Mendelova univerzita v Brně Agronomická fakulta Ústav molekulární biologie a radiobiologie
Transfer a distribuce významných radionuklidů antropogenního původu ve vodním prostředí Bakalářská práce
Vedoucí práce: prof. RNDr. Michael Pöschl, CSc. Brno 2013
Vypracoval: Lenka Graclíková
PROHLÁŠENÍ
Prohlašuji, že jsem bakalářskou práci na téma Transfer a distribuce významných radionuklidů antropogenního původu ve vodním prostředí vypracovala samostatně a použila jen pramenů, které cituji a uvádím 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:
Tímto bych chtěla poděkovat vedoucímu práce panu prof. RNDr. Michaelu Pöschlovi, CSc. za poskytnuté rady, připomínky a poskytnuté konzultace při zpracování bakalářské práce. Zároveň bych chtěla poděkovat i rodičům, že mi umožnili studium na vysoké škole.
ABSTRAKT Tato bakalářská práce shrnuje vybrané informace o transferu a distribuci radionuklidů antropogenního původu významných z hlediska poločasu přeměny a jejich dopadu na vodní prostředí. Do tohoto prostředí se začaly šířit v globálním měřítku až v počátku lidských aktivit zabývajících se jaderným štěpením. Tento věk odstartovaly testování a výroba jaderných zbraní, následný rozvoj jaderné energetiky a s tím spojené havárie, jako byly vážné havárie jaderných reaktorů v ukrajinském Černobylu a japonském městě Fukushima. Docházelo tak k šíření radionuklidů i do vodního prostředí. Práce je tak zaměřena na možnost a způsob transferu radionuklidů vzniklých při těchto činnostech do vodního prostředí a následnou možnou kontaminaci a ovlivnění tohoto biotopu.
Klíčová slova: kontaminace, radionuklidy, transfer, vodní prostředí
ABSTRACT This thesis summarizes selected information about the transfer and distribution of anthropogenic radionuclides important in terms of half-lives and their impact on the aquatic environment. In this environment, the radionuclide polutants began to spread on a global scale until the beginning of human activities dealing with nuclear fission. This age started testing and production of nuclear weapons, the development of nuclear energy and the associated nuclear incidents, particularly by serious accidents of nuclear reactors in Ukrainian Chernobyl and in Japanese city Fukushima. There was the spread of ranionuclides into the aquatic environment. The work is so focused on the possibilities and ways of transfer of radionuclides arising from the mentioned activities or accidents to the aquatic environment and subsequent possible contamination and affection of this habitat.
Key words: contamination, radionuclides, transfer, aquatic environment
OBSAH 1 ÚVOD............................................................................................................................ 7 2 CÍL PRÁCE.................................................................................................................. 7 3 LITERÁRNÍ PŘEHLED ............................................................................................ 8 3.1 Radionuklidy........................................................................................................... 8 3.1.1 Přírodní radionuklidy....................................................................................... 8 3.1.1.1 Primární (primordiální) radionuklidy ...................................................... 8 3.1.1.2 Sekundární radionuklidy........................................................................... 9 3.1.1.3 Kosmogenní radionuklidy ......................................................................... 9 3.1.2 Umělé radionuklidy ....................................................................................... 10 3.1.3 Přehled radionuklidů ve vodním prostředí..................................................... 11 3.1.3.1 Radiostroncium 90Sr................................................................................ 11 3.1.3.2 Radiocesium 137Cs................................................................................... 12 3.1.3.3 Radiojod ( 129I a 131I) .............................................................................. 12 3.1.3.4 Plutonium................................................................................................ 13 3.2 Transfer do vodního prostředí............................................................................... 14 3.2.1 Přirozený transfer........................................................................................... 14 3.2.2 Transfer člověkem ......................................................................................... 15 2.2.2.1 Těžba....................................................................................................... 15 3.2.2.2 Nehody v jaderných zařízeních ............................................................... 16 3.3 Rozptyl látek ve vodním prostředí........................................................................ 23 3.3.1 Transport proudem......................................................................................... 24 3.3.2 Interakce mezi rozpuštěnou a pevnou fází..................................................... 25 3.3.3 Kontaminace rostlin....................................................................................... 26 3.3.4 Kontaminace živočichů.................................................................................. 26 4 DISKUSE.................................................................................................................... 28 5 ZÁVĚR ....................................................................................................................... 30 POUŽITÁ LITERATURA........................................................................................... 31 INTERNETOVÉ ZDROJE.......................................................................................... 37
1 ÚVOD Radionuklidy můžeme rozdělit do dvou skupin – přírodní a umělé. Přírodní radionuklidy se na Zemi vyskytují už od jejího vzniku a umělé radionuklidy jsou produktem zejména jaderných technologií. Během 20. století bylo vyprodukováno velké množství umělých radionuklidů. Největší pozornost se věnuje izotopu cesia
137
Cs a izotopu stroncia
90
Sr, které jsou
důsledkem jaderného štěpení a v přírodě se nacházejí desítky let. Izotop jodu
131
I
bychom v dnešní době v kontaminovaných oblastech nenašli díky jeho krátkému poločasu přeměny. S objevem technologií, došlo k rozšíření umělých radionuklidů do prostředí. Mezi hlavní zdroje kontaminace se řadí testy jaderných zbraní, nehody jaderných zařízení a vypouštění odpadních vod z jaderných elektráren i zařízení na přepracování použitého jaderného paliva. Na zemský povrch se radioaktivní materiál dostal prostřednictvím jaderného spadu. Mezi nejvážnější nehody jaderných zařízení patří havárie reaktoru v černobylské jaderné elektrárně v roce 1986 a v roce 2011 havárie japonské elektrárny Fukushima Daiichi, kterou zasáhlo zemětřesení a vlna tsunami. Distribuce radionuklidů primárně závisí na médiu, do kterého se uvolňuje. Do oceánu se dostala většina jaderného spadu. Vodní prostředí tak slouží k ukládání a vypouštění radioaktivních odpadů.
2 CÍL PRÁCE Cílem této práce je zpracovat literární přehled na zadané téma, charakterizovat možný stav kontaminace vodního prostředí antropogenními radionuklidy a posoudit jejich agroekologický význam ve vodním prostředí.
7
3 LITERÁRNÍ PŘEHLED 3.1 Radionuklidy Nuklid je skupina atomů, jejichž atomová jádra jsou shodná. Mají stejné složení, strukturu, energetický stav a stejné protonové a nukleonové číslo. Nuklidy se stejným počtem neutronů a rozdílným atomovým číslem se nazývají izobary. Nuklidy se stejným počtem neutronů v jádře nazýváme izotony a nuklidy jednoho prvku, které se liší počtem neutronů v jádře, se nazývají izotopy. Radionuklid (radioaktivní nuklid) je nuklid s nestabilním jádrem podléhající přeměně. Je tedy radioaktivní. Radionuklidy můžeme rozdělit na radionuklidy přírodní a radionuklidy umělé.
3.1.1 Přírodní radionuklidy Kromě stabilních chemických prvků se v přírodním prostředí vyskytuje velmi nízká koncentrace prvků radioaktivních. Podle původu a vzniku můžeme přírodní radionuklidy rozdělit do tří kategorií: na radionuklidy primární (primordiální), radionuklidy sekundární a radionuklidy kosmogenní.
3.1.1.1 Primární (primordiální) radionuklidy Primární radionuklidy vznikly před 4-5 biliony lety v průběhu kosmické nukleogeneze při termonukleárních reakcích v jádru hvězd za současného vzniku slunce a solárního systému. Dodnes se dochovaly už jen radionuklidy s dlouhým poločasem přeměny. Mezi nejvýznamnější primární (primordiální) radionuklidy řadíme draslík thorium
232
Th a uran
238
U a
235
U. Nejčastěji se v přírodě vyskytuje právě
40
40
K,
K, jehož
poločas přeměny je 1,277.109 let. Vzhledem k vysokému obsahu draslíku v přírodních sférách a vysoké energii emitovaných fotonů γ a β částic je radioaktivita významnou složkou přírodní radioaktivity zemské kůry a vod v oceánech.
40
232
K
Th,
transmutující v tzv. thoriové přeměnové řady, má poločas přeměny 1,39.1010 let.
