pavučinec náramkovitý
3.8
1.2
12
Laccaria amethystea
lakovka ametystová
4.9
1.2
8.1
Lepista nuda
čirůvka fialová
1 x10-2
2.5 x10-4
1 x10-1
Paxillus involutus
čechratka podvinutá
2.1
6 x10-1
13
Rozites caperatus
sluka svraskalá
2.3
4 x10-1
8
Laccaria laccata
lakovka obecná
7
5.2
8
Coprinus comatus
1.5x10-2
3.3 Kontaminace hub v prostředí lesních ekosystémů Zejména lesy trpí neúměrně, protože mají tendenci akumulovat látky znečišťující ovzduší s vyšší účinností než ostatní vegetační typy, jako jsou louky a pastviny s nižší mírou depozice. Z hlediska připravenosti pro budoucí jaderné havárie a udržitelného hospodaření stávajících kontaminovaných lesů v Evropě a bývalém Sovětském svazu, je zřejmé, že v důsledku černobylské havárie, došlo k nedostatečnému nebo jen částečnému pochopení procesů transportu cesia v lesních ekosystémech. Incident v Černobylu dává stále nové a nové podněty k mnoha nových radioekologickým šetřením v lesích (SHAW, 2007). Radionuklidová kontaminace se stala součástí našeho prostředí ve formě spadu z jaderných zbraní, odpadu z jaderné energie vytvářejícího průmyslu a od lékařského využití radioizotopů. 25
Houby hrají významnou roli v akumulaci živin a radionuklidů v terestrických ekosystémech (DIGHTON, 2003). STEINER et al., 2002 uvádějí, že houby jsou jednou z nejdůležitějších složek lesních ekosystémů, protože určují do značné míry osud a transportní procesy radionuklidů v lese. Houby
jsou
pravděpodobně
odpovědné
za
dlouhodobé
uchovávání
radiocesia
v organickém horizontu lesních půd. Hrají klíčovou roli v mobilizaci, příjmu a translokace živin a radionuklidů. V lesních ekosystémech jsou kořeny většiny zelených rostlin kolonizovány symbiotickými houbami, které jsou mykorhizní. Mykorhizní symbióza je zásadní pro zelené rostliny (STEINER et al., 2002). Uchovávání a migrace znečišťujících radionuklidů v půdě byly mnohými studovány, protože většina z těchto radionuklidů se hromadí v horní části půdy. To vede k přímé expozici člověka zářením z povrchu půdy, absorpce radioaktivity potravin, rostlin, které mají kořen hlavně v prvních 10 až 30 centimetrech zeminy, může dojít ke změně v úrovni radionuklidů ve vodě při jejich průchodu přes vodu nebo přes půdu a pohybu drobných částic při erozi půdy, tyto částice jsou mnohem více radioaktivní než celá půda (BOROCK, 1981). Díky dlouhému poločasu rozpadu se nejvíce v lesních ekosystémech hromadí 137Cs a 134Cs spolu s dalšími prvky. Houby mohou být kontaminovány 2 hlavními cestami a to jsou přímá depozice, kdy na nadzemní části dopadá radioaktivní spad, říkáme tomu suchá depozice (na povrchu nadzemních částí houby se usazují kontaminované částice, které difůzí vstupují do houby nebo přímo ve formě par, aerosolů, pevných částic). Výsledky závisí na fyzikálních a chemických vlastnostech nuklidů (velikost, náboj). Ještě může nastat mokrá depozice, kde jsou radionuklidy vázány v mikrokapénkách a přenášeny na zemský povrch jako atmosférické srážky. V čistých a především v horských oblastech, kde negativní důsledky atmosférické depozice na přírodní prostředí jsou značné, je hlavní složkou atmosférické depozice její mokrá část. V průmyslových a městských oblastech převládá suchá část s vysokým podílem sedimentace velkých prašných částic. Zejména lesy trpí neúměrně, protože mají tendenci akumulovat látky znečišťující ovzduší s vyšší účinností než ostatní vegetační typy jako jsou louky a pastviny. Z hlediska připravenosti pro budoucí jaderné havárie a udržitelného hospodaření stávajících kontaminovaných lesů v Evropě a bývalém Sovětském svazu, je zřejmé, že v důsledku černobylské havárie došlo k nedostatečnému nebo jen částečnému pochopení procesů transportu cesia v lesním prostředí. Incident v Černobylu dává stále nové a nové podněty k mnoha novým radioekologickým šetřením v lesích.