8
Významnými primárními radionuklidy jsou také izotopy uranu –
238
U (T1/2 = 4,468.109
roků) a 235U (T1/2 = 7,038.108 roků).
3.1.1.2 Sekundární radionuklidy Přeměnou primárních radionuklidů, zejména
232
Th,
238
U a
235
U, vzniká celá řada
(thoriová, uranová, aktiniová) radionuklidů sekundárních. Tyto řady jsou si velmi podobné, protože jsou převážně tvořeny stejnými prvky a jsou zakončeny izotopy stabilního olova.
3.1.1.3 Kosmogenní radionuklidy Kosmogenní radionuklidy jsou produkty kosmického záření v atmosféře. Vznikají nukleárními reakcemi s prvky zemské atmosféry za vysoce energetického záření. Většina těchto radionuklidů nemá při vstupu do potravních řetězců velký význam, zato jejich přítomnost v atmosféře je kolem jednoho roku. Mezi kosmogenní radionuklidy řadíme radiouhlík 14C, tritium 3H a v malé míře beryllium 7Be. Radiouhlík a tritium jsou uvolňovány do prostředí, kam byly vypuštěny člověkem z jaderných zařízení v době testování jaderných zbraní. Účinkem neutronů vzniká radiouhlík, který kontaminuje biosféru. V atmosféře se oxiduje na 14CO2, pomocí fotosyntézy se dostává do rostlin a pozřením rostlin živočichy i do jejich těl, což je důsledkem toho, že je přítomen ve všech živých organismech. Působením kosmického záření vzniká v atmosféře méně významné tritium s poločasem přeměny 12,3 roků. Tritium se v atmosféře oxiduje na tzv. těžkou vodu (1H3HO), nebo se tvoří ve vodou chlazených a moderovaných reaktorech z bóru. Významné jsou izotopy berylia kvůli jejich toxicitě.
10
Be vzniká pouze bezvýznamné množství a 7Be
s poločasem přeměny 53 dnů bychom našli v potravinách (Lal, 2003), Radionuklidy, které se vyskytují v ovzduší, jsou zdrojem vnějšího i vnitřního ozáření člověka (Carny, 2007).
9
3.1.2 Umělé radionuklidy K velkému zlomu došlo až ve 20. století, kdy bylo vyprodukováno velké množství umělých radionuklidů. Tyto radionuklidy jsou výsledkem jaderného štěpení při testování jaderných zbraní, což vedlo ke kontaminaci a rozptylu radioaktivních látek. Během 2. světové války začalo Spojené království s vývojem první jaderné zbraně. Pod hrozbou nacistické invaze byla zbraň přesunuta do Spojených států Amerických (USA), kde byla přijata americkým sborem inženýrů a ve známost vešla jako Manhattan Project. Masivní výroba jaderných zbraní, stejně jako využití jaderné energie pro výrobu elektřiny, vyprodukovaly řadu nežádoucích radionuklidů v různých formách odpadů, což vedlo ke kontaminaci životního prostředí po celém světě. Hlavními zdroji radioaktivního odpadu a znečištění jsou výroba elektrické energie a jaderných zbraní, testy jaderných zbraní a jaderné havárie. V USA byl k roku 1997 celkový objem všech radioaktivních odpadů 5,5 milionů m3 s radioaktivitou zhruba 1,2.109 TBq (Ahearne, 1997). Kromě toho bylo kontaminováno 30-80 milionů m3 půdy a 1,8 tisíc až 4,7 miliardy m3 vody. Přes 70 milionů m3 zeminy a nejméně 1800 milionů m3 vody bylo kontaminováno výpustěmi ze zařízení amerického ministerstva energetiky (DOE), které byly použity pro produkci zbraní (Ewing, 2004). Pro velké plochy kontaminované půdy a vody z nízkoaktivních a středně aktivních odpadů představují tyto odpady jen několik málo procent z celkové radioaktivity. Většina radioaktivity pochází z vysoce aktivního odpadu a použitého jaderného paliva. Rozvoj a šíření atomových zbraní, především z USA a bývalého Sovětského svazu, vyústilo v globální kontaminaci prostředí. Atmosférické zkoušky zbraní, prováděné vládami obou zemí, byly hlavním zdrojem kontaminace. Nejvíce ovlivněnou části byla pravděpodobně řeka Ob, která se nachází v sibiřské části bývalého Sovětského svazu. Vlévá se do Severního ledového oceánu a využívá se k chlazení jaderných zařízení bývalého Sovětského svazu. Případy vážného znečištění životního prostředí výrobním zařízením bývalého Sovětského svazu jsou dobře zdokumentovány (Aarkrog a kol., 1993; Donnay a kol., 1995; Bradley a kol., 1996). Celková výše radioaktivity vypuštěná do řeky Ob, se odhaduje na 4,63.1019 Bq a radioaktivita skladových zásob v Mayak a Tomsk-7 je téměř dvojnásobná (Bradley a kol., 1996). Zvláště významné jsou dlouhověké a zároveň vysoce toxické radionuklidy jako
10
239
Pu s poločasem přeměny
2,41.104 let,
240
Pu s poločasem přeměny 6,56.103 let a
241
Pu s poločasem přeměny
6
2,14.10 let. Velké množství radioaktivního odpadu a kontaminace životního prostředí vychází z jaderného zbrojního programu v bývalém Sovětském svazu. V roce 1948 se ve výrobním družstvu Mayak vyrábělo plutonium pro nukleární zbraně (Christensen a kol., 1997; Balonov a kol., 2006). Závod Mayak se nachází v oblasti Čeljabinsk v jižním Uralu na východě Ruska. V této oblasti byly uloženy nádrže využívané pro skladování jaderného odpadu (Solodov a kol., 1998), z nichž pak byl v letech 1949 – 1956 odpad přímo vypouštěn do řeky Techa (Balonov a kol., 2007).
3.1.3 Přehled radionuklidů ve vodním prostředí
3.1.3.1 Radiostroncium 90Sr Stroncium je šedobílý, lesklý a poměrně měkký kov, který se na vzduchu rychle pokrývá žlutou vrstvou oxidu strontnatého. Může být také v práškové formě, ve které je pyroforní. Tvoří tři krystalografické modifikace – jedná se o krychlové α-Sr, které při teplotě 233°C přechází na šesterečné β-Sr a při teplotě nad 540°C může existovat v krychlové modifikaci jako γ-Sr. Je to reaktivní prvek, který se přímo slučuje s řadou ostatních prvků. Ve sloučeninách vystupuje jako dvojmocný kationt Sr2+ a za zvláštních podmínek v nich může existovat i v oxidačním stupni -II jako stroncidový anion. Stroncidy jsou nestabilní sloučeniny, které působí jako silná redukční činidla. Stroncium je tvořeno celkem 28 izotopy s hmotnostními čísly 75 až 102. Čtyři z nich (84Sr,
86
Sr,
87
Sr a 88Sr) jsou stabilní a jsou součástí přírodního stroncia, které není
radioaktivní. Jako volné se stroncium v přírodě nenachází, ale jeho obsah v zemské kůře je 0,037 % (Jursík, 2002). 90
Sr je radioaktivní izotop stroncia vyrobený jaderným štěpením. Jeho poločas
přeměny je 27,7 let. Ve značném množství je přítomno v použitém jaderném palivu, radioaktivních odpadech z jaderných reaktorů a v jaderném spadu z jaderných zkoušek, kde tvoří velmi nebezpečnou složku (Šáro, 1985). 90
Sr prochází β-přeměnou, kterou je transformován na izotop yttria
90
90
Y.
Sr vykazuje biochemické chování podobné vápníku. Při požití kontaminovaných
11
potravin nebo vody se asi 70-80 % dávky dostane do těla organismů, 1 % zůstane v krvi a měkkých tkáních a zbývající procenta 90Sr jsou uložena v kostech a kostní dřeni. Jeho dlouhodobá přítomnost v kostech může vést až k rakovině kostí, okolních tkání a leukémii. Biologický poločas přeměny 90Sr u člověka je různý, v průměru je to zhruba 18 let. Využívá se v medicíně jako zdroj radioaktivity pro povrchovou terapii některých druhů rakoviny. Řízené množství
90
Sr a
89
Sr je možné využít na léčbu rakoviny kostí
(www 1, 2013).
3.1.3.2 Radiocesium 137Cs 137
Cs je radioaktivní izotop cesia, který je jedním z obyčejných štěpných produktů
jaderného štěpení
235
U, nebo dalším z štěpných izotopů v jaderných reaktorech
a jaderných zbraních. Poločas přeměny (30 let) je velmi blízký poločasu přeměny u 90Sr (Šáro, 1985). Soli cesia jsou rozpustné ve vodě. Můžeme ho nalézt v některých měřidlech vlhkosti a hustoty, průtokoměrech a souvisejících senzorech. Reaguje s vodou a vytváří tak ve vodě rozpustné sloučeniny a jeho biologické chování je podobné jako u draslíku a rubidia. Pokud se dostane do těla, víceméně se tam rovnoměrně distribuuje. Vyšší koncentraci cesia bychom mohli pozorovat ve svalových tkáních a nižší v kostech.
137
Cs se využívá v nukleární medicíně a lékařské terapii pro
léčbu rakoviny. Je to nejběžnější radioizotop využívaný v průmyslu, a to v malém množství ke kalibraci zdrojů záření, jako gama zářič pro měření hustoty ropných polí nebo jako kalibr pro měření proudění tekutin a tloušťky materiálů (www 2, 2012).
3.1.3.3 Radiojod ( 129I a 131I) Jod (chemická značka I) je nekovový pevný prvek. Z něj vychází oba radioaktivní izotopy jodu, a to
129
I (T1/2 = 1,6.107 let) a
131
I (T1/2 = 8 dnů). Radioaktivní izotop
131
I
objevil v roce 1930 Glenn T. Seaborg a John Livingood na univerzitě v Berkeley. Oba radioaktivní izotopy jodu jsou vyráběny štěpením atomů uranu při provozu jaderných reaktorů a štěpením plutonia při detonaci nukleárních zbraní. 129I a 131I tvoří v jaderných zařízeních a čistírnách odpadních vod sloučeniny se směsí znečišťujících látek. Radiojod patří mezi často používané radionuklidy, zejména ve zdravotnictví. Jelikož má
131
I krátký poločas přeměny, je používán v nukleární medicíně. Jeho
12
tendencí je shromažďovat se ve štítné žláze, což je vhodné pro diagnostiku a léčbu problémů se štítnou žlázou. Dlouhodobé expozice tohoto izotopu mohou však vést až k rakovině štítné žlázy.
129
I má malé praktické využití, ale může být použit ke kontrole
některých radioaktivních čítačů ve zkušebních laboratořích. Radiojod se za vhodných podmínek může rychle rozptýlit ve vzduchu a vodě a může být vdechnut ve formě plynu nebo požitím jídla či vody. Jelikož jsou oba izotopy ve vodě rozpuštěny, pohybují se snadno z atmosféry na člověka a další živé organismy. Lidé jsou vystaveni působení a
131
129
I od začátku testování jaderných zbraní,
I, které je součástí emisí jaderných elektráren. Některá průmyslová zařízení
produkují radioaktivní jod do životního prostředí, stejně jako lékařské instituce (www 3, 2012).
3.1.3.4 Plutonium Plutonium (chemická značka Pu) je stříbřitě šedý kov. Za normálních podmínek je pevný a na vzduchu žloutne. Je to radioaktivní kov s atomovým číslem 94. Jedná se o umělý prvek, i když vědci našli stopové množství přirozeně se vyskytujícího plutonia. Nejčastějšími radioizotopy plutonia jsou s poločasem přeměny 24 let a
238
Pu s poločasem přeměny 87,7 let,
240
239
Pu
3
Pu s poločasem přeměny 6,5.10 let. Plutonium vzniká
z uranu v jaderných reaktorech. Pokud k
238
U přidáme neutron, spustíme reakci,
při které se 238U přemění na 239U a v konečné fázi vznikne 239Pu. 238 239
U + 1n → 239U →239Np → 239Pu
Pu se používá k výrobě jaderných zbraní. Bylo použito v bombě, která byla
v roce 1945 svržena na Nagasaki v Japonsku. Plutonium se v bombě štěpí, což je výsledkem destruktivního potenciálu.
238
Pu není vhodné pro výrobu jaderných zbraní,
nicméně při své přeměně produkuje teplo. Plutonium bylo rozptýleno po celém světě od atmosférických zkoušek jaderných zbraní, které byly prováděny v průběhu roku 1950 a 1960 (www 4, 2012).
13
3.2 Transfer do vodního prostředí Vodní hospodářství, které je kontaminovatelné nebo cíleně využívané k zřeďování některých radionuklidů, souvisí s provozem jaderných elektráren a dalších zařízení v jaderném palivo-energetickém cyklu. Tím se do vodních systémů, ať už přímo či nepřímo, dostalo velké množství umělých radioaktivních prvků.
3.2.1 Přirozený transfer Radionuklidy rozptýlené v prostředí mohou být uloženy přímo na vodní hladinu, nebo do říčních povodí, která jsou dlouhodobým zdrojem radionuklidů pro vodní ekosystémy. Ve vodě mohou být radionuklidy absorbovány pevnými částicemi. Ty se usazují na dně jezer nebo řek. Radionuklidy rozptýlené ve vodě mohou být také vázány na sedimenty a s postupem času se dostávají do jejich hlubších vrstev. Vymývání radionuklidů z povodí je označováno jako sekundární kontaminace ekosystémů. Vymýváním dochází k odstraňování kontaminantů z půdního povrchu. Můžeme ho tak rozdělit na dvě složky: vymývání kapalinou (radionuklid je unášen vodou) a pevné vymývání (radionuklid je transportován ve formě jemnozrnných částic). Pokud je intenzivní během několika týdnů po uložení, jedná se o fázi krátkodobého vymývání. Naopak, pokud je aktivní po několik let až desetiletí, jedná se o dlouhodobé vymývání (IAEA, 2009). Doba
expozice
radionuklidů
v tocích
je
ovlivněna
jejich
interakcí
se
sedimentačními procesy v sedimentačních oblastech vodního systému. Sorpce (společný název pro absorpci, adsorpci a chemisorpci) radioaktivity přírodních částic je výsledkem několika procesů, které zahrnují nejen procesy rychlé, ale i pomalé. Pro sorpci některých radionuklidů ve vodních systémech je důležitá biologická aktivita (IAEA, 2010).
14
3.2.2 Transfer člověkem Člověk je činitelem, který svou činností přispívá k vypouštění škodlivých a nebezpečných látek do přírody.
2.2.2.1 Těžba Zásoby uranu, stejně jako zásoby uhlí, ropy a zemního plynu, jsou vyčerpatelné. Mírně obohacený uran slouží jako palivo jaderných elektráren a je umístěn v aktivní zóně reaktoru. Zde je zhruba po dobu 4 až 5 let. Požadavky na množství vytěžené uranové rudy se stále zvyšují. Ve východní Asii se předpokládá nárůst o 150 – 210 % oproti současné kapacitě. V evropských zemích, které nejsou členy EU (Evropská unie), se očekává nárůst o 75 – 170 %. Naopak v Severní Americe a západní Evropě by mohlo dojít, z důvodu postupného odstavení jaderných elektráren, ke snížení nebo mírnému zvýšení kapacity. V letech 2001 – 2011 se na těžbě uranové rudy nejvíce podíleli Kazachstán, Austrálie a Kanada.
Tabulka 1: Množství vytěžené uranové rudy za rok (www 9, 2012)
Světová produkce uranové rudy se mezi lety 2001 – 2011 zvýšila o 70 %. Z toho vyplývá, že množství vytěžené rudy nestačí na pokrytí potřeb provozovaných reaktorů v současné době. Je to dáno také tím, že spotřeba převyšuje produkci o 1/6. Jednou z možností je těžba uranové rudy z nalezišť, která jsou v současnosti z finančního hlediska nevýhodná a zásoby v nich jsou považovány za netěžitelné. Největšími vlastníky zásob uranové rudy jsou státy, které doposud nemají jaderné elektrárny v energetickém mixu (Netopilová a kol., 2010).