26
3.3.1
Introdukce radionuklidů do hub
Houby jsou jednou z nejdůležitějších součástí lesních ekosystémů, protože určují do značné míry osud a transportní procesy radionuklidů v lesích. Hrají klíčovou roli v mobilizaci, čerpání a přemisťování živin a pravděpodobně významně přispívají k dlouhodobé retenci převážně radiocesia, ale i dalších prvků jako např. radiostroncia v organických horizontech lesních půd. Různé druhy hub mají v závislosti na biologických různorodostech jiné schopnosti akumulovat radionuklidy. Houby rozkládají organickou hmotu v lesním horizontu, jsou zdrojem enzymů nutných k rozkladu lesního opadu. Houby mohou přímo vázat radionuklidy a také nepřímo ovlivňují pohyb radionuklidů v lesních půdách. Hlavní vliv na příjem radiocaesia
137/134
Cs houbami má růstové medium, množství
radioaktivního spadu, půdní vlastnosti, skupiny hub dle výživy (saprofyty, paraziti, symbiotické houby) či druh houby (DUFF et al., 2008). DUFF et al. (2008) také tvrdí, že radionuklidy 137, 134 Cs se dostaly do životního prostředí především díky testování atomových zbraní v atmosféře a explozím jaderných zařízení. Houby jsou nedílnou součástí suchozemských ekosystémů, takže po havárii v Černobylské jaderné elektrárně vzrostl zájem o studium transferů radionuklidů do hub (DIGHTON et al., 2008). Mnoho studií po havárii v jaderném zařízení Černobyl stále nachází v organickém horizontu zbytky látek. Získaná data ukazují, že organický horizont je hlavní zásobárnou radiocaesia v lesním ekosystému. Různé druhy hub se liší v příjmu radionuklidů z půdy (STEINER et al., 2002). Přenos živin z půdy do plodnic hub a zelených rostlin jsou dva rozdílné procesy, které sdílí první krok, a to mobilizaci a příjem živin podhoubím. V druhém kroku jsou živiny přeneseny do hostitelské rostliny skrz symbiotické spojení nebo přemístěny do plodnice v rámci houby. Podle NIKOLOVA et al., 2000 lze podobný dvoukrokový proces očekávat i v případě radiocesia. Plodnice symbiotických hub skupiny Basidiomycetes vykazují větší schopnost akumulace radiocesia než saprofytické druhy (GUILLITTE et al., 1994). Sledované koncentrační činitele neradioaktivního cesia v houbách nejsou výrazně odlišné od cévnatých rostlin. Nicméně, v případě radioaktivního cesia z radioaktivního spadu byly pozorovány hodnoty o nejméně jeden řád vyšší. Rozdílné chování přírodního a radioaktivního cesia může pocházet z jejich nerovnováhy v ekosystému a jejich rozdílné dostupnosti (HORYNA a ŘANDA, 1988). Houby a mikrobiologická aktivita přispívají k dlouhodobému zadržování radionuklidů v organických vrstvách lesních půd. 27
Dle studií zabývajících se uvolněním radiocesia po havárii v jaderném zařízení Černobyl vyplývá, že radiocesium může být stále nalezeno v organickém horizontu lesních půd. Podle autorů FAWARIS a JOHANSON, 1995 může okolo 22 % 137Cs být v horních 5cm půdy vázáno houbovým myceliem v jehličnatém lese. Koncentrace radiocesia v různých nadzemních částech hub se může lišit, ale bylo zjištěno, že hmotnostní aktivity 137Cs u druhu klouzek strakoš (Suillus variegatus) byly stejné v plodnicích i částech hub (NIKOLOVA et al., 1997). Biomasa z plodnic zahrnuje malé procento z celkové biomasy hub, ale předpokládá se, že radiocesium je uloženo převážně v podzemní biomase hub (OLSEN, 1994). Podle NIKOLOVA et al. (1997) nadzemní biomasa hub může akumulovat 0,01 – 0,1 % celkového cesia v různých letech. Těla hub jsou charakteristická prvkovým složením, což je vysoká koncentrace 137Cs, Cs, Rb a nízká koncentrace Ca a Sr oproti zeleným rostlinám. Příjem radiocesia houbami a jejich kapacita k zadržení u mycelia Basidiomycetes byl zjišťován. Z laboratorních experimentů vyplývá, že rychlost v toku radiocesia se liší faktorem 4 mezi 24 studovanými druhy. Ztráta radiocesia byla pomalejší než originální rychlost příjmu radiocesia. Koncentrace radiocesia v plodnicích 14 různých druhů hub byla v horizontu využívaného myceliem. Výsledkem bylo potvrzení, že transport radiocesia z půdy do plodnic byl průměrně významně vyšší u symbiotických hub než u saprofytických ( KAMMERER et al., 1998). Koncentrace aktivity 137Cs a 134C jsou ovlivněny několika faktory – druhem houby, kontaminací půdy, časem, který uplynul od havárie, hloubkou, ze které podhoubí čerpá živiny a vlhkostí půdy (KALAČ, 2001). Největší podíl na akumulaci
137
Cs (a 90Sr) u lesních druhů mají: aktivita na povrchu půdy,
nepravidelné rozšíření radioaktivních částic, vlhkost půdy, sezónní změny fyziologie rostlin a jejich stáří a vlastnosti jejich orgánových soustav a tkání. Koncentrace radionuklidů v houbách je do značné míry závislá na hloubce výskytu jejich mycel. Samozřejmě ty, jejichž mycely zasahují na rozhraní organické a minerální vrstvy, mají vyšší koncentrace radionuklidů. Skrz rostliny a houby se pak radionuklidy dostávají v rámci potravního řetězce do těl zvířat. Nejvyšší koncentrace se nachází v mase divokých prasat, která zůstala na stejné úrovni od doby Černobylské havárie (IAEA, 2009).