15
3.2.2.2 Nehody v jaderných zařízeních V minulosti došlo v jaderné energetice k několika nehodám či haváriím, z nichž některé byly katastrofální pro životní prostředí. K nejvýznamnějším patří černobylská havárie (1986) a havárie v jaderné elektrárně Fukushima Daiichi (2011). Obě tyto havárie dosáhly na Mezinárodní stupnici pro hodnocení jaderných událostí, která je známá jako INES (International Nuclear Event Scale), 7. stupně. Stupnici INES zavedla v roce 1991 Mezinárodní agentura pro atomovou energii (MAAE), aby mohly být hodnoceny odlišnosti od normálního provozu jaderných elektráren.
Obrázek 1: Mezinárodní stupnice pro hodnocení jaderných událostí (www 5, 2012)
Černobyl Jaderná elektrárna Černobyl (ČAES) se nachází asi 3 km od města Pripjať a 15 km od města Černobyl. Sestávala ze 4 vodou chlazených grafitových varných reaktorů RBMK 1000. Při havárii byl zničen čtvrtý blok jaderné elektrárny. Obsluha reaktoru se dopustila hrubého zásahu do systému ochran reaktoru. Důležitou roli sehrála i nestabilní konstrukce aktivní části reaktoru. Podle stupnice INES byla tato havárie označena stupněm 7 (Netopilová a kol., 2010).
16
Obrázek 2: Poloha Černobylu (www 6, 2005)
Dne 25. dubna 1986 měl být čtvrtý reaktor vyřazen z provozu pro běžnou údržbu. Cílem bylo zjistit, zda je elektrický generátor schopen při zpomalení turbíny zásobovat čerpadla havarijního chlazení, a to než naskočí nouzové napájení (OECD, 1996). Podle schváleného schématu měl být výkon reaktoru snížen na 25 – 30 % (700 – 1000 MW). Obsluha ale vyřadila bezpečnostní automatiku, která zabraňovala nastavení nízkých hodnot a snížila výkon na 200 MW. Tento krok vedl k tomu, že začal prudce stoupat výkon. V důsledku prudkého nárůstu páry se tepelný výkon zvýšil 100násobně, tzn. 20 000 MW. Následovala parní exploze, která zapříčinila nasátí vzduchu do reaktoru. Druhá exploze, způsobená vodíkem vzniklým rozkladem vody na rozžhavených plochách, vedla k rozpadu aktivní zóny. Do vzduchu se tak dostalo až 5 tun radioaktivních látek, zejména 137Cs a 131I (Netopilová a kol., 2010). Dne 26. dubna 1986 došlo k samotné havárii. Radioaktivní mrak se v důsledku nepříznivých podmínek šířil po celé severní polokouli ke Skandinávii a poté zpět na Ukrajinu. Změnou směru větru byl mrak unášen k Polsku, bývalému Československu až do Alp, které mrak odrazily (OECD, 1996).
17
Na likvidaci požáru se podíleli pracovníci elektrárny a hasiči, kteří stejně jako dalších 31 osob, podlehli následkům havárie. Během tří měsíců zahynulo na následky ozáření 28 osob, další 2 osoby zahynuly při explozi, 1 osoba zemřela na srdeční infarkt a zbytek osob byli pracovníci elektrárny a hasiči, kteří se podíleli na likvidaci požáru. U 237 osob bylo podezření na akutní nemoc z ozáření, ale diagnóza byla potvrzena jen asi u 134 osob (Hála, 1998). Povrchové vodní systémy byly kontaminovány radioaktivitou z Černobylu v oblastech elektrárny a jiných částech Evropy. Počáteční kontaminace byla zaznamenána krátce po nehodě a byla způsobena přímým usazováním radionuklidů na hladině jezer a řek. Převažovaly zde radionuklidy s krátkým poločasem přeměny (zejména
131
I). Tyto ekosystémy byly kontaminovány nejen spadem ze vzduchu
a vypouštěním odpadních vod, ale také vymýváním z povodí. V několika týdnech po havárii vyplývaly největší obavy z koncentrace radioaktivity v pitné vodě z kyjevské nádrže. V průběhu týdnů po spadu vlivem rozpadu, zředění a absorpce radionuklidů v záchytných půdách kontaminace vody klesala. Naplavené sedimenty jsou tedy významnou dlouhodobou jímkou radioaktivity. Vzhledem k vzdálenosti Černého a Baltského moře od Černobylu a stupně naředění byly koncentrace aktivity v mořské vodě mnohem nižší než ve vodě sladké (IAEA, 2006). Radionuklidy, které kontaminovaly velké vodní útvary, byly rychle distribuovány a měly tendenci se hromadit v dnových sedimentech, bentosu, vodních rostlinách a rybách. Během několika dnů po havárii byla maximální koncentrace v ústí řeky Pripjať 3000 Bq.l-1. V měsíci květen a červen obsah radionuklidů v povrchových vodách výrazně poklesl a v červenci činil v řece Dněpr 4-7 Bq.l-1. Při jarní bouřce a následných povodních se kontaminace řek zvýšila čtyřikrát (IAEA, 2001).
Fukushima Jaderná elektrárna Fukushima I, provozovaná společností Power Tokyo Energy (TEPCO), se nachází v prefektuře Fukushima na východním pobřeží Japonska. Tvořilo ji šest varných reaktorů BWR a díky vysokému výkonu se řadila mezi dvacet nejvýkonnějších elektráren na světě. Dne 11. března 2011 ji zasáhlo zemětřesení a tsunami, během kterého došlo k vážné havárii. Vlna tsunami a následné výbuchy způsobily poškození čtyř bloků elektrárny Fukushima Daiichi. Do ovzduší se tak
18
dostalo značné množství radioaktivních látek, které zasáhly pouze bezprostřední okolí elektrárny (www 7, 2011). V době nehody byly v provozu jen tři reaktory a zbylé tři byly vypnuty kvůli plánované údržbě. Ve třech spuštěných reaktorech způsobilo zemětřesení automatické vypnutí, čímž se zastavily štěpné reakce. Čtyřicet minut po zemětřesení zasáhla komplex Fukushima první vlna tsunami, která dosáhla kolem 4 metrů. Následná druhá vlna už dosáhla výšky přes 10 metrů, což vedlo k zaplavení reaktorů 1, 2, 3 a 4. Zpočátku se provozovatelé snažili zachránit reaktory ochlazováním mořskou vodou a snížit riziko úniku radioaktivity do životního prostředí. Ke kontaminaci prostředí nakonec došlo, a to především radionuklidy
137
Cs a
131
I (Strickland, 2011). Úsilí
o obnovu zařízení bylo nadále komplikováno tím, že přítomnost velkého množství vyhořelého paliva ve skladovacím bazénu se nacházelo na horním patře čtvrté reaktorové budovy. Kromě Fukushima Daiichi byly zemětřesením a tsunami zasáhnuty čtyři reaktory na Fukushima Daini, tři reaktory v Onagawa a jeden reaktor v Tokai Daini. Na stupnici INES byla tato havárie, stejně jako černobylská, označena číslem 7 a jednalo se o druhou největší katastrofu v historii jaderné energetiky (Srinivasan a kol., 2012). Během havárie došlo k úniku radioaktivních látek do atmosféry a oceánu. Radioaktivní látky, které unikly do ovzduší, byly přenášeny větrem a kontaminovaly oblasti pevniny i oceánu. Nejvíce byly zasaženy oblasti severozápadně od elektrárny. Vysoce radioaktivní voda, která se používala k chlazení, se akumulovala v prostorách elektrárny. Tato radioaktivní voda unikla do moře netěsnostmi, a to z 2. bloku v dubnu 2011 a z 3. bloku v květnu 2011. Únik radioaktivní vody společně s atmosférickou depozicí měly za následek kontaminaci mořské vody u japonského pobřeží. Japonské Ministerstvo zdraví, práce a sociálních věcí vydalo nařízení ke sledování radioaktivních látek (jodu a cesia) v pitné vodě a potravinách. Omezení konzumace pitné vody bylo nařízeno v oblastech v blízkosti jaderné elektrárny z důvodu překročení prozatímních směrných hodnot pro
131
I. Omezení se také vztahovalo na konzumaci
pitné vody pro kojence. V jedné malé úpravně vody (litate-mura) musela být omezena konzumace pitné vody pro dospělé, protože maximální naměřená hodnota -1
965 Bq.kg (Juranová a Hanslík, 2012).
19
131
I byla
Obrázek 3: Poloha JE Fukushima (www 8, 2011)
Kursk Kursk K-141 byla ruská jaderná ponorka, která byla součástí Severní flotily ruského válečného námořnictva. Dne 12. srpna 2000 došlo v mezinárodních vodách, na východ od Rybatschkého poloostrova v Barentsově moři, k její nehodě. K této nehodě došlo během vojenského cvičení, kterého se Kursk účastnil. Byl 154 m dlouhý a vybaven dvěma tlakovodními reaktory s tepelným účinkem 190 MW (Amundsen a kol., 2001).
20
Obrázek 4: Umístění ponorky Kursk (Amundsen a kol., 2002)
Během cvičení byla z ponorky vypálena dvě slepá torpéda proti raketovému křižníku. Po odpálení torpéda prosákl peroxid vodíku (H2O2), sloužící pro pohon torpéda, rzí v torpédovém pouzdře. Zreagoval s mědí a mosazí v torpédometu a způsobil chemickou reakci, která vedla až k explozi. Výbuch byl zaznamenán seismometry o síle 1,5 – 2,2 stupně Richterovy škály. Poté ponorka klesla do hloubky 108 m v Barentsově moři. Před vypálením torpéd byly otevřené vodotěsné dveře izolující torpédovou místnost od ostatních prostor. Tím došlo ke zničení prvních dvou oddělení ponorky a k úmrtí 7 mužů z prvního oddělení. Zhruba dvě minuty po prvním výbuchu došlo k druhé explozi. Ta byla zaregistrována jako otřes o síle 3,5 – 4,4 stupně Richterovy škály. V tomto okamžiku došlo zřejmě k explozi šesti torpédových hlavic. Exploze roztrhla trup plavidla a zničila třetí a čtvrté oddělení. Do těchto míst začala proudit voda, která zabila všechny osoby nacházející se v těchto prostorách. Přepážka oddělující
21
čtvrté a páté oddělení vydržela explozi, čímž zabránila jaderné havárii dvou jaderných reaktorů typu OK-650b (Pejčoch a kol., 2000). Trup havarované ponorky i s těly posádky se podařilo vyzvednout až na podzim roku 2001 pod zásluhou dvou nizozemských záchranných společností. Kursk byl dopraven do loděnice v Rosljakovu u Murmansku. Zde z něj byly odmontovány zbylé rakety i oba jaderné reaktory. Podle tehdejších zjištění k úniku radiace nedošlo. Ponorka však na dně Barentsova moře zůstala více než rok. Vrak, ponechaný napospas slané vodě, která na něj působila, mohla způsobit, že k úniku radioaktivních látek přeci jen došlo. Kdyby byla ponorka vyzvednuta dříve, než byl zjištěn její skutečný stav, zvýšilo by se radioaktivní zamoření moře. O úniku radioaktivních látek stejně jako o havárii se vedly dlouhé spekulace, protože Rusové nikdy neprozradili, jak to ve skutečnosti bylo, takže o kontaminaci Barentsova moře se může jen spekulovat.
Three Mile Island Jaderná elektrárna Three Mile Island se nachází u města Harrisburg v Pensylvánii v USA. Sestávala ze dvou tlakovodních (PWR) reaktorů. V noci z 28. na 29. března 1979 došlo na druhém reaktoru k jaderné havárii. Tato havárie byla na mezinárodní stupnici označena stupněm 5. Pět minut po čtvrté hodině ranní ohlásil poplašný signál závadu čerpadla sekundárního okruhu. Aby se snížil tlak v potrubí, otevřel se automaticky přetlakový pojistný ventil, který však z nezjištěných důvodů zůstal v poloze otevřeno. Voda, která měla ochlazovat reaktor, unikala mimo primární okruh, což vedlo k přehřívání aktivní zóny. Příčinou havárie nebyla jen technická závada, ale i lidská chyba. Obsluha totiž omylem odpojila nouzový vodní systém, který měl ochlazovat aktivní zónu. Nádrže, umístěné pod blokem, se plnily unikající kontaminovanou vodou a automaticky spuštěné kalové čerpadlo ji odčerpávalo mimo ochranou obálku do pomocného zásobníku. Z ventilačního komínku unikal radioaktivní mrak, který byl větrem unášen k městu. Okolní obyvatelstvo bylo vystaveno radiační dávce menší než 1 mSv (Murray, 2009). Během nehody nepřišel nikdo o život ani nebyl zasažen vyšší dávkou radiace. V dalších letech probíhaly dekontaminační práce, které byly zaměřeny na čištění
22
zasažených objektů a odpadních vod. Není však známé přesné množství uniklých radioaktivních látek, které se do vod dostaly, protože se Američané snažili havárii utajit.
Sellafield Sellafield (dříve Windscale) je jaderný komplex, který se nachází v severozápadní Anglii v blízkosti obce Seascale na pobřeží Irského moře. V Sellafieldu byl grafitový reaktor sloužící k produkci plutonia pro vojenské účely. V důsledku nepozornosti obsluhy došlo 8. října 1957 k přehřátí několika palivových článků. Následovalo vznícení jejich povlaků z hořčíkové slitiny. Během požáru, který trval 4 dny, bylo zničeno 8 % paliva v reaktoru. Radioaktivní látky, uvolněné přes komín, se rozptýlily nad Anglii, Wales a severní Evropu. Během havárie nebyl nikdo zraněn, avšak v okolí elektrárny byl vyhlášen zákaz spotřeby mléka trvající 44 dnů. Tato havárie byla označena stupněm 5. Sellafield má nejvyšší koncentraci radioaktivity na planetě. Do prostředí se dostalo zhruba 750 TBq radioaktivního materiálu, včetně 22 TBq 137Cs a 740 TBq 131I. Nejvíce však bylo zasaženo Irské moře zředěným radioaktivním odpadem vypouštěným přímo z potrubí ze Sellafieldu. Kromě mořské vody byly kontaminovány i sedimenty a mořští živočichové. Podle úmluvy OSPAR (úmluva o ochraně mořského prostředí severovýchodního Atlantiku) se odhaduje 200 kg plutonia v sedimentech Irského moře. Dobytek a ryby byly kontaminovány 239Pu a 137Cs ze sedimentů a radioaktivním deštěm. V blízkosti komplexu byly kontaminovány nejen podzemní vody, ale také vody v ústích řek.
3.3 Rozptyl látek ve vodním prostředí Fyzikální procesy ve vodních ekosystémech hrají významnou roli, a to v chování kontaminantů ve vodním prostředí. Tyto procesy mohou přímo určit prostorovou distribuci znečišťujících látek prostřednictvím pohybů vody (proudy, vlny, turbulence) a mohou mít vliv na ekologické podmínky vodního systému. Chování kontaminantů ve vodních ekosystémech vyžaduje hydraulické, geochemické, sedimentologické, ekologické a antropogenní posouzení jevů. Hydraulickými procesy jsou kontaminanty
23
mechanicky transportovány,
kdežto
geochemické procesy ovlivňují
interakce
mezi radionuklidy, suspenzemi a sedimenty (Monte a kol., 2005). Fyzikální procesy jsou také významné při usazování kontaminovaných sedimentů, ale důležitější roli hrají geochemické, geologické a sedimentologické jevy v určování radionuklidů ve vodním sloupci (Monte a kol., 2003). Migrace kontaminantů přes vodní útvary (řeky, moře, oceány) je primárně řízena dynamikou vodních mas. Vířivý pohyb vody je hlavní složkou difúzního procesu. V důsledku toho jsou znečišťující látky rozptýleny především díky turbulencím. V mělkých nebo dobře smíšených vodních útvarech je vertikální rozptyl rychlým procesem (Fisher a kol., 1979). Horizontální transport je vyvolán působením větru. Změna směru a síly větru může vyvolat neorganizované pohyby vody (Queay a kol., 1979). Vodní proudy jsou významným transportním mechanismem radionuklidů v pobřežních vodách. Transport a difúzní procesy jsou realizovány pro predikci rozptylu kontaminantů ve vodě (Onishi, 1994). Migrace radionuklidů z vodního sloupce do sedimentů a naopak je složitý proces, který zahrnuje interakci mezi rozpustnou a pevnou částí kontaminantů. Proces interakce rozpuštěných pevných látek s radionuklidy je modelován podle rozdělovacího koeficientu Kd na základě rovnováhy mezi rozpuštěnou a adsorbovanou fází. Tato rovnováha však neplatí pro všechny kontaminanty. Rovnováhy mezi koncentracemi rozpuštěné a adsorpční fáze nemusí být okamžitě dosaženo a adsorpčně-desorpční procesy nejsou vždy rychle reverzibilní (Börretzen a Salbu, 2002). Tyto procesy mohou záviset na různých druzích plavenin a na chemických vlastnostech vody.