28
3.3.1.1
Naměřené hodnoty koncentrace 137Cs a 134Cs
Příjem radiocesia stopkovýtrusnými houbami se dal pozorovat už v roce 1960. Tehdy studie prokázala, že na písčitých půdách ovlivněných kyselým opadem z jehličnatých stromů byla prokázána vyšší hladina 137Cs než u půd v listnatých lesích. Houby, které rostou na organických půdách budou mít pravděpodobně vyšší úrovně kontaminace Cs než ty, které rostou v minerálních půdách (KAMMERER et al., 1994). Stejný autor, také pozoroval vyšší průměrnou koncentraci 137
Cs v houbách, které jsou symbiotické na rozdíl od saprofytických nebo parazitických. Hodnoty
pro 137Cs v těchto skupinách byly největší u saprofytických druhů. Nejvyšší průměrná koncentrace 137
Cs bylo pro ty houby, které obývaly povrch půdy ve vrstvě 0 - 5 cm. Hloubka a půdní horizont
mohou mít vliv na poměr
137
Cs a
134
Cs v houbách, protože
134
Cs má kratší poločas rozpadu a
neproniká až tolik do hloubky půd jako 137Cs, takže 134Cs pochází často z novějších zdrojů znečištění (VINICHUK a JOHANSON, 2003). Úrovně koncentrace jsou většinou nižší v podzemní části houbového mycelia než v nadzemních plodnicích. Většina vědců uvádí jako faktory, které ovlivňují nasávání těchto radionuklidů do hub množství srážek, půdu a půdní pH, růstový substrát, klima, dobu odběru aj. V Tab. č. 3 jsou uvedeny naměřené údaje o kontaminaci saprofytických hub a v Tab. č. 4 je totéž jen se to týká hub symbiotických. Vzorky pochází z Evropy, Japonska a Severní Ameriky. České názvy jsou ověřeny z odborného názvosloví na internetu biolib.cz. Schopnost hub izolovat radioaktivní prvky v plodnicích a míra jejich absorpce je pro různé druhy hub rozdílná. Dobrým příkladem na ilustraci těchto dat je nejvíce zkoumané
137
Cs. Neexistuje
důvod, proč by houby měly rozlišovat mezi stabilními a radioaktivními izotopy prvků při absorbování podhoubím a ukládání do dužiny houby, ale rozdíl je v jejich dostupnosti v oblasti, kde se podhoubí nachází. Obsah stabilního Cs v houbách se liší v různých morfologických částech, v kloboučcích je Cs asi dvakrát hojnější než ve třeni. Byly zaznamenány i velké zeměpisné (územní) rozdíly v obsahu Cs v houbách (FALANDYSZ a BOROVIČKA, 2013). Z údajů v tabulkách vyplývá, že saprofytické druhy hub mají obvykle nižší úrovně kontaminace než symbiotické druhy hub až na pár výjimek. Nejvýraznější akumulátoři radionuklidů jsou symbiotické druhy hřibů (Xerocomus sp.), které mají největší schopnost vstřebávat nejen radionuklidy, ale i těžké kovy apod. Další velcí akumulátoři jsou různé druhy muchomůrek např. Muchomůrka červená (Amanita muscaria), ale většina je jedovatá a nejedlá, takže je menší pravděpodobnost kontaminace člověka, ale bohužel se nuklidy hromadí v lesní zvěři, kterou už lidé
29
konzumují. Dále můžeme zmínit lišku obecnou (Cantharellus cibarius), která má průměrné hodnoty kontaminace kromě druhu lišky nažloutlé (Cantharellus lutescens).
Tab. č. 3: Naměřené údaje u saprofytických hub (DUFF a RAMSEY, 2008) Latinský Cs
název
Český název
Místo sběru
Agrocybe 137
erebia
Akita polnička lysá
(Japonsko)
Agrocybe 134
erebia
Akita polnička lysá
137
inquinans
klihatka černá
Lycoperdone
pýchavka
excipuliforme Clitocybe
137
137
Dollar
1987,
(Anglie)
1990
nálevkovitá
Clitocybe
strmělka
gibba
nálevkovitá
gibba
137
137
Itálie
1520 Bq.kg-1 neuvedeno 97 Bq.kg-1
neuvedeno
390 Bq.kg-1 neuvedeno
1987, 1990
1986
271,6 Bq.kg-1
neuvedeno
12,030 až
0,300 až -1
24,532 Bq.kg
0,613
1427 až 3303 Itálie
1986
Bq.kg-1
neuvedeno
5581 až
strmělka nálevkovitá
Galerina 137
(Anglie)
Tag
1987,
Strmělka
gibba
Clitocybe 134
palicovitá
1990
1990
Prescot
Cs hladina
1987,
(Japonsko)
Bulgaria 137
Rok
Itálie
1986
Harlech
1987, 1990
0,465 až -1
11,331 Bq.kg
0,567
31,9 až 261,6 Bq.kg-1
mutabilis
opěnka měnlivá
(Anglie)
neuvedeno
Hypholoma
třepenitka
Lady Wood
fasciculare
svazčitá
(Anglie)
Hypholoma
třepenitka
Lady Wood
fasciculare
svazčitá
(Anglie)
1996
bedla zardělá
Itálie
1986
1008 Bq.kg-1
bedla zardělá
Itálie
1986
368 Bq.kg-1 neuvedeno
2317 až 2622 1996
Bq.kg-1
0,09 až 0,1
140 až 3064
0,0054 až
Bq.kg-1
0,12
Lepiota 137
naucina
0,101
Lepiota 134
naucina Lepiota
137
procera
221 až 547 bedla vysoká
Itálie 30
1986
Bq.kg-1
0,022 až 0,055
Tochigi 137
Lepista nuda
čiruvka fialová
(Japonsko)
1990
1990 Bq.kg-1 neuvedeno
1990
13,1 Bq.kg-1 neuvedeno
Tochigi 134
Lepista nuda
čirůvka fialová
(Japonsko)
Lycoperdon 137
perlatum
300 až 310 pýchavka obecná
Slovinsko
Bq.kg-1
1986
Lycoperdon 134
137
134
137
134
130 až 140
perlatum
pýchavka obecná
Slovinsko
Naematoloma
Třepenitka
Akita
sublateritium
cihlová
Naematoloma
Třepenitka
sublateritium
cihlová
Pholiota
šupinovka
nameko
nameko
Pholiota
šupinovka
nameko
nameko
serotinus
serotinus
Bq.kg-1
1990
Bq.kg-1
1990
Akita
neuvedeno
50 až 288
(Japonsko)
Bq.kg-1
1990
Akita
neuvedeno
méně než 6
(Japonsko)
Bq.kg-1
1990
Nágano
neuvedeno
více než 462
(Japonsko)
Bq.kg-1
1990
Nagáno pařezník pozdní
neuvedeno
méně než 6
(Japonsko)
pařezník pozdní
neuvedeno
vice než 151
Akita
Panellus 134
Bq.kg-1
1986
(Japonsko)
Panellus 137
neuvedeno
neuvedeno
méně než 7
(Japonsko)
Bq.kg-1
1990
neuvedeno
Tab. č. 4: Naměřené údaje symbiotických hub (DUFF a RAMSEY, 2008) Naměřená Cs
Latinský název
137 Amanita muscaria
Český název
Místo sběru
rok
muchomůrka
Munˇovero
1987,
červená muchomůrka
137 Amanita muscaria
červená muchomůrka
137 Amanita muscaria
137
červená
Amanita
muchomůrka
ponderosa
těžká
s Španělsko Žitomir (Ukrajina) Štýrsko
hladina Cs
1990
5 Bq.kg-1
1996 –
8700 –
1998
13,400 Bq.kg-1
Tag nebo Tf
neuvedeno
TF: 1,0
1987 –
1 – 250
TF: 0 –
(Rakousko)
1989
-1
0,25
Aracena
1987,
(Španělsko)
1990
5 Bq.kg-1
neuvedeno
31
Bq.kg fw
Jižní
137 Amanita porphyria
muchomůrka
Bavorsko
1987,
0,42 – 2,52
porfýrová
(Německo)
1990
Bq.kg-1
muchomůrka 133 Amanita rubescens Amanita 137
rubescens
růžovka muchomůrka růžovka
Boletus 137
subtomentosus
hřib plstnatý
Boletus 137
subtomentosus
hřib plstnatý
Boletus (or X,) 137
badius
hřib hnědý
Boletus (or X,) 137
badius
Česká
1990,
republika
2000
Štýrsko
1987
(Rakousko)
– 1989
Štýrsko
1987
2001 – 4000 Bq.kg-1 fw
TF: 0 – 0,25
Žitomir
1996
20,500 –
(Ukrajina)
– 1998 117,200 Bq.kg-1
Západní
1133 Bq.kg-1
(Rakousko)
fw
1987 8001 – 16,000 – 1989
0,25
-1
Bq.kg fw
1966
TF: 0 –
501 – 1000
– 1989
Štýrsko hřib hnědý
nad 1 mg/kg neuvedeno
(Rakousko)
Německo
neuvedeno