3.3.1 Transport proudem Transport proudem je významný v říčním prostředí. Jezera bývají většinou brána jako systémy uzavřené nebo jen s malým působením toku. V uzavřených jezerech bývá působení proudu zanedbáváno a v uzavřených jezerech s poměrně malou hloubkou a malou výměnou vody (odtokem a přítokem) několikanásobně převyšuje dlouhodobá koncentrace
137
Cs ve vodě a rybách koncentrace v jezerech s rychlou obměnou vody
(Bulgakov a kol., 2002).
24
3.3.2 Interakce mezi rozpuštěnou a pevnou fází Vodní systémy jsou tvořeny vodní a pevnou fází, které jsou zastoupeny především minerály a organickými látkami v sedimentech a suspenzích. Procesy, které probíhají ve vodním prostředí, jsou podobné jako v půdě. Rozdíl je pouze v poměru pevné a kapalné fáze.
137
Cs v porovnání se
90
Sr vykazuje mnohem menší mobilitu,
ve velké míře je vázáno na pevné látky, zatímco 90Sr zůstává v rozpuštěné formě. Velká pozornost je věnována povrchovým vodám. Ukázalo se, že půda působí jako filtr radionuklidů a zabraňuje tak jejich průsaku do vod spodních. Suspenze, vzhledem k vyššímu obsahu jílových minerálů a nejjemnějších částic, vykazuje vysokou sorpční kapacitu. Sorpce cesia na humusové látky je tak zanedbatelná (Sarkka a kol., 1993). Hlavním mechanismem odstranění radionuklidů z jezer jsou procesy sedimentace a jsou pro každý radionuklid specifické. Míra sedimentace v jezerech se liší podle složení vod. V eutrofních jezerech se tvoří větší množství sedimentů než v oligotrofních a biologická dostupnost radionuklidů je v nich menší. Transport do sedimentů je uskutečňován dvěma cestami, a to přímou difúzí do sedimentů nebo sorpcí na suspendované částice. Radionuklidy, které byly původně přítomné v kapalině jako rozpustné formy, mají schopnost se sorbovat na pevné látky až do dosažení rovnováhy. Kdežto radionuklidy, které už alespoň jednou byly sorbované, se v málo kontaminovaném nebo nekontaminovaném prostředí desorbují a přechází do kapalné fáze. Za předpokladu neměnných podmínek může být dosažena dynamická rovnováha mezi oběma fázemi. Redistribuci ovlivňují přítoky nekontaminované vody, v ústích změna salinity, průmyslové aktivity nebo také vypouštění odpadních vod. Mechanismy ukládání radionuklidů z vodního sloupce na dno jsou dobře prozkoumány a jeho hodnoty dobře stanoveny. Jejich kvantifikace je velmi důležitá, protože rozpuštěná fáze přichází do kontaktu s vodními organismy. Naopak proces difúze bývá jen zřídka přesně stanoven. Obtíže transportu do sedimentů jsou dány časově závislým koncentračním gradientem mezi vodou a vodou zaplňující póry v sedimentech. Aktivita v pórech sedimentů může být zanedbána pro potřeby modelování a zároveň aktivita cesia v pórech s časem kontaminace roste (Davison a kol., 1993).
25
Obrázek 5: Dynamika distribuce radionuklidů mezi kapalnou a pevnou fází (Vandecasteele, 2006)
3.3.3 Kontaminace rostlin
Přímé vypouštění nebo mokré a suché depozice znečišťujících látek zvyšují koncentraci stopových prvků ve vodních ekosystémech, což má za následek jejich hromadění v sedimentech (Dunbabin a Bowmer, 1992; Sinicrope a kol., 1992). Vodní rostliny absorbují znečišťující látky prostřednictvím kořenů, nebo prýtů (Schierup a Larsen, 1981). Jedním ze zdrojů kontaminace vodních rostlin jsou čistírny odpadních vod, které do vodních toků vypouští velké množství škodlivých látek. Řasy mohou být používány jako bioindikátory hladiny cesia ve vodě. Podle Švadlenková a kol. (1989) bylo zjištěno, že zvýšení koncentrace draslíku ve vodě vede k 30 % snížení příjmu
137
Cs řasou. Naopak, zvýšení koncentrace draslíku vede
k zvýšení příjmu cesia.
3.3.4 Kontaminace živočichů Příčinou kontaminace živočichů je adsorpce látek na vnější povrch a absorpce látek přes kůži, žábra, apod. Absorpce přes kůži obvykle není důležitou cestou kontaminace. U vodních organismů však můžeme rozlišit kontaminaci přímou (z vody přes žábra nebo celým povrchem těla) a nepřímou (požití kontaminované potravy). Příčinou toho je pak rozdílná akumulace radionuklidů, a to jak u sladkovodních organismů, tak i u organismů žijících v mořích a oceánech. Nejvíce byli kontaminací izotopem
26
137
Cs
vystaveni živočichové po černobylské havárii. V tekoucích vodách byla tato kontaminace mnohem kratší (100 – 200 dní) než ve vodách stojatých (několik let) (IAEA, 2009). Vysokou mobilitu v potravních řetězcích vykazuje právě cesium. Ryby, které filtrují vodu, mohou společně s potravou přijímat velké množství radionuklidů. V důsledku toho se především
137
Cs akumuluje hlavně v rybách. Kvůli vyššímu obsahu kationtů
v mořské vodě než ve vodě sladké je u sladkovodních živočichů koncentrační faktor mnohem vyšší. Významným faktorem je doba, během které je organismus exponovaný. Proto ryby, které žijí v jezerech, mohou absorbovat více umělých radionuklidů než ryby v řekách (Fleishman a kol., 1994).