Bq.kg-1 fw
TF: 3,1
neuvedeno TF: 1,01 – 2,0
Jižní Bavorsko
Boletus (or X,) 137
badius
hřib hnědý
(Německo)
1987 – 1990
1320 – 4365
TF: 0,7 –
-1
5,0
Bq.kg fw
Tag: 137
Boletus calopus Boletus (or X,)
137
137
chrysenteron
Boletus edulis
hřib kříst
Anglie
1996
71,0 Bq.kg-1
hřib
Štýrsko
1987 –
8001 – 16,000
1989
Bq.kg-1 fw
žlutomasý
(Rakousko)
hřib
Štýrsko
1988
smrková
(Rakousko)
– 1989
501 – 1000 Bq.kg-1 fw
0,056
TF: >4,0 TF: 0 – 0,25
Jižní Boletus (or S,) 137
variegatus
Bavorsko hřib strakoš
Cantharellus 137
cibarius Cortinarius
137
armillatus
Liška obecná
1987
(Německo)
– 1990
Štýrsko
1987
(Rakousko)
– 1989
Švédsko
1974
0,37 – 0,55
TF: 0,9 –
-1
1,1
Bq.kg fw 1001 – 2000
TF: 1,01
Bq.kg-1 fw
– 2,0
pavučinec náramkovitý
32
5185 Bq.kg-1 neuvedeno
3.4 Zhodnocení obsahu radiocesia v houbách lesních ekosystémů Vlivem antropogenních činností, ať už zkoušek atomových zbraní nebo reaktorů v jaderných zařízeních, proniká do životního prostředí mnoho nežádoucích látek a nejvýznamnější jsou radionuklidy, které kontaminují přírodní ekosystémy. Významný vliv mají nehody jaderných elektráren, v současné době bych chtěla zmínit z posledního období zejména havárie jaderných reaktorů v japonské Fukušimě (2011)a ukrajinském Černobylu (1986). Vlivem těchto událostí se velké množství umělých radioaktivních nuklidů uvolnilo do životního prostředí. Jedním z nejvíce takto dotčených biotopů byla lesní stanoviště. V těchto lesních ekosystémech se nejvíce nashromáždily radionuklidy cesia
134
Cs a hlavně
137
Cs díky jeho
nejdelšímu poločasu přeměny a výrazné mobilitě v daném prostředí. Nesmíme zapomenout na jeho významnou schopnost bioakumulace a snadný vstup do rostlin a hub a následně do potravních řetězců. Podobné chování má i biogenní prvek draslík. Druhým nejrozšířenějším radionuklidem je radiostroncium 90Sr. Umělé radionuklidy svým podílem, jako původci ionizujícího záření, zaujímají v prostředí maximálně 25 %, zatímco dominantní se 75 % jsou přírodní radionuklidy. THINOVÁ et al. (2008) tvrdí, že pro výpočty radiačních zátěží z konzumace hub lze využít data, která lze získat z laboratorního gama spektrometrického stanovení hmotnostních aktivit 137Cs v hřibu hnědém. Průměrná spotřeba hub na jednoho obyvatele za rok se v České republice se odhaduje na 0,2 kg sušených hub. Z této hodnoty můžeme vypočítat dávku odpovídající průměrné spotřebě při průměrné aktivitě 137Cs (Bq.kg-1). Roční úvazek efektivní dávky v závislosti na množství požitých sušených hub, pokud nedojde ke snížení obsahu radiocesia při zpracování před požitím uvádím v tab. 5
Tab. č. 5: Roční úvazek efektivní dávky v závislosti na množství požitých sušených hub (THINOVÁ et al., 2008) Bq/kg 100 200 500 1000 1500 2000
1 kg 1 3 7 13 20 26
0,5 kg 1 1 3 7 10 13
0,1 kg 0 0 1 1 2 3
33
3.5 Prognóza přírodního a ekologického významu hub s náhledem do budoucnosti Člověk svou činností vědomě i nevědomě navyšuje množství radionuklidů umělého neboli antropogenního původu v životním prostředí. Podstatnou měrou se na této kontaminaci podílí radiocesium
137
Cs, především původu z havárie černobylského jaderného reaktoru. V České
republice (ČR) byl po roce 1986 v návaznosti na události v Černobylu zahájen výzkum vlivů zvyšování koncentrací radioaktivních látek. V lesních ekosystémech a vlastně v celé přírodě byly zkoumány různé druhy převážně jedlých hub z důvodu sběru houbaři. Výsledky ukazují nejen poměrně vysoké přetrvávající hmotnostní aktivity 137Cs v lesních půdách, ale lokálně pak i v jedlých houbách. Často se v mediích šíří zprávy mluvící o zvýšené radioaktivitě a nebezpečí kontaminace plodů, hub a lesní zvěře. Z dostupných odborných analýz však vyplývá, že příspěvek radiační dávky z těchto potravinových zdrojů k celkové roční dávce u obyvatel je nepatrný a málo významný. V nedávné době se vyskytly informace o nebezpečné kontaminaci způsobené havárii v jaderné elektrárně Fukušima v Japonsku způsobené vlnou tsunami. Na území ČR však nebyl po této havárii v Japonsku díky velké vzdálenosti a vzdušnému proudění zaznamenán prakticky žádný radioaktivní spad, nehrozí ani žádné zvýšení radioaktivity hub. Kromě toho je třeba zdůraznit, že i v případě významného radioaktivního spadu by se radioaktivita hub zvyšovala postupně v průběhu několika let v závislosti na postupné migraci radioaktivních izotopů do hlubších vrstev půdy. Proto je důležité, aby pracovnici SÚRO (Státního ústavu radiační ochrany) dále prováděly kontrolní měření a byli připraveni zasáhnout v případě nenadálé události. Houby se vzhledem k jejich významným akumulačním schopnostem mohou nadále i do budoucna využívat jako významní bioakumulátoři radionuklidů a bioindikátoři prostředí.
34
4
ZÁVĚR
V lidské společnosti panují obavy z radiace. Lidé se obávají dalších nehod jaderných zařízení či nebezpečí neřízených výbuchů jaderných bomb. Nejvíce se bojí nebezpečí rakoviny či nebezpečí pro těhotné ženy a jejich nenarozené děti, v neposlední řadě různých mutací a vlastní smrti. Lidé se o radioaktivitu zajímají již dlouhou dobu. Kromě hub se v lesích zkoumá radioaktivita v lesních plodech a lesní zvěře. Ve své práci se zabývám právě houbami v lesních ekosystémech. Po prostudování hlavně zahraniční literatury a zpracování současných poznatků o radionuklidech v houbách lesních ekosystémů jsem vybrala nejdůležitější druhy saprofytických a symbiotických převážně jedlých hub. V přehledných tabulkách jsem porovnala naměřené hodnoty radionuklidů s hlavním zaměřením na radiocesium 137Cs. Nejzajímavějším a také nejvíce viditelným byl nejvyšší obsah tohoto druhu radionuklidu u čeledí hřibovitých a muchomůrkovitých, které patří do symbiotických hub. Muchomůrkovité houby nepředstavují takové riziko, jelikož většina jejich zástupců je nejedlá a některé jsou dokonce prudce jedovaté např. muchomůrka tygrovaná (Amanita pantherina). Mnohem větší riziko představují tedy hřibovité houby, jež se sbírají a patří mezi pochoutky a jsou vyhledávané českými houbaři. Nadlimitní zvýšení obsahu radiocesia by mohlo způsobit lidem zdravotní komplikace, avšak publikované analýzy ukazují, že aktuální radiační příspěvek z jedlých hub je u obyvatel zcela nepatrný. Přesto je důležité dále systematicky pomocí dostupných metod sledovat úroveň radioaktivity hlavně u těchto druhů hub. Díky moderním technologiím je únik radionuklidů do prostředí minimální, ale přírodním katastrofám se nedá úplně zabránit, takže stále se v životním prostředí vyskytují měřitelné hodnoty aktivit těchto kontaminantů.
35
5
SEZNAM POUŽITÉ LITERATURY
BAEZA A., GUILLÉN J., BERNEDO J. M., 2005: Soil - fungi transfer coefficients: Importace of the location of mycelium in soil and of the differential availability of radionuclides in soil fractions. Journal of environmental radioactivity, 81 (1): 89 – 106.