27
4 DISKUSE K úniku radionuklidů do životního prostředí došlo nejen při testování jaderných zbraní, ale také při těžbě uranu a zejména při haváriích jaderných elektráren. Také během výroby jaderných zbraní byly vyprodukovány různé druhy odpadů, které obsahovaly nežádoucí
radionuklidy (především dlouhověké plutonium). Tyto
radionuklidy byly jadernými zařízeními nepřímo vypouštěny do prostředí, čímž došlo ke kontaminaci půdy a vodních útvarů (řeky, jezera, moře, oceány). Po černobylské havárii se do životního prostředí, především do ovzduší, vody a půdy, dostalo velké množství antropogenních radionuklidů. Nejvýznamnějšími byly radiojod, který už v dnešní době není měřitelný vzhledem k poločasu přeměny (8 dnů), dále pak radiocesium a radiostroncium. Díky meteorologickým podmínkám docházelo k šíření radionuklidů vzduchem, někdy až na velké vzdálenosti. Během havárie ve Fukushimě došlo ke kontaminaci prostředí především izotopem
131
I. Unikl
do ovzduší, odkud se následně spadem dostal do půdy, tekoucích i stojatých vod včetně moře. V moři byl unášen proudy nebo se usadil v dnových sedimentech. U některých havárií není možné, kvůli nedostatku informací, posoudit transfer radionuklidů a velikost prostředí, které jimi bylo kontaminované. Jaderné elektrárny, postavené u vodních zdrojů, mají vliv na znečištění vodních ekosystémů pouze za předpokladu, že dojde k nežádoucímu úniku z monitorované oblasti. Ke kontaminaci může také dojít během chlazení reaktorů a nesprávné manipulaci s použitým palivem, které je při některých technologiích skladování dochlazováno v bazénech. Z hlediska vysokých koncentrací radionuklidů v těchto vodách je zde větší potenciální nebezpečí pro kontaminaci vodního prostředí než u samotného provozu reaktorů. Jedná se převážně o netěsnosti a možný únik kontaminované vody z těchto systémů. Velké množství těchto radionuklidů se uvolňuje již během jaderného palivoenergetického cyklu. Jedná se o těžbu a zpracování rud, které obsahují štěpný materiál. Jelikož technologie zpracování této rudy obsahuje velký podíl vody, docházelo zvláště v minulosti i těmito cestami k úniku do životního prostředí. Během samotného procesu musí být zvládnuto mnoho faktorů. Jedná se o technologie a jejich kvalitu a monitoring prostředí. Proto jsou všechna tato zařízení stále monitorována i po jejich odstavení
28
z provozu. Pro vodní prostředí musí být vytvořen uzavřený systém, který nám zamezuje kontaminaci okolního prostoru. Tímto systémem se může předejít dalšímu zvýšení výskytu radionuklidů ve vodě. Ovšem tento systém je energeticky i finančně náročný. Proto nám v blízkosti těchto zařízení mohou vznikat oblasti s možností vyššího výskytu daných radionuklidů. Radionuklidy, které se dostaly do prostředí, jsou unášeny vodními proudy a bývají usazovány na dnech řek, moří, oceánů apod. V těchto dnových sedimentech se udržují dlouhou dobu, čímž se zvyšuje riziko možné kontaminace vodních rostlin i živočichů. Ke kontaminaci živočichů může docházet přímo, to znamená, že kontaminovaná voda do jejich těl proniká žábrami nebo je vstřebávána celým povrchem těla. K nepřímé kontaminaci může dojít pozřením kontaminované potravy, kterou může být plankton, drobní živočichové nebo rostliny. Největší vliv na živočišná těla má především
137
Cs,
které se akumuluje hlavně v rybách. Ukládá se v měkkých tkáních (svaly, játra) a kostech, což může vést až ke kontaminaci člověka, který ryby využívá jako zdroj potravy. Rostliny bývají kontaminovány přes kořeny a prýty. Odtud jsou pak radioaktivní látky rozváděny do všech rostlinných částí. Do vodních rostlin se radioaktivní látky dostávají ze sedimentů, nebo z důvodu přenosu vodními proudy se zachytávají na jejich povrchu. Jako bioindikátoři vodního prostředí se využívají řasy, především žabí vlas (Cladophora glomerata) a mechy rodu Fontinalis, ve kterých se po spadu akumuloval izotop
137
Cs. Mechy byly především shromažďovány pro monitorování radioaktivních
látek z jaderných elektráren. Studie prokázaly, že vodní mechy jsou lepšími ukazateli kontaminace ve vodě než v sedimentu.
29
5 ZÁVĚR V globálním měřítku nejvíce přispěly ke zvyšování koncentrací radionuklidů ve vodním prostředí testy jaderných zbraní provedené v letech 1950 - 1960, černobylská jaderná havárie v roce 1986 a havárie v jaderné elektrárně Fukushima I. Tyto události vedly k uvolnění velkého množství radionuklidů do životního prostředí, z nichž nejvýznamnější jsou dlouhověké 137Cs a 90Sr. Každý vodní útvar (řeky, jezera, moře, oceány) má své specifické vlastnosti, ke kterým je potřeba přihlédnout a díky těmto vlastnostem jsou možnosti transferu radionuklidů rozdílné. To je důležité pro stanovení hlavních cest šíření kontaminace. Důležitý je přítok a odtok, díky nimž dochází k transportu radionuklidů, dále pak chemické složení vody, pH a druhové složení organismů, které ve vodních ekosystémech žijí. Těmito parametry se dají specifikovat některé proměnné, důležité pro možnou analýzu informací a předběžnou modelaci celkových dopadů na vodní ekosystém. Chování jednotlivých radionuklidů ve vodním prostředí je stále zkoumáno a numerické modely pro dané procesy se stále zdokonalují. Pro nás jsou důležité informace ohledně chování
137
Cs ve všech částech přírodních
ekosystémů. Většina monitorovacích procesů je zaměřena právě na tento radioizotop, který má rychlejší transfer do lidského potravního řetězce a především do ryb. Dále by se měly procesy monitorování a dalšího výzkumu rozšířit i na oblast šíření má asi o řád větší mobilitu ve vodním prostředí než
90
Sr, který
137
Cs, ovšem jeho difúze
do potravního řetězce není tak rychlá. Pomocí rozšíření tohoto monitorování bychom byli schopni v příštích letech lépe pochopit distribuci a celkové chování při šíření těchto radionuklidů.
30
POUŽITÁ LITERATURA AARKROG, A., TSATUROV, Y. & POLIKARPOV, G. G., 1993: Sources of environmental radioactive contamination of the former USSR. Radiation protection, 71, s. 60
AHEARNE, J. F., 1997: Radioactive waste: the size of the problem. Physics Today, 50 (6), s. 24-29
AMUNDSEN, I., LIND, B., REISTAD, O., GUSSGAARD, K., IOSJPE, M., SICKEL, M., 2001: Strälevern Rapport: 5 The Kursk Accident, Norwegian Radiation Protection Authority, Österäs, Norway. 300 s., ISSN 0804-4910.
AMUNDSEN, I., IOSPJE, M., REISTAD, O., LIND, B., GUSSGAARD, K., STRAUD, P., BORGHUIS, S., SICKEL, M., DOWDALL, M., 2002: The accidental sinking of the nuclear submarine, the Kursk: monitoring of radioactivity and the preliminary assessment of the potential impact of radioactive releases. Marine Pollution Bulletin, 44, s. 459-468
BALONOV, M. I., ALEXAKHIN, R., BOUVILLE, A., LILJINZIN, J. O., 2006: Report from the Techa river dosimetry review workshop held on 8-10 December 2003 at the State Researche Centre Institute of Biophysics, Moscow, Russia. Health Physics, 90 (2), s. 97-113
BALONOV, M. I., BRUK, G. Y., GOLIKOV, V. Y., BARKOVSKY, A. N., KRAVTSOVA, E. M., KRAVTOSOVA, O. S., MUBASAROV, A. A., SHUTOV, V. N., TRAVNIKOVA, I. G., HOWARD, B. J., BROWN, J. E., STRAND, P., 2007: Assessment of current exposure of the population living in the Techa river basin from radioactive release of the Mayak facility. Health Physics, 92 (2), s. 124-147
BÖRRETZEN, P., SALBU, B., 2002: Fixation of Cs to marine sediments estimated by a stochastic modelling approach. Journal of Environmental Radioactivity, 61, s. 1-20
31
BRADLEY, D., FRANK, C. & MIKERIN, V., 1996: Nuclear contamination from weapons complexes in the former Soviet Union and the United States. Physics Today, 49, s. 40-45
BULGAKOV, A. A., KONOPLEV, A. V., SMITH, J. T., HILTON, J., COMANS, R. N. J., LAPTEV, G. V., CHRISTYUK, B. F., 2002 . Modelling of long-term dynamics of radiocesium in a closed lakes system. Journal of Environmental Radioactivity, 61, s. 41-53
CARNY, P., 2007: Radioaktivity in the air. 37-57 s. In Pöschl, M., Nollet L. M. L., 2007: Radionuclide concentrations in food and the environment. Boca Raton – London – New York: CRC Press, Taylor & Francis Group, 458 s., ISBN 0-8493-3594-9
CHRISTENSEN, G. C., ROMANOV, G. N., STRAND, P., SALBU, B., MALYSHEV, S. V., BERGAN, T. D., OUGHTON, D., DROZHKO, E. G., GLAGOLENKO, Y. V., AMUNDSEN, I., RUDJORD, A. L., BJERK, T. O., LIND, B., 1997: Radioactive contamination in the environment of the nuclear enterprise ‘Mayak’ PA. Results from the joint Ossian-Norwegian field work in 1994. Science of the Total Environment, 202, s. 237-248
DAVISON, W., HILTON, J., HAMILTON-TAYLOR, J., KELLY, M., LIVENS, F., RIGG, E., CARRICK, T. R. AND SINGLETON, D. L., 1993: The transport of Chernobyl-derived radiocaesium through two freshwater lakes in Cumbria. Journal of Environmental Radioactivity, 19, s. 125–133
DONNAY, A., CHERNIACK, M., MAKHIJANI, A. & HOPKINS, A., 1995: Russia and the territories of the former Soviet Union. 285-392 s. In Makhijani, A., Hu, H., Yih, K. 1995: Nuclear wastelands. A global guide to nuclear weapons production and its health and environmental effects. The MIT Press, Cambridge, 671 s., ISBN 0-26263204-7
32
DUNBABIN, J.S., BOWMER, K.H., 1992: Potential use of constructed wetlands for treatment of industrial wastewaters containing metals. Science of the Total Environment, 111, s. 151–168
EWING, R.C., 2004: Environmental impact of the nuclear fuel cycle. 7-23 s. In: Gieré, R., Stille, P., Energy,Waste and the Environment: a Geochemical Perspective. Geological Society Special Publication 236. The Geological Society of London, 670 s., ISBN 1-86239-167-X
FISHER, B. F., LIST, E. J., KOH, R. C. Y., IMBERGER, J., BROOKS, N. H., 1979: Mixing in Inland and Costal Waters. Academic Press, Orlando, FL.