BALDRIAN Petr, 2009: Houby v lesní půdě a jejich ekologický význam. Časopis Živa, 192: 150 – 152.
BENDING, G. D., & READ, D. J., 1995a. The structure and function of the vegetative mycelium of ectomycorrhizal plants. V. The foraging behaviour of ectomycorrhizal mycelium and the translocation of nutrientsfrom exploited organic matter. New Phytologist, 401– 409.
BOCOCK, K. L., 1981: Radionuclides in terrestrial ecosystems; A review of their distribution and movement. Institute of Terrestrial Ecology, Cambridge, 27 s. ISBN:090428249X.
CARLSSON, J., FORRSELL ARONSSON, E., HIETALA, S. O., STIGBRAND, T., TENNVALL, J., 2003: Tumour therapy with radionuclides: assessment of progress and problems. Radiotherapy and Oncology, 66 (2), 107-117.
DIGHTON J., TUGAY T., ZHDANOVA N., 2008: Fungi and ionizing radiation from radionuclides. FEMS Microbiological Letter, 281: 109-120.
DIGHTON, J., 2003: Fungi in ecosystem processes ,Marcel Dekker, New York, 333 - 355, ISBN 08224742443
DUFF M. C., RAMSEY M. L., 2008: Accumulation of radiocaesium by muschrooms in the environment: a literature review. Journal of Environmental Radioactivity, 99: 912-932.
EWERS, L. W., HAM, G. J., WILKINS, B. T., 2003:Review of the Transfer of Naturally Occurring Radionuclides to Terrestrial Plants and Domestic Animals, NRPB-W49. Chinon. Didcot, UK, 64.
36
FALANDYSZ, J., BOROVIČKA, J., 2013: Macro and trace mineral constituents and radionuclides in mushrooms: health benefits and risks. Applied Microbiology and Biotechnology, 97 (2), 477-501. FAWARIS, B. H., JOHANSON, K. J., 1995: Fractionation of caesium (137Cs) in coniferous forest soil in central Sweden. The Science of the Total Environment, 170, 221-228.
FRANK, M., SCHWARZ, B., BAUMANN, S., KUBIK, P. W., SUTER, M., MAGNINI, A., 1997: A 200 kyr record of cosmogenic radionuclide production rate and geomagnetic field intensity from Be in globally stacked deep-sea sediments. Earth and Planetary Science Letters, 149(1), 121129.
GADGIL, R. L.,GADGIL, P. D., 1975. Suppression of litter decomposition by mycorrhizal roots of Pinus radiata. New Zealand Journal of Forest Science, 5, 35-41.
GRIFFIN, D. H., 1981. Fungal physiology: New York: Eley
HORYNA, J., ŘANDA, Z. 1988: Uptake of radiocesium and alkali metals by mushrooms. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 127, 107-120.
HŮLKA J., THOMAS J., 2007: Přehled expozice obyvatelstva přírodnímu záření. Bezpečnost jaderné energie, ročník 15 (53), ¾, 65-67. GUILLÉN J., BAEZA A., ONTALBA M.A.,MIGUÉZ M.P., 2009: 210Pb and stable lead content in fungi: It´s transfer from soil., The Science of Total Environment, 407(14), 4320 – 4326
GUILLITE O., MELIN J., WALLBERG L., 1994: Biological pathways of radionuclides originating from Chernobyl fallout in a boreal forest ecosystem. The Science of the Total Environment, 157: 207-215.
JOHANSON K.J., NIKOLOVA I.,TAYLOR A.F.S., VINICHUK M.M., 2004: Uptake of elements by fungi in the Forksmark area, Technical report TR – 04 – 26, Swedish Nuclear Fuel and Waste Management, 76 s.
37
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 muschrooms. Journal of Environmental Radioactivity, 23: 135-150.
KASHPAROV, V.A., OUGHTON, D.H., PROTSAK, V.P., ZVARISCH, S.I., PROTSAK, V.P., LEVCHUK, S.E.,1999: Kinetics of fuel particle weathering and 90Sr mobility in the Chernobyl 30 km exclusion zone, Health Physics 76, 251-259.
KAVANAGH, Kevin. Fungi: biology and applications. Hoboken, NJ: Wiley, 2005, 267 s. ISBN 0470867027.
KINCL L., KINCL M., JARKLOVÁ J., 2003: Biologie rostlin, nakladatelství Fortuna, 255 s, 183195, ISBN: 8071687367
LINSALATA, P., MORES, R.S., FORD, H., EISENBUD, M., PENNA FRANCA E., DE CASTRO M.B. LOBAO, N. SACHETT, I., CARLOS. M.,1989:An assessment of soil-to-plant concentration ratios for some natural analogues of the transuranic elements, Health Physics 56 (1), 33-46.
MARSCHNER, H., a DELL, B., 1994: Nutrient uptake in mycorrhizal symbiosis. Plant and Soil, 159, 89-102.
NIKOLOVA, I., JOHANSON, K. J., a CLEGG, S., 2000: The accumulation of 137Csin the biological compartment of forest soils. Journal of Environmental Radioactivity, 47, 319-326.
NIKOLOVA, I., JOHANSON, K. J., DAHLBERG, A., 1997: Radiocaesium in fruitbodies and mycorrhizae in ectomycorrhizal fungi. Journal of Environmental Radioactivity, 37, 115-125.
NIMIS P.L., 1996: Radiocaesium in plants of forest ecosystems. Studia Geobotanica, 15: 3-49.
NISBET, A.F., WOODMAN, R.F.M., 2000: Soil-to-plant transfer factors for radiocaesium and radiostrontium in agricultural systems. Health Physics, 78 (3), 279-288.
38
OLSEN R.A.,1994: The transfer of radiocaesium from soil to plants and fungi in seminatural ecosystems .Nordic Radioecology. s. 265 – 287. in The transfer of radionuclides through Nordic ecosystems to man. Edited by H. Dahlgaard, 62. Elsevier, Amsterdam
PÖSCHL M., NOLLET L. M. L., 2007: Radionudlide concentracion food and the environment, Taylor and Francis Group, LLC, 1 – 152, ISBN 0849335949
REISINGER A., 1994: Radiocaesium in Pilzen. Bibliotheca Mycologica, 155, 342 s.
RIBERA D., LABROT F., TISNERAT G. AND NARBONNE J. - F., 1996: Uranium in the environment: Occurrence, transfer and biological effects, Review on Environmental Contamination and Toxicology, 146, 53-89.
RÜHM, W., KAMMERER, L., HIERSCHE, L., WIRTH, E., 1997: The 137Cs/134Csratio in fungi as an indicator of the major mycelium location in forest soil. Journal of Environmental Radioactivity, 35, 129–148.
RÜHM, W., KAMMERER, L., HIERSCHE, L., WIRTH, E., STEINER, M., 1998: Estimating future radiocaesium contamination of fungi on the basis of behaviour patterns derived from past instances of contamination. Journal of Environmental Radioactivity, 39, 129–147.
SEEGER, R., 1978: Kaliumgehalt herer Pilze. Zeitschrift für Lebensmittel-Untersuchung und Forschung, 167, 23 – 31.
SHAW G., 2007: Radioactivity in the terrestrial environment, Radioactivity in the Environment, 10: 1 - 18.
SIMON, S.L., IBRAHIM, S.A., 1987: The soil/plant concentration ratio for calcium, radium, lead and polonium: Evidence for non-linearity with reference to substrate concentration, Journal of Environmental Radioactivity 5, 123-142.
SIMON, S.L., GRAHAM, J.C., TERP, S.D., 2002: Uptake of 40K and 137Cs in native plants of the Marshall Islands. Journal of Environmental Radioactivity 59, 223-243. 39
SMITH, S. E., READ D. J., 1997: Mycorrhizal symbiosis (2nd ed). London: Academic Press., 605s, ISBN 9780080537191
STEINER M., LINKOV I., YOSHYDA S., 2002: The role of fungi in the transfer and cycling of radionuclides in forest ecosystems. Journal of Environmental Radioactivity, 58 (2 – 3): 217 – 241.
THINOVÁ L., 2008: Ionizjící záření kolem nás. Sborník přednášek ČVUT v Praze a VŠCHT v Praze, 44 – 62
VINICHUK M., 2003: Radiocaesium in Fungal Compartment of Forest Ecosystems. Doctoral thesis Swedish University of Agricultural Science. Uppsala Tryck: SLU Service/Repro, ISBN 91 – 576 – 6478 – 1, 1 – 48.
VINICHUK, M., JOHANSON, K. J., 2003: Accumulation of 137Cs by fungal mycelium in forest ecosystems of Ukraine. Journal of Environmental Radioactivity ,64, 27 - 43.
YANKOVICH, T., 2009: Quantification of radionuclide transfer in terrestrial and freshwater environments for radiological assessments, Vienna: IAEA-TECDOC-1616, 473-545
YOSHIDA, S., MURAMATSU, Y., STEINER, M., BELLI, M., PASQUALE, A., RAFFERTY, B., ZHUCHENKO, T., 2000: Relationship between radiocesium and stable cesium in plants and mushrooms collected from forest ecosystems with different contamination levels. In Proceedings of the 10th International Congress of the International Radiation Protection Association (IRPA-10), Hiroshima, Japan, P-11-244.
40