FLEISHMAN, D. G., NIKIFOROV, V. A., SAULUS, A. A., KOMOV, V. T., 1994: 137
Cs in fish of some lakes and rivers of the Bryansk region and North-West Russia in
1990 - 1992. Journal of Environmental Radioactivity, 24, s. 145-158
HÁLA, J., 1998: Radioaktivita, ionizující záření, jaderná energie. Brno: Konvoj, 311 s., ISBN 80-85615-56-8
IAEA, 2001: Present and future environmental impal of the Chernobyl akcident. Study monitored by an International Advisory Committee under the project management of the Institut de protection et de sûreté nucleárie. IAEA, Vienna , 2001, IAEA-TECDOC1240, ISSN 1011-4289
IAEA, 2006: Dědictví Černobylu: Zdravotní, ekologické a sociálně-ekonomické dopady a Doporučení vládám Běloruska, Ruské federace a Ukrajiny. IAEA, Vienna, 2006, 51 s., ISBN 80-02-01806-0
IAEA, 2009: Qantification of radionuclide transfer of terrestrial and frashwater environments for radiological assessments. IAEA, Vienna, 2009, 622 s., ISBN 978-920-104509-6, ISSN 1011-4289
33
IAEA, 2010: Handbook of parameter valuer for the prediction of radionuclide transfer in terrestrial and freshwater environments. IAEA, Vienna, 2010, 208 s., ISBN 978-92-0113009-9
JURANOVÁ, E., HANSLÍK, E., 2012: Havárie jaderné elektrárny Fukušima Daiiči a její vliv na životní prostředí. Vodohospodářské technicko-ekonomické informace, 54, s. 1-3
JURSÍK, F., 2002: Anorganická chemie kovů. 1. vyd. Praha: Vysoká škola chemickotechnologická. 152 s., ISBN 80-7080-504-8.
LAL, D., 2003: Radioactivity/Cosmogenic radionuclides. Encyclopedia of Atmospheric Science, 8, s. 1891-1900
MONTE, L., BRITTAIN, J. E., HÄKANSON, L., HELING, R., SMITH, J. T., ZHELEZNYAK, M., 2003: Review and assessment of models used to predict the fate of radionuclides in lakes. Journal of Environmental Radioactivity, 69, s. 177-205
MONTE, L., BOYER, P., BRITTAIN, J. E., HÄKANSON, L., LEPICARD, S., SMITH, J. T., 2005: Review and assessment of models for predicting the migration of radionuclides through rivers. Journal of Environmental Radioactivity, 79, s. 273-296
MURRAY, R. L., 2009: An Introduction to the concepts, Systems, and Applications of Nuclear Processes. Vyd. 6. Oxford : Butterworth-Heinemann, 2009. 532 s. ISBN 978-012-370547-1.
NETOPILOVÁ, P., POTMĚŠIL, T., JANÍČEK, J., ŠTEFÁNEK, S. & BRABEC, V., 2010: Sázka na jadernou energii – uspějeme nebo lze vývoji jaderné energetiky zabránit? Příspěvek ke konferenci NERS 2010 (Will nuclear energy became a renewablecource?), VUT, Brno, 112 s.
34
OECD, 1996: Chernobyl: Ten years of radiological and health impact. An appraisal by NEA Committee in Radiation Protection and Public Health, Nuclear Energy Agency, OECD, Paris, 70 s.
ONISHI, Y., 1994: Kontaminant transport modelling in surface waters. In Chyudry, M. H., Mays L. W., Computer modelling of free-surface and pressurized flows. NATO ASI Series E, Applied Science, 274, s. 313-341
PEJČOCH, I., NOVÁK, Z., HÁJEK, T., 2000: Válečné lodě 7. Praha: Ares, 353 s.
QUAY, P.D., BROECKER, W.S., HESSLEIN, R.H., FEE, E.J., SCHINDLER, D.W., 1979: Whole lake tritium spikes to measure horizontal and vertical mixing rates. In: Isotopes in Lake Studies. Panel Proceedings Series. IAEA, Austria, s. 175-193
SARKKA, J., LUUKKO, A., HORPPILA, P., 1993: Factors influencing the concentration of Chernobyl-derived cesium in the bottom sediment of lakes in Finland. Verhandlungen des Internationalen Verein Limnologie, 25, s. 279–284
SINICROPE,
T.L.,
LANGIS,
R.,
GERSBERG,
R.M.,
GERSBERG,
R.M.,
BUSNARDO, M.J., ZEDLER, J.B., 1992: Metal removal by wetland mesocosms subjected to different hydroperiods. Ecological Engineering, 1, s. 309-322
SCHIERUP, H.H., LARSEN, V.J., 1981: Macrophyte cycling of zinc, copper, lead and cadmium in the littoral zone of a polluted and a non-polluted lake. I. Availability, uptake and translocation of heavy metals in Phragmites australis (Cav.),
Aquatic
Botany, 11, s. 197-210
SRINIVASAN, N. T., RETHINARAJ GOPI S. T., 2012: Fukushima and thereafter: Reassessment of risks of nuclear power. Energy Policy, 52, s. 726-736
STRICKLAND, E., 2011. 24 h at Fukushima. IEEE Spectrum (November), 35-42 s.
35
ŠÁRO, Š., TÖLGYESSY, J. (1985). Radioáktivita prostredia, ALFA Bratislava, SNTL Praha, 303 s.
ŠVADLENKOVÁ, M., ZDENEK, D., SLÁVIK, O., 1989: A mathematical model for 137
Cs uptake and release by filamentous algae. Internationale Revue der gesamten
Hydrobiologie und Hydrographie, 74, s. 461-469
VANDECASTEELE, C. M., 2007: Radionuclide transport processes and modelling, 153-208 s. In Pöschl, M., Nollet, L. M. L., 2007: Radionuclide concentrations in food and the environment. Boca Raton – London –New York: CRC Press & Francis Group, 458 s., ISBN 0-8493-3594-9
36
INTERNETOVÉ ZDROJE [www 1] WIKIPEDIE, 2013: Strontium-90, Encyklopedie online [cit. 18.1.2013]. Dostupné z: < http://en.wikipedia.org/wiki/Strontium-90>
[www 2] WIKIPEDIE, 2012: Cesium-137, Encyklopedie online [cit. 18.1.2013]. Dostupné z:
[www 3] U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Iodine. [online]. 2012. [cit. 18.1.2013]. Dostupné z:
[www 4] U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Plutonium. [online]. 2012.
[cit.
18.
1.
2013].
Dostupné
z:
[www 5] WIKIPEDIE, 2012: Mezinárodní stupnice jaderných událostí, Encyklopedie online
[cit.
21.1.2013].
Dostupné
z:
[www 6] ČERNOBYL. Atomová elektrárna Černobyl. [online]. 2005. [cit. 21.1.2013]. Dostupné z:
[www 7] KLUB PRAHA 7. Fukushima Daichii: příčiny – průběh – následky. [online]. 2011. [cit. 21.1.2013]. Dostupné z:
[www 8] MAPAWATT. Japan’s nuclear meltdown. [online]. 2011. [cit. 21.1.2013]. Dostupné z:
[www 9] WORLD NUCLEAR ASSOCIATION. Uranium producting figures, 20012011.
[online].
2012.
[cit.
29.1.2013].
nuclear.org/info/uprod.html>
37
Dostupné
z:
