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

Transkript

1 Mendelova univerzita v Brně Agronomická fakulta Ústav molekulární biologie a radiobiologie Radiocesium (137-Cs) v plodnicích vybraných druhů nejedovatých hub Diplomová práce Vedoucí práce: prof. RNDr. Michael Pöschl, CSc. Vypracovala: Bc. Zuzana Skoumalová Brno 2013

2 Prohlášení Prohlašuji, že jsem diplomovou práci na téma Radiocesium (137-Cs) v plodnicích vybraných druhů nejedovatých hub vypracovala samostatně, pod vedením školitele prof. RNDr. Michaela Pöschla, CSc. a použila jen pramenů, které cituji a uvádím v přiloženém seznamu literatury. Diplomová práce je školním dílem a může být použita ke komerčním účelům jen se souhlasem vedoucího diplomové práce a děkana Agronomické fakulty Mendelovy univerzity v Brně. dne. podpis diplomanta.

3 Poděkování Na tomto místě bych ráda poděkovala zejména svému vedoucímu diplomové práce, panu prof. RNDr. Michaelu Pöschlovi, CSc., za odborné vedení, vlídný přístup a cenné rady při vypracovávání předkládané práce. Mgr. Petru Jelínkovi děkuji za milou asistenci při odběru některých vzorků a rady týkající se úpravy práce. Mé rodině patří dík za materiální podporu a zázemí během celého studia.

4 Abstrakt Diplomová práce na téma Radiocesium (137-Cs) v plodnicích vybraných druhů nejedovatých hub v teoretické části práce vysvětluje základní pojmy z oblasti radioaktivity s důrazem na postavení hub a možné začlenění radiocesia do potravního řetězce prostřednictvím hub. V rámci experimentální části práce byly zjišťovány hmotnostní aktivity 137 Cs vzorků hub v usušeném stavu a půd odebraných z devíti lokalit v kraji Vysočina během října 2011 až února Gamaspektrometrickou analýzou byly stanovovány hmotnostní aktivity 137 Cs vzorků hub a půd na Ústavu molekulární biologie a radiobiologie Agronomické fakulty Mendelovy univerzity v Brně. Průměr hmotnostní aktivity 137 Cs vzorků řádu hřibotvaré (Boletales) je 1189,5 Bq kg -1, řádu liškotvaré (Cantharellales) 327,6 Bq kg -1, řádu holubinkotvaré (Russulales) 232,0 Bq kg -1 a řádu lupenotvaré (Agaricales) 20,1 Bq kg -1. Při rozdělení hub dle způsobu výživy dosáhly saprofytické houby průměrné aktivity 137 Cs 20,1 Bq kg -1 a symbiotické 825,6 Bq kg -1. Průměrná aktivita vzorků svrchní půdy je 148,7 Bq kg -1 a spodní půdy 46,0 Bq kg -1. Hodnota transferového faktoru se u vzorků pohybuje v rozmezí 0,002 až 81,339. Agregovaný faktor transferu se pohybuje v rozpětí 1, až 0,5 10 m 2 kg -1. Klíčová slova: radiocesium, 137 Cs, transfer, houby, půda, saprofyty, symbionti

5 Abstract In the theoretical part, the diploma thesis Radiocaesium (Cs-137) in fruiting bodies of selected non-poisonous mushrooms explains the basic concepts of radioactivity with emphasis on the status of mushrooms and the possible inclusion of radiocaesium in the food chain through the mushrooms. In the experimental part of the study, activity concentration of 137 Cs in soil samples and dry matter samples of mushrooms from nine locations in the Vysočina Region of the Czech Republic during October 2011 to February 2013 was analyzed. Gamma-spectrometric analysis of the 137 Cs activity concentration in mushroom and soil samples was carried out at the Department of Molecular Biology and Radiobiology of Faculty of Agronomy of Mendel University in Brno. Average 137 Cs activity concentrations in mushrooms of the orders Boletales, Cantharellales, Russulales and Agaricales reached values of , 327.6, 232.0, and 20.1 Bq kg -1, respectively. After assortment of the analysed mushrooms according to their nutrition, the 137 Cs activity concentration in saprophytic and symbiotic mushrooms was 20.1 and Bq kg -1, respectively. The radiocaesium activity in upper and bottom soil around the mushroom collection place was and 46.0 Bq kg -1, respectively. Values of the 137 Cs soil-to-mushroom transfer factor were in the range of to The radiocaesium aggregated transfer factor (soil-tomushroom) ranged from to m 2 kg -1. Key words: radiocaesium, 137 Cs, transfer, mushrooms, soil, saprophytes, symbionts

6 Obsah 1 ÚVOD 8 2 CÍL PRÁCE 9 3 LITERÁRNÍ PŘEHLED ZÁKLADNÍ POJMY RADIOCESIUM CESIUM RADIOCESIUM ZDROJE RADIONUKLIDŮ V ŽIVOTNÍM PROSTŘEDÍ MEZINÁRODNÍ STUPNICE HODNOCENÍ ZÁVAŽNOSTI JADERNÝCH UDÁLOSTÍ JADERNÉ ZBRANĚ HAVÁRIE JADERNÝCH ZAŘÍZENÍ TRANSFER A AKUMULACE RADIOCESIA V EKOSYSTÉMECH A POSTAVENÍ HUB V TĚCHTO PROCESECH RADIOCESIUM V ATMOSFÉŘE RADIOCESIUM V PŮDĚ VSTUP RADIOCESIA DO HUB CESTY EXPOZICE LIDÍ VLIV RADIONUKLIDŮ NA OBYVATELSTVO RADIOCESIUM A HOUBY HOUBY FAKTORY OVLIVŇUJÍCÍ AKTIVITU 137 CS V HOUBÁCH RADIOCESIUM V HOUBÁCH 23 4 MATERIÁL A METODIKA SBĚR VZORKŮ CHARAKTERISTIKA LOKALIT SBĚRU VZORKŮ ZPRACOVÁNÍ VZORKŮ GAMASPEKTROMETRICKÁ ANALÝZA GAMASPEKTROMETRICKÁ TRASA KALIBRACE GAMASPEKTROMETRICKÉ TRASY MINIMÁLNÍ VÝZNAMNÁ AKTIVITA A MINIMÁLNÍ DETEKOVATELNÁ AKTIVITA PROVEDENÍ GAMASPEKTROMETRICKÉHO STANOVENÍ 137 CS VE VZORCÍCH HUB A PŮD TRANSFEROVÝ FAKTOR AGREGOVANÝ FAKTOR TRANSFERU STATISTICKÉ ZHODNOCENÍ 37

7 5 VÝSLEDKY A DISKUZE MINIMÁLNÍ VÝZNAMNÁ AKTIVITA A MINIMÁLNÍ DETEKOVATELNÁ AKTIVITA KVANTITATIVNÍ ANALÝZA VZORKŮ HUB HMOTNOSTNÍ AKTIVITY 137 CS VE VZORCÍCH HUB KVANTITATIVNÍ ANALÝZA VZORKŮ PŮD TRANSFEROVÝ FAKTOR A AGREGOVANÝ FAKTOR TRANSFERU SROVNÁNÍ LOKALIT 50 6 ZÁVĚR 52 POUŽITÁ LITERATURA 54 SEZNAM OBRÁZKŮ 60 SEZNAM TABULEK 61 SEZNAM ZKRATEK 62 PŘÍLOHY 63

8 1 ÚVOD Sběr volně rostoucích jedlých hub patří mezi lidmi oblíbený způsob rekreace a mimo to vede k potěšení z pochoutky na talíři. A zvláště v České republice je sběr hub tradiční činností. V naší kuchyni mají houby své právoplatné místo a dávají pokrmům charakteristickou chuť a vůni. Toto potěšení sebou ale může přinášet i jistá rizika a to nejen nebezpečí možné záměny a následné konzumace jedovatých hub. Na Zemi se vyskytují prvky, které lze rozčlenit na stabilní a nestabilní, tzv. radionuklidy. Zdroje ionizujícího záření, tj. radionuklidy se dále dělí dle jejich původu a to na přírodní, tvořící radioaktivní pozadí, a umělé, tj. antropogenního původu. Radiocesium, které je v této práci předmětem zájmu, patří právě mezi radionuklidy antropogenního původu, jehož přítomnost v životním prostředí je způsobena zejména nehodami jaderných zařízení a testy jaderných zbraní. Zvýšený obsah radiocesia vykazují zejména produkty z lesních ekosystémů, jako houby, lesní plody či zvěřina. V této práci je věnována pozornost nejedovatým houbám pocházejícím z lesních ekosystémů. Po Černobylské havárii v roce 1986 si začali lidé více všímat zvýšené přítomnosti radionuklidů, zahrnujících i radiocesium 137 Cs, v životním prostředí a rizika kontaminace potravního řetězce. Zatížení ekosystémů radiocesiem na území České republiky je způsobeno zejména již jmenovanou Černobylskou havárií. Radioaktivní kontaminace radionuklidy s dlouhým poločasem přeměny, který je u radiocesia 30,17 let, je pokládána za vážné potenciální riziko, které zatěžuje životní prostředí a ohrožuje zdraví organismů. Významné je riziko mutagenního a karcinogenního účinku. Některé druhy hub tento radionuklid významně akumulují ve svých plodnicích, stejně jako ostatní alkalické kovy. Houby také zvyšují příjem těchto prvků do hostitelských rostlin v případě symbiotického vztahu mezi rostlinou a houbou. Lesní zvěř konzumující houby se také stává akumulátorem radiocesia. Těmito cestami se radiocesium může dostávat prostřednictvím hub do potravního řetězce až k člověku. Nástrojem pro zjišťování přenosu radionuklidů je jejich radiometrické měření spojené se stanovením jejich obsahu v kontaminovaných materiálech. Pro určení gama radiace lze konkrétně použít gamaspektrometrickou analýzu. Gamaspektrometrická analýza umožňuje jak stanovení přítomnosti celé řady radionuklidů (kvalitativní analýza), tak konkrétních hodnot jejich hmotnostní aktivity (kvantitativní analýza). Prostřednictvím kvantitativní analýzy byla v této práci stanovena hodnota hmotnostní aktivity radiocesia v plodnicích hub a půd na kterých byly houby sbírány. 8

9 2 CÍL PRÁCE Cílem předkládané diplomové práce je vypracování literárního přehledu zahrnujícího poznatky týkající se radiocesia ve spojitosti s hubami. Následujícím úkolem je sběr plodnic vybraných nejedovatých druhů hub v několika lokalitách, připravení vzorků plodnic těchto hub pro radiospektrometrické stanovení obsahu radiocesia, provedení tohoto stanovení, statistické vyhodnocení změřených dat, zpracování výsledků a jejich porovnání s publikovanými daty a posouzení ekologického významu obsahu radiocesia v plodnicích sledovaných druhů hub. 9

10 3 LITERÁRNÍ PŘEHLED Člověk ve své cestě za poznáním odedávna hledal odpovědi na různé otázky. Mezi takovéto otázky patřila také touha po pochopení podstaty a zákonitostí světa. Víme, že již řečtí filosofové měli velmi různorodé odpovědi na tyto otázky. Významnou roli při experimentálních objevech a nacházení odpovědí často sehrála náhoda. V oblasti objevování radioaktivity byl významný roku 1895 objev rentgenového záření, které je formou ionizujícího záření. Wilhelm Conrad Roentgen je objevil při studiu elektrických výbojů v plynu, za což mu byla v roce 1901 udělena první Nobelova cena za fyziku (TRSAS, 2012). V roce 1896 Antoine Henri Becquerel objevil při svých výzkumech solí uranu přirozenou radioaktivitu. Na prvních výzkumech přirozené radioaktivity se významně podíleli manželé Pierre Curie a Marie Curie-Sklodowská. V roce 1903 všichni tři obdrželi Nobelovu cenu za fyziku (TRSAS, 2012). Tito vědci objevili, že některé látky vysílají neviditelné pronikavé záření. Následně se zjistilo, že radioaktivní prvky při vysílání tohoto záření mění svou chemickou povahu, tj. radioaktivita je doprovázena přeměnou jader atomů jednoho prvku v jiný. Později byla po Antoine Henri Becquerelovi pojmenována jednotka radioaktivity becquerel, tj. jednotka intenzity záření zdroje radioaktivity. 3.1 Základní pojmy Atom je nejmenší částice běžné hmoty, chemicky dále nedělitelná, definující vlastnosti daného prvku. Jádra atomů jsou tvořena především protony a neutrony. Nuklid je atom, pro jehož jádro je typický počet těchto elementárních částic. Počet kladně nabitých protonů v jádře je charakteristický pro každý atom, tedy udává, o atom jakého prvku se jedná. V obalu jádra se nachází stejné množství elektronů jako protonů v jádře. Atomy prvku, které se liší počtem elektricky neutrálních neutronů, se obecně nazývají izotopy. Jestliže je poměr protonů a neutronů nevyvážený, jedná se o radionuklid. Poté je takovýto radionuklid nestálý a podléhá procesu přeměny na jiné jádro, je radioaktivní. Při jaderných reakcích se tedy mění počet protonů v atomovém jádře, čímž se tyto atomy změní na jiné. Produkty radioaktivity mají nižší obsah energie a jsou stabilnější. Je-li dceřiný nuklid také nestabilní, pokračuje přeměna řetězcem přeměn, tzv. přeměnové řady, až dokud nevznikne nuklid stabilní, čímž přeměnová řada končí. 10

11 Radioaktivita je samovolná přeměna jader nestabilních nuklidů na jiná jádra, při níž se uvolňuje přebytečná energie v podobě emitovaného ionizujícího záření. Toto záření může mít formy α, β + nebo β, γ, záchyt elektronů, emise protonů nebo emise fragmentů. S radioaktivitou je spojený termín poločas přeměny T 1/2, což je doba, za kterou se množství radioaktivních jader sníží na polovinu ze svého původního množství, tj. polovina radioaktivních jader se přemění. Poločas přeměny je velmi různorodý ale pro konkrétní izotop je konstantní, například u 134 Cs je 2,1 roku, u 137 Cs 30,17 let a u 135 Cs 2,3 miliónu let (ANL, 2005). Rychlost radioaktivních přeměn je nazýván aktivita A. Aktivita vyjadřuje počet přeměn uskutečněných v časovém intervalu. Jednotkou aktivity je becquerel (Bq), vyjadřující množství přeměn za sekundu (s 1 ). Dříve používanou jednotkou je curie (1Ci = 3, Bq). Měrná aktivita radionuklidů v dané látce se vyjadřuje v jednotkách Bq kg 1 nebo Bq l 1. Pro konkrétní jádro nelze stanovit, kdy dojde k přeměně, pouze lze stanovit, s jako pravděpodobností k tomu dojde. Čím větší je poločas přeměny, tím je tato pravděpodobnost menší. 3.2 Radiocesium Cesium V roce 1860, fyzik Gustav Kirchhoff a chemik Robert Bunsen objevili neradioaktivní cesium v minerální vodě v Německu (EPA, 2012). Cesium je prvek náležící do skupiny alkalických kovů, který velmi rychle reaguje s kyslíkem nebo vodou a tak se s ním v přírodě setkáváme jen ve formě sloučenin. Čisté cesium se Robertu Bunsenovi nepodařilo připravit, připravil pouze cesný amalgám. Kovové cesium poprvé získal Carl Setterberg v roce 1882 elektrolýzou směsi kyanidu cesného a kyanidu barnatého. Cesium je měkký, stříbřitě bílošedý kov s nízkou teplotou tání 28 ºC. Název prvku caesius byl odvozen od dvou modrých čar v jeho spektru a znamená modrošedý. V přírodě existuje přirozeně jako stabilní izotop 133 Cs (ANL, 2005). Pro jádro atomu cesia je charakteristický počet 55 protonů Radiocesium Cesium může být stabilní, tj. neradioaktivní nebo nestabilní tj. radioaktivní. Radioaktivní cesium, a mnoho dalších radionuklidů, bylo objeveno v roce 1930 Glenn T. Seaborgem a jeho spolupracovnicí, Margaret Melhase (EPA, 2012). Cesium má 11 hlavních radioaktivních izotopů. Obavy lidí se týkají zejména dvou radioizotopů cesia a to 134 Cs a 137 Cs (ANL, 2005). 137 Cs se obvykle vyrábí z 235 U. Jeho poločas přeměny 137 Cs je 30,17 let (ULLMANN, 2002), tj. doba, za kterou se množství radioaktivních atomů sníží na polovinu svého prvotního 11

12 množství. Vzhledem k tomuto relativně dlouhému poločasu přeměny, emisi záření beta (β ) a gama, a rychlému začlenění do bilogických systémů (WHITE a BRODLEY, 2000) vzbuzuje tento radionuklid obavy. Produktem radioaktivní přeměny 137 Cs je radionuklid baria 137 Ba (ANL, 2005; EPA, 2012). Radiocesium se v 6,5 % případů emisí částice β přeměňuje přímo na stabilní 137 Ba. V 93,5 % případů emituje při své přeměně částice β za vzniku metastabilního 137 Ba, které dále deexcituje s poločasem radioaktivní přeměny 2,55 minuty emisí fotonu s energií 661,7 kev rovněž na stabilní 137 Ba. Příznačná je také podoba biogeochemického chování radiocesia s draslíkem (K), hlavní živinou v rostlinách se kterou cesium soutěží o vstup do kořenů (DELVAUX et al., 2000; WHITE a BRODLEY, 2000). Pro záření β je charakteristická jaderná přeměna neutronu v proton, tedy vznik nuklidu, který je v periodické tabulce prvků o jedno místo vpravo, proto je 137 Ba s protonovým číslem 56 produktem přeměny 137 Cs, které má protonové číslo 55. Beta záření může být zastaveno několika metry vzduchu či hliníkovou fólií. Při gama radiaci dochází k emisi γ fotonů z jádra s nadbytkem energie, tj. mění se energetický stav jádra, ale ne jeho složení. Záření gama je emitováno radioaktivním bariem, tj. produktem přeměny 137 Cs. Všechna gama kvanta při dané deexitaci budou mít stejnou energii. Energetické spektrum γ je čárové. Energie záření gama 137 Cs je 661,7 kev. Jedná se o typ ionizujícího záření s emisí shluků energie elektromagnetického záření velmi vysoké frekvence. Pohlcení tohoto pronikavého a nebezpečného záření je možné pouze silnou vrstvou betonu nebo olova (ULLMANN, 2002). 3.3 Zdroje radionuklidů v životním prostředí Výskyt radionuklidů v životním prostředí je přirozený, ale jsou také vyráběny uměle, tj. radionuklidy antropogenního původu. Přirozené neboli přírodní radionuklidy se dělí dle jejich původu a vzniku na primární, sekundární a kosmogenní. Přitom ozáření z těchto zdrojů může být v různých místech Země nerovnoměrné. Za zdroj primárních radionuklidů se považují termonukleární reakce v průběhu kosmické nukleogeneze. Do dnešní doby se zachovali pouze primární radionuklidy s velmi dlouhým poločasem přeměny. Zejména draslík 40 K, thorium 232 Th a uran 238 U a 235 U. Sekundární radionuklidy jsou radionuklidy, které vznikají transformací primárních radionuklidů v rámci přeměnových řad (uranová, thoriová, aktiniová). Přeměnové řady končí stabilními 12

13 izotopy. Kosmogenní radionuklidy mají svůj původ v nukleárních reakcích vysoce energetického kosmického záření s prvky zemské atmosféry. Významné jsou zejména 14 C a 3 H. Člověk vnáší svou činností do životního prostředí zvýšené koncentrace radionuklidů běžně se vyskytujících, ale také nové, uměle vyráběné, radionuklidy. Radiocesium náleží právě do skupiny uměle vyráběných radionuklidů. Radionuklidy se šíří od svého zdroje a jejich rozmístění je značně nerovnoměrné. Mezi oblasti zdrojů umělých radionuklidů náleží dle ANL (2005) zejména: - jaderný palivo-energetický cyklus a nehody jaderných zařízení - výroba a zkoušky jaderných zbraní - výroba a příprava radionuklidů v reaktorech, urychlovačích a generátorech - institucionální zdroje, zvl. nukleární medicína (diagnostika, radioterapie tj. léčba různých typů rakoviny /brachyterapie či teleradioterapie/, radiosterilizace) Mnohé z produkovaných radionuklidů jsou krátkodobé a rychle se rozkládají, ale některé mají delší poločas přeměny a postupně se uvolňují do životního prostředí. Z radioekologického hlediska jsou nejriskantnější radionuklidy 137 Cs, 90 Sr a 239 Pu (FIGUEIRA a CUNHA, 1998). Při větším množství radioaktivních látek v prostředí mluvíme o radioaktivním znečištění tzv. kontaminaci nebo až zamoření (BRANIŠ, 2004). Významná množství 137 Cs dostávající se do životního prostředí jsou z nehod jaderných zařízení, především havárie černobylského reaktoru a japonské elektrárny Fukushimy, a testů jaderných zbraní (ANL, 2005; DUFF a RAMSEY, 2008). Z těchto zdrojů zůstávají v ŽP zejména dva radionuklidy: 137 Cs a 90 Sr (ENTRY a WATRUD., 1998) Mezinárodní stupnice hodnocení závažnosti jaderných událostí V roce 1991 byla Mezinárodní agenturou pro atomovou energii MAAE zavedena stupnice (obrázek 1) INES (The International Nuclear Event Scale Mezinárodní stupnice jaderných událostí). INES rozděluje jaderné události na nehody (stupně 1, 2, 3), neohrožující okolí a nevyžadující mimořádná opatření mimo objekt nehody, a havárie (stupně 4, 5, 6, 7), vyžadující zvláštní opatření v okolí zdroje úniku radioaktivity. Události, které nemají žádný bezpečnostní význam, jsou klasifikovány stupněm 0. (Tůma, 1998) 13

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

15 zbraní souvisely jejich zkoušky. Sovětský svaz provedl první zkoušku své jaderné bomby v roce 1949 a Velká Británie v roce Se zkouškami jaderných bomb je spojeno nezanedbatelné radioaktivní znečištění prostředí. Exploze jaderné zbraně vede k rychlému uvolnění obrovské energie (tepelná energie, tlaková vlna, ionizující záření, elektromagnetický impuls) včetně velkého množství radionuklidů rozmanitého spektra izotopů, které mohou kontaminovat široké okolí svým spadem Havárie jaderných zařízení Při provozu jaderných zařízení (využití jaderného palivo-energetického cyklu) je jaderná štěpná reakce na rozdíl od jaderných bomb řízená. I při tomto provozu může dojít k řadě nehod, s následnou kontaminací životního prostředí, způsobených technickou poruchou, lidským faktorem či jejich kombinací. Při havárii jaderného reaktoru s únikem radioaktivity dochází především k úniku štěpných produktů. Při přehřátí dochází přednostně k úniku látek s nízkým teplotním bodem varu, které se snadno odpařují; je to především radiojód 131 I a radiocesium 137 Cs. Těžké radionuklidy, jako je uran či plutonium s vysokým bodem varu, se uvolňují jen velmi málo. Do vody však při porušení těsnosti palivových článků mohou unikat všechny radionuklidy (ULLMANN, 2002). Cesium-137 je hlavním radionuklidem ve vyhořelém jaderném palivu (ANL, 2005). Dvě nejzávažnější nehody jaderných zařízení jsou havárie jaderného reaktoru v Černobylu a havárie v jaderné elektrárně Fukushima. Havárie jaderného reaktoru v Černobylu Dne 26. dubna 1986 ráno zničily dva výbuchy reaktor 4. bloku jaderné elektrárny Černobyl na severu Ukrajiny. Techničtí pracovníci prováděli experiment s odstavením reaktoru. Sled několika chyb vedl k prudkému nárůstu řetězové štěpné reakce a došlo k výbuchu reaktoru a k požáru grafitového moderátoru. Toto vedlo k rozsáhlé kontaminaci životního prostředí radioaktivními štěpenými produkty. Únik přibližně 1,4x10 19 Bq s nejdůležitějšími radionuklidy 131 I a 137 Cs vedl k lokálnímu rozptylu na sever a západ od zdroje a vysoké depozici v dalších zemích prostřednictvím dešťových srážek (ULLMANN, 2002). Dopady nehody nebyly jen zdravotní (akutní nemoc z ozáření, vyšší dávky ozáření a jejich důsledky) a kontaminace širokého okolí, ale také ekonomické, sociální a psychologické. Havárie reaktoru v Černobylu, hodnocená na stupnici INES stupněm 7, ukázala, že otázky jaderné bezpečnosti přesahují hranice států a vedla k podstatnému zpřísnění bezpečnostních 15

16 předpisů a norem radiační ochrany nejen v jaderné energetice, ale v celé oblasti aplikací ionizujícího záření. Kontaminace území České republiky byla nehomogenní kvůli nerovnoměrným srážkám při přechodu jednotlivých vzdušných mas (příloha 5). Nejvíce bylo zasaženo území Jižní a Severní Moravy (příloha 6). Česká republika byla kontaminována 27 radionuklidy. Již v červenci 1986 tvořilo 137 Cs 90 % radioaktivity. Průměrná hodnota depozice radiocesia 137 Cs z černobylské havárie byla stanovena na 7,6 kbq m -2 (SÚRO, 1996). Havárie v jaderné elektrárně Fukushima Příčinou havárie v jaderné elektrárně Fukushima nacházející se na severovýchodním pobřeží japonského ostrova Honšú byla přírodní katastrofa ničivé zemětřesení o síle 9 º Richterovy stupnice s následnou vlnou tsunami dne 11. března Kvůli zaplavení vlnou tsunami bylo přerušeno chlazení, což vedlo k explozi vodíku s kyslíkem a došlo k uvolnění radioaktivních látek. Nejprve byla tato událost hodnocena dle INES stupněm 5, později byly důsledky přehodnoceny na stupeň 7. I přes hodnocení této jaderné události stupněm stejným jako Černobyl, nejsou její důsledky považovány za tolik katastrofické (ULLMANN, 2002). 3.4 Transfer a akumulace radiocesia v ekosystémech a postavení hub v těchto procesech Obr. 3.2 Cesty radioaktivního materiálu v životním prostředí (HÁLA, 1998) 16

17 Radionuklidy vstupující do životního prostředí se od svého zdroje šíří, účastní se tak koloběhu látek jak je znázorněno na obrázku 3.2 a jsou přitom ovlivňovány mnoha faktory jako vlastnosti radionuklidů, charakteristiky a chování organizmů a vlastnosti ekosystémů. Cesta vstupu radiocesia do hub je možná dvěma základními cestami a to atmosférou nebo příjmem kořeny z půdy. Z hub se mohou radionuklidy dostávat dál ingescí do těl živočichů či lidí (HÁLA, 1998) Radiocesium v atmosféře Obvykle dochází k pohybu radionuklidů atmosférou od zdroje kontaminace prouděním vzduchu v rámci tzv. troposféry, což je spodní část atmosféry, kde dochází k neustálému promíchávání vzdušných mas a jejich transportu. Vítr je horizontální pohyb vzduchu určovaný svým směrem a rychlostí. Radionuklidy unášené větrem a tak transportované atmosférou vstupují do organismů jejich inhalací nebo dochází k přímé kontaminaci rostlin a tedy i hub prostřednictvím suché nebo mokré depozice (spadu). Aktuální meteorologické podmínky v daném místě ředí a míchají vzdušné masy a zásadním způsobem ovlivňují transport a ukládání radionuklidů viz příloha 1 znázorňující srážky na území Československa v období přechodu kontaminovaných hmot po Černobylské havárii v roce Radiocesium v půdě Migrační procesy radionuklidů v půdě jsou poměrně složité, zahrnují různé mechanismy (sorpce, desorpce, iontová výměna atd.) a jsou závislé na různých faktorech (půdní vlastnosti, klimatické podmínky, atd.) a probíhají v mnoha směrech, současně vertikálně i horizontálně (PALAGYI a PALAGYIOVÁ, 1999). Vertikální distribuce radionuklidů je nerovnoměrná. Nicméně nejvíce 137 Cs i jiných radionuklidů se v přírodních ekosystémech udržuje v povrchové vrstvě půdy. Nejvíce jich je zachyceno v povrchové vrstvě půdy do 1 cm. V této vrstvě zůstává 70-90% 137 Cs (PALAGYI a PALAGYIOVÁ, 1999) a koncentrace 137 Cs klesá s rostoucí hloubkou půdy (ELSTNER et al., 1987). Další autoři říkají, že množství 137 Cs v lesních půdách se významně snižuje s hloubkou a dosahuje tedy nejvyšších hodnot v povrchové vrstvě humusu (YOSHIDA et al., 2004, KROLAK et al., 2010). Jestliže se jedná o tenkou vrstvu půdy na nepropustném podloží, čili radiocesium nemigruje do hloubky, poté dochází ke snižování koncentrace prakticky pouze radioaktivní přeměnou nebo vstupem do vegetace. Cesium náleží mezi méně mobilní radioaktivní kovy. Přednostně ulpívá na půdních částicích a tam dosahuje mnohonásobně vyšších koncentrací než ve vodě v půdních pórech. Na písčitých 17

18 pórech se odhaduje 280x a na jílovitých a hlinitých částicích dokonce 2000x až 4000x vyšší koncentrace (ANL, 2005). Migrace radiocesia dolů v lesních ekosystémech je poměrně pomalá a částečně kompenzovaná přesunem nahoru houbovým myceliem a kořeny do hub a rostlin (STEINER et al., 2000). Spadem a rozkladem organických hmot se opět radiocesium vrací do půdy. Může tak dojít k jakémusi zacyklení radionuklidů a jejich udržování v svrchních vrstvách půdy lesních ekosystémů (CALMON et al., 2009). Lesní produkty jsou tedy považovány, oproti zemědělským, rizikové. Podstatná část z 137 Cs v půdě je spojena s biologickou částí půdy, zejména s houbovou složkou (NIKOLOVA et al., 2000). Předpokládá se, že houby přispívají k dlouhodobému uchování 137 Cs v organických horizontech lesní půdy (STEINER et al., 2000). Má se za to, že půdní bakterie také přispívají k akumulaci 137 Cs (TOMIOKA et al., 1992). Další autoři (HEAL & HORRILL, 1983) také zdůrazňují význam organických půdních horizontů a jejich mikrobiálních společenstev (houby a bakterie) jako potenciálních akumulátorů živných prvků a radionuklidů v suchozemských ekosystémech Vstup radiocesia do hub Houby jsou důležitou součástí lesních ekosystémů, protože do značné míry ovlivňují osud a transport radionuklidů v lesích (STEINER et al., 2000). Některé druhy hub radiocesium významně akumulují ve svých plodnicích (BAEZA et al., 2004), stejně jako ostatní alkalické kovy, zejména draslík K (VINICHUK et al., 2010). Hlavními cestami vstupu radionuklidů do hub, popř. obdobně rostlin, a tím i do potravního řetězce, jsou atmosférickou depozicí přímo na houbu nebo vstup z půdy prostřednictvím mycelia (BELL et al., 1988). Hodnota vstupu radionuklidů z půdy do houby (rostliny) je vyjadřována především agregovaným faktorem transferu TAG, popř. transferovým faktorem TF. Hodnota TAG je uváděna (CALMON et al., 2009) v houbách lesních ekosystémů v rozmezí až 1 10 m 2 kg Cesty expozice lidí Vstup radionuklidů a tedy i radiocesia do organismů vede k vnitřnímu ozáření a je možný inhalací (dýcháním) či ingescí (jídlo, pití), popř. perkutánní cestou (přes kůži). Největším zdrojem jsou potraviny a voda. Přitom ale riziko představuje i vnější ozáření gama (ANL, 2005). Při vnějším ozáření vede opuštění kontaminované lokality, na rozdíl od vnitřního, k zamezení dalšího ozařování. Konzumací hub a dalších kontaminovaných rostlin, popř. zvířat dochází k transferu 137 Cs do organismů. Současná spotřeba hub pravděpodobně představuje významný podíl na tomto 18

19 příjmu u lidí. Dle odhadů (SHUTOV et al., 1996) by houby mohly přispívat z 60 až 70 % na příjmu 137 Cs ve stravě ze sbírání hub a lesních plodů z lesů v Rusku. Jiný autor (SKUTERUD et al., 1997) dokonce udává, že samotné houby přispívají 60 až 70 % radioaktivním cesiem v období léta až podzimu na území okresu Novozybkov v Rusku. BAN-NAI et al. (1997) uvádí, že spotřeba hub v Japonsku představuje 32 % z celkového ročního příjmu radioaktivního cesia. V Mexiku se předpokládá (GASO et al., 2000) podíl z celkového příjmu 137 Cs prostřednictvím hub 56 %. Uvádí se (KALAČ, 2001) různé způsoby jak snížit radioaktivitu hub jako například jejich namočením, blanšírováním či vařením. V mase lesní zvěře jsou dlouhodobě pozorovány zvýšené koncentrace tohoto radionuklidu. Kupříkladu ve studii (FIELITZ, 1996) na území Německa v letech 1986 až 1987 následující po Černobylské havárii bylo v mase prasete divokého (Sus scrofa) naměřeno 5400 Bq kg 1 hmotnostní aktivity 137 Cs. Zvýšené koncentrace jsou také v mase srnčí zvěře, ve kterém byly vypozorovány sezónní změny. V průměru byly nejnižší hodnoty zaznamenány v březnu a nejvyšší v říjnu, což je považováno za souvislost se zvýšeným příjmem potravy, ve které jsou akumulovány vysoké koncentrace (houby, kapradiny) v daném období. Příjem radiocesia lidmi je tedy možný i prostřednictvím zvěře, která také konzumuje houby a je příležitostnou potravou lidí. 3.5 Vliv radionuklidů na obyvatelstvo Průměrné roční dávky, kterou obyvatel ČR obdrží z radonu, z kosmického záření a od radionuklidů, jež se nacházejí v půdě i v našem těle, je 3,3 msv (HŮLKA a THOMAS, 2007). Hlavní zdravotní problém radionuklidů je spojen s vyšší pravděpodobností pro vyvolání rakoviny (ANL, 2005). Stejně tak BRANIŠ (2004) poukazuje na významné riziko mutagenního a karcinogenního účinku. Pokud 137 Cs vstupuje do organismu, pak dochází k jeho relativně rovnoměrnému rozdělení po celém těle. Mírně vyšší koncentrace se nachází ve svalech, zatímco mírně nižší koncentrace jsou uváděny v kostech a tuku. Zdravotní riziko závisí na podmínkách expozice. Tj. ovlivňují ho faktory, jako délka expozice, vzdálenost od zdroje či přítomnost stínění (EPA, 2012). Základní stavební jednotkou všech živých tkání je buňka, z níž každá plní určitou úlohu. Při ozáření buňky může dojít k několika následkům. Buňka může poškození opravit a žít dál. Radioaktivní záření může ale také rozbít molekuly, ze kterých je buňka postavena. Takto poškozená buňka pak často mění své chování, nebo zahyne. Zahyne-li buňka na následky rozsáhlých poškození, pak záleží na počtu zemřelých buněk. V případě odumření většího počtu 19

20 buněk mohou selhat postižené orgány a způsobit smrt. Jedná se o tzv. nestochastické účinky záření, označované jako akutní nemoc z ozáření. Jestliže buňka přežije, ale neopraví všechna poškození, hrozí riziko, že vyvolá rakovinné bujení. Je-li poškozena buňka pohlavních orgánů, může se to projevit i tím, že narozené dítě bude mít vrozenou vadu. Vrozená vada nemusí být viditelná, může jít i o ukrytou rakovinu, která se projeví později v životě dítěte. Jedná se o tzv. stochastické účinky záření (ULLMANN, 2002). Pochopení akumulace radionuklidů houbami a rostlinami není důležité pouze pro radioekologii a ochranu veřejného zdraví, ale může také pomoci při vytváření sanačních technologií pro kontaminované oblasti (STEINER et al., 2000). Vyhláška Státního úřadu pro jadernou bezpečnost č. 307/2002 Sb., ve znění pozdějších předpisů stanovuje v příloze č. 8 nejvyšší přípustné úrovně radioaktivní kontaminace potravin pro radiační mimořádné situace a nejvyšší přípustné úrovně radioaktivní kontaminace potravin pro přetrvávající ozáření po černobylské havárii. Hodnota nejvyšší přípustné úrovně radioaktivní kontaminace potravin pro přetrvávající ozáření po černobylské havárii je stanovena na 600 Bq kg 1, resp. Bq l Radiocesium a houby Houby Věda zabývající se houbami se nazývá mykologie. Houby (Fungi) jsou významnou a druhově bohatou skupinou organismů představující soubor heterotrofních organismů. Základní stavební jednotkou je vlákno tzv. hyfa. Vlákna tvoří podhoubí neboli mycelium, z kterého může nad zemský povrch vyrůstat plodnice. Právě plodnice hub jsou běžně konzumovány, představují tedy potenciální riziko a jsou předmětem případného zkoumání. Plodnice zpravidla u většiny druhů hub rostou v období podzimu. Houby se rozmnožují buď vegetativně rozpadem vlákna mycelia, nebo nepohlavními či pohlavními výtrusy. Jako stanoviště obvykle upřednostňují houby lesy a pastviny (DUFF a RAMSEY, 2008). Počet známých druhů hub se odhaduje na více než druhů, ale podle současných názorů je počet skutečně existujících druhů (SVRČEK, 2005). Makroskopické i mikroskopické houby mají v přírodě významné a jinými organismy nezastupitelné postavení. Nicméně četné druhy působí škody na rostlinách, živočiších i člověku tím, že způsobují řadu onemocnění. Mnohé druhy se využívají ve farmaceutickém a chemickém průmyslu. Nezanedbatelný je potravinářský význam. Uvádí se (KALAČ, 2001), že 72 % českých domácností spotřebuje cca. 7 kg hub za rok. Houby obsahují v průměru okolo 90 % vody, ostatní 20

21 složky jsou značně proměnlivé; v sušině je 4-30 % bílkovin, 1,5-5 % tuků, okolo 60 % sacharidů a 4-12 % minerálních látek (SVRČEK, 2005). Sběr volně rostoucích hub je v České republice tradiční činností. V této práci se pod pojmem houby rozumí zejména tzv. makromycety, tedy houby s nápadnými a okem dobře postřehnutelnými plodnicemi Faktory ovlivňující aktivitu 137 Cs v houbách Bylo sledováno mnoho faktorů, které ovlivňují vstup 137 Cs do hub. Lze je rozdělit na dvě skupiny a to na vlastnosti prostředí a vlastnosti konkrétních hub. Zejména vlastnosti prostředí jsou často vzájemně velmi úzce provázány. Půda V půdách je sledován vztah mezi podílem organické hmoty půdy a aktivitou 137 Cs. Nejvyšší aktivita 137 Cs je dosahována v organických částech půdy na které se 137 Cs váže. Podíl organické hmoty s hloubkou v půdě klesá a tento podíl je také velmi různorodý v jednotlivých půdách. Lesní půdy jsou obvykle tvořeny horní vrstvou především organickou a dolní vrstvou minerální (DE BROUWER, 1994). Koncentrace 137 Cs v půdě se tedy předpokládá nejvyšší v blízkosti povrchu, právě v těchto organických vrstvách, a klesá s půdní hloubkou v hlubších minerálních vrstvách (YOSHIDA et al., 2004). Kammerer et al. (1994) také dochází k závěru, že houby, které rostou v organických půdách, mohou dosahovat vyšší úrovně 137 Cs než ty, které rostou v minerální půdě. Zásadní je také výše kontaminace lokality 137 Cs. Nadmořská výška Vyšších hodnot aktivit 137 Cs je dosahováno v houbách pocházejících z vyšších nadmořských výšek než nižších nadmořských výšek (HEINRICH, 1993), což ale může úzce souviset s půdními vlastnostmi, které se na dané oblasti vážou. Typ lesa Vyšší hodnoty byly pozorovány v houbách pocházejících z jehličnatých lesů než z listnatých lesů (HEINRICH, 1993), což ale opět může souviset s půdními vlastnostmi, které se na dané oblasti vážou. Podíl jehličnatých lesů se také zvyšuje s nadmořskou výškou. 21

22 Hloubka mycelia Důležitým faktorem je hloubka, ve které jsou podzemní části hub (mycelium). Yoshida et al. (2004) uvádí, že nejvyšší průměrná koncentrace 137 Cs byla zjištěna u těch hub, které měly mycelium v hloubce 0 až 5 cm. Zde je patrná souvislost s koncentrací 137 Cs v povrchových organických vrstvách půdy. Způsob výživy hub Přestože podmínky prostředí mohou být velmi různorodé, za významnější vliv na vstup 137 Cs je považován druh houby, o který se jedná, a tedy jeho vlastnosti (HEINRICH, 1992). Způsob výživy houby je považován za jeden z významných znaků ovlivňujících míru vstupu radionuklidů do houby. Houby jsou heterotrofní organismy stejně jako živočichové a jsou ve své výživě odkázány na autotrofní organismy. V ekosystémech mají houby funkci destruentů, jsou to tedy rozkladači organické hmoty. Podle způsobu výživy je lze rozdělit do tří základních, dále dělitelných, skupin na symbionty, saprofyty a parazity (KAMMERER et al., 1994). Symbióza je vzájemně prospěšný vztah mezi jedinci různých druhů. Tzv. mykorhizní symbióza je termín používaný pro vztah mezi houbou a kořeny vyšších rostlin, rostlina dodává houbě organické látky, houba dodává rostlině vodu a v ní rozpuštěné minerální látky (BRANIŠ, 2004). Jiným příkladem symbiózy je tzv. lichenismus což je soužití houby a zelené řasy nebo sinice čímž vzniká složený organismus nazývaný jako lišejník (GRYNDLER et al., 2004). Právě u symbiotických druhů jsou dosahovány nejvyšší aktivity oproti houbám upřednostňujících ostatní způsoby výživy (YOSHIDA, 2004). Saprofytické houby (dekompozitoři) získávají organické látky pomocí rozkladu odumřelých živočišných či rostlinných těl na jednodušší látky a tím zpřístupňují tyto látky nejen sobě, ale i jiným organismům. Tento způsob výživy hub je u makromycet nejběžnější (CALMON et al., 2009, KEIZER, 2005). Parazitické houby mohou být biotrofní (živí se obsahem buněk ale nezabíjí je) či nekrotrofní (způsobují odumírání tkáně), tj. žijí v non-symbiontických vztazích. Dále můžeme parazitický vztah rozdělit na obligátní čili závazný či fakultativní neboli příležitostný (KEIZER, 2005). Dle BAEZA et al. (2004) činí ve Španělsku zastoupení symbiotických hub 57 %, saprofytických 41 % a parazitických 2 %. Nicméně rozdělení hub dle způsobu výživy má nejasné hranice a může dojít k přechodu, kupříkladu některé mykorizní houby jsou schopny v určité fázi života vegetovat i saprofyticky jako třeba čechratka (Paxillus). Nebo parazitické 22

23 houby, které přežívají později na již odumřelém hostiteli, tzv. saproparazitismus (HOLEC et al., 2006). Houby s symbiotickým (mykorhizním) nutričním mechanismem dosahují vyšší úrovně aktivity 137 Cs než druhy saprofytické (BAEZA et al., 2004) a parazitické (DUFF a RAMSEY, 2008). Například dle zpráv SÚRO (ŠKRKAL, 2012a) jsou jednoznačně vyšší hodnoty dosahovány řádem hřibotvaré, který je tvořen zejména symbionty oproti řádu lupenotvaré u kterého převažuje saprofytický způsob výživy (viz. Příloha 5, 6 a 7). Rozdíly v distribuci radionuklidů v rámci druhu Houby jsou významnými bioakumulátory radionuklidů. Obsah radionuklidů je závislý zejména na druhu houby (DVOŘÁK, 2006), ale může být také rozdíl v tomto obsahu v souvislosti se stářím, tj. stupněm zralosti plodnic konkrétního druhu. S fází vývoje se totiž mění nutriční požadavky hub. Maximální příjem radionuklidů byl zjištěn u zralých plodnic, oproti mladým a starým. Další rozdíl v rámci jednoho druhu je v distribuci radionuklidů mezi jednotlivými částmi plodnice. Větší hodnoty jsou dle Baeza et al. (2006) dosahovány v klobouku a lupenech či rourkách oproti třeni (tzv. noha) Radiocesium v houbách Hmotnostní aktivity 137 Cs v houbách v ČR jsou sledovány v rámci Radiační monitorovací sítě (RMS). Příloha 7 ukazuje rozložení dosahovaných hodnot hmotnostní aktivity 137 Cs v houbách v nativním stavu v rámci České republiky v letech V příloze 8 jsou hodnoty aktivity 137 Cs dosahované řádem hřibotvaré a v příloze 9 řádem lupenotvaré. Dle výsledků RMS bylo dosaženo v řádu hřibotvaré průměrné hmotnostní aktivity 137 Cs vztažené na suchou hmotnost 443 Bq kg 1, v řádu lupenotvaré 40 Bq kg 1 a v řádu holubinkotvaré 146 Bq kg 1. Vzorky těchto měření byly odebírány v 7 krajích (Středočeský, Severočeský, Západočeský, Jihočeský, Východočeský, Jihomoravský a Severomoravský) ČR (ŠKRKAL et al., 2012a,b). DVOŘÁK et al. (2006) udává hmotnostní aktivity 137 Cs v houbách v nativním stavu měřených gamaspektrometricky v roce 2000 až 2004 na území ČR s maximem dosahujícím 6263 Bq kg 1, jak je vidět v tabulce 3.1. Vzorky pochází ze Starého a Nového Ranska v kraji Vysočina. Nejvyšší hmotnostní aktivity 137 Cs měřené na Slovensku pak autor (DVOŘÁK et al., 2006) uvádí u vzorku ze Senic a to 966 Bq kg 1 suché hmotnosti pro klouzka obecného (Suillus luteus). Dvořákovy výsledky prokázaly výrazně nižší aktivitu 137 Cs na Slovensku ve srovnání 23

24 s výsledky z České republiky. Pro srovnání, hmotnostní aktivita 137 Cs ve vzorcích v okruhu do 30 km od Černobylu byla naměřena 6000 Bq kg 1 suché hmotnosti. Na rozdíl od toho radioaktivita pěstovaných hub je zanedbatelná. KALAČ (2001) uvádí průměrnou hodnotu 7 Bq kg 1 suché hmotnosti u pěstovaných hub. Tab. 3.1 Naměřené hodnoty hmotnostní aktivity 137 Cs na území ČR (DVOŘÁK, 2006) Český název Latinský název Hmotnostní aktivita v nativním stavu [Bq kg 1 ] Pečárka zahradní a Abgaricus hortensis < 0,4 Čirůvka dvoubarvá a Lepista saeva 18,0 Čirůvka dvoubarvá a Lepista saeva 3,0 Václavka obecná a, b Armillariella mellea 11,0 Bedla vysoká a Macrolepiota procera 4,0 Ryzec borový c Lactarius deliciosus 42,0 Hřib hnědý c Xerocomus badius 105,0 Hřib královský c Boletu aestivalis 34,0 Hřib modračka c Boletus pulverulentus 32,0 Hřib královský c Boletus aestivalis 37,0 Hřib modračka c Boletus pulverulentus 103,0 Václavka obecná a,b Armillariella mellea 34,0 Pýchavka obecná a Lycoperdon perlatum < 2,4 Hřib hnědý c Xerocomus badius 708,0 Hřib hnědý c Xerocomus badius 415,0 Klouzek sličný c Suillus grevillei 200,0 Hřib hnědý c Xerocomus badius 6240,0 Hřib hnědý c Xerocomus badius 6263,0 Hřib hnědý c Xerocomus badius 400,0 Hřib hnědý c Xerocomus badius 4380,0 Vysvětlivky: a - saprofyt, b - parazit, c - symbiont Ve studii (BYRNE, 1988) ze Slovinska z období po černobylské havárii byl sledován zvýšený obsah radiocesia v makromycetách. Zvláštní pozornost byla věnována čeledi pavučinovité (Cortinariaceae). Nejvyšší aktivity byly nalezeny v sluce svraskalé (Rozites 24

25 caperata), pavučinci náramkovém (Cortinarius armillatus) a pavučinci kozlím (Cortinarius tragant), což jsou oba nepoživatelné druhy. Vysoké aktivity byly nalezeny také v hřibu hnědém (Xerocomus badius) a lakovce ametystové (Laccaria amethystina). Ve studii (ELSTNER et al., 1987) dvou lokalit v alpském regionu jihozápadního Bavorska gamaspektrometrickou analýzou byl zaznamenán zvýšený obsah 137 Cs v hřibu hnědém (Xerocomus badius), ale už ne v hřibu smrkovém (Boletus edulis) a lišce obecné (Cantharellus cibarius). Ve studii z jižního Bavorska jsou udávány hmotnostní aktivity 137 Cs v plodnicích hub v rozmezí 2 až 1500 Bq kg 1 suché hmotnosti, v závislosti na způsobu výživy a druhu houby, což svědčí o druhově specifické akumulační schopnosti (KAMMERER et al., 1994). Některé druhy se považují za rizikovější a předpokládá se u nich větší hromadění 137 Cs. Například hřibovité (Boletaceae) houby (DVOŘÁK et al., 2006). Nadprůměrná koncentrace 137 Cs je také v rodech: slzivka (Hebeloma), čirůvka (Tricholoma) a ryzec (Lactarius). Další autor (KALAČ, 2001) uvádí konkrétní rizikové druhy: hřib hnědý (Xerocomus badius), hřib žlutomasý (Xerocomus chrysenteron), klouzek strakoš (Suillus variegatus), sluka svraskalá (Rozites caperata) a lišák zprohýbaný (Hydnum repandum). Vykazují totiž nadprůměrnou schopnost přijímat 137 Cs. 25

26 4 MATERIÁL A METODIKA Předmětem této diplomové práce je gamaspektrometrická analýza radiocesia ( 137 Cs) u nejedovatých hub, makromycet, které byly sbírány na území kraje Vysočina. 4.1 Sběr vzorků Druhy hub pro radiospektrometrické stanovení obsahu radiocesia byly vybírány dle nálezů v prozkoumávaných lokalitách, s vyloučením hub jedovatých. Plodnice hub byly sbírány klasickým ručním způsobem v období října 2011 až října 2012 (tabulka 4.2). Ihned při sběru byly vzorky hub druhově identifikovány, očišťovány a tříděny dle druhů. Celkem bylo odebráno 40 vzorků hub tvořených 18 druhy. Všechny sbírané houby náleží do třídy stopkovýtrusé (Agaricomycetes) a lze je dále rozdělit do čtyř řádů na lupenotvaré (Agaricales), hřibotvaré (Boletales), holubinkotvaré (Russulales) a liškotvaré (Cantharellales). V lokalitách sběru hub byly dále zajišťovány vzorky svrchní a spodní půdy za účelem stanovení vstupu 137 Cs z půdy do plodnic. Půda byla odebírána vždy z tří míst v lokalitě sběru hub, tak aby byla co nejlépe pokryta plocha odběru. Vzhledem k nerovnoměrnosti porostu plodnic, byl odběr učiněn vždy v třech centrech, kde se plodnice nejvíce soustředily. Odebrané tři vzorky svrchní půdy byly promíchány, stejně tak u spodních vzorků. Svrchní vzorky byly odebírány ihned pod odstraněnou hrubou hrabankou popř. trávním drnem. Spodní vzorky půd byly odebírány z hloubky cca 20 cm pod svrchním vzorkem. Vzorky o objemu 100 cm 2 z každého odběrového místa byly odebírány za pomoci lopatky a motyčky a následně uloženy do plastových sáčků. Odběry půd byly realizovány v období října 2012 až února 2013 (tabulka 4.1). Z devíti lokalit sběru hub bylo odebráno celkem 18 vzorků půd. 26

27 Tab. 4.1 Vzorky půd z lokalit s daty odběrů a měření Kód vzorku Název naleziště Datum odběru Datum měření A Záhoří A B Klučovská hora B C Klučov - louka C D Čechočovice D E Blatiny E F Vápenice F G Babín G H Lubi H I Na příkopech I

28 Kód vzorku Tab. 4.2 Vzorky hub s daty odběrů a měření Český název Latinský název Datum sběru Datum měření HO-A-01 Ryzec oranžový Lactarius mitissimus LU-A-02 Čirůvka fialová Lepista nuda LU-A-03 Čirůvka šedožemlová Tricholoma scalpturatum HO-A-04 Ryzec oranžový Lactarius mitissimus HO-A-05 Ryzec syrovinka Lactarius volemus LU-A-06 Čirůvka fialová Lepista nuda LU-A-07 Čirůvka šedožemlová Tricholoma scalpturatum LU-A-08 Václavka obecná Armillaria mellea LU-H-09 Špička obecná Marasmius oreades HŘ-H-10 Čechratka černohuňatá Paxillus atrotomentosus LI-H-11 Liška obecná Cantharellus cibarius HŘ-H-12 Hřib žlutomasý Boletus chrysenteron HO-H-13 Ryzec plstnatý Lactarius vellereus HŘ-E-14 Hřib modračka Boletus pulverulentus LI-E-15 Liška obecná Cantharellus cibarius HŘ-E-16 Čechratka podvinutá Paxillus involutus LU-A-17 Špička obecná Marasmius oreades LU-B-18 Bedla červenající Macrolepiota rhacodes HO-B-19 Ryzec plstnatý Lactarius vellereus HŘ-B-20 Hřib žlutomasý Boletus chrysenteron LU-C-21 Pýchavka dlabaná Calvatia utriformis HO-A-22 Ryzec oranžový Lactarius mitissimus HŘ-A-23 Hřib žlutomasý Boletus chrysenteron LU-A-24 Čirůvka šedožemlová Tricholoma scalpturatum HŘ-F-25 Hřib žlutomasý Boletus chrysenteron HŘ-F-26 Hřib hnědý Boletus badius HŘ-F-27 Hřib smrkový Boletus edulis HŘ-F-28 Čechratka podvinutá Paxillus involutus HŘ-G-29 Hřib hnědý Boletus badius LI-G-30 Liška bledá Cantharellus pallens LI-D-31 Liška obecná Cantharellus cibarius LU-D-32 Václavka obecná Armillaria mellea HŘ-D-33 Hřib žlutomasý Boletus chrysenteron LI-G-34 Liška obecná Cantharellus cibarius LU-G-35 Václavka obecná Armillaria mellea HŘ-G-36 Hřib hnědý Boletus badius LU-F-37 Václavka obecná Armillaria mellea HŘ-F-38 Hřib hnědý Boletus badius LU-A-39 Václavka obecná Armillaria mellea LU-I-40 Penízovka širokolupenná Megacollybia platyphylla

29 4.1.1 Charakteristika lokalit sběru vzorků Vzorky hub byly sbírány celkem na devíti lokalitách (Tab. 4.3) označených A až I. Všechny naleziště se nachází v kraji Vysočina v okolí města Třebíč a Žďár nad Sázavou, jejich lokalizace je v mapové příloze 3 a 4. Název naleziště Tab. 4.3 Lokality sběru vzorků v kraji Vysočina Kód naleziště Okres Souřadnice GPS Nadmořská výška m n. m. Záhoří A TR , Klučovská hora B TR , Klučov - louka C TR , Čechočovice D TR , Blatiny E ZR , Vápenice F ZR , Babín G ZR , Lubi H TR , Na příkopech I TR , Charakteristika jednotlivých lokalit sběru vzorků: Záhoří - A GPS: , ; cca 580 m n. m. Jedná se o jižně orientované zalesněné svahy lokality severně od obce Klučov na Třebíčsku (JV od města Třebíč) s místním pojmenováním Záhoří. Na lokalitě se v pásech střídá listnatý dubohrabrový les a hustý smrkový porost. Vzorky byly sbírány zejména v listnatých pásech lesa. Odebrané druhy: čirůvka fialová, čirůvka žedožemlová, hřib žlutomasý, ryzec oranžový, ryzec syrovinka, špička obecná, václavka obecná 29

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

31 Babín G GPS: , ; cca 570 m n. m. Vzrostlý smrkový les s místním pojmenováním Babín cca 3 km JZ od města Žďár nad Sázavou poblíž rybníku Velký Babín. Odebrané druhy: hřib hnědý, liška obecná, václavka obecná Lubi - H GPS: , ; cca 410 m n. m. Lokalita zalesněná jehličnany cca 200 m východně od hráze vodní nádrže Lubi na turistické trase označené modrou barvou. Vodní nádrž Lubi se nachází cca 1 km od SV okraje města Třebíč směrem k obci Ptáčov. Odebrané druhy: čechratka černohuňatá, hřib žlutomasý, liška obecná, ryzec plstnatý, špička obecná Na příkopech I GPS: , ; 475 m n. m. Druh byl odebrán v lesním smíšeném pásu, který jde souběžně s okrajovou ulicí Na příkopech za č. p. 25 v městě Třebíč. Jedná se o tedy o stanoviště těsně přiléhající k SZ okraji města. Odebrané druhy: penízovka širokolupenná 4.2 Zpracování vzorků Po nasbírání plodnic byl houbový materiál neprodleně očištěn, rozkrájen na plátky, usušen sušičkou značky EziDri a uzavřen do skleněných nádob s označením místa, druhu houby a datem sběru. Poté byl materiál dodán na Ústav molekulární biologie a radiobiologie. Zde byly vzorky rozdrceny v mixéru tak, aby vytvořily homogenní vzorky. Poté byly uloženy do uzavřených vzorkovnic o objemu 100 ml, zváženy a označeny (příloha 12 a 13). Z půdních vzorků byly po jejich odběru odstraněny hrubé nečistoty a vzorky byly uzavřeny v označených plastových či skleněných nádob. Vzorky půdy byly následně v Ústavu molekulární biologie a radiobiologie sušeny v sušárně po dobu 24 hodin při teplotě 40 ºC, zváženy a uloženy v uzavřených nádobách. Při měření byly vzorky vkládány do označených Marinelliho nádob o objemu 500 ml (příloha 13). Z každé lokality byl odebrán vzorek svrchní a spodní půdy, tj. z celkem 9 lokalit bylo odebráno 18 vzorků půd. 31

32 4. 3 Gamaspektrometrická analýza Gamaspektrometrická analýza je metoda stanovení aktivity radionuklidů ve vzorcích na základě zjištění jejich energetických spekter. Prostřednictvím této metody se zaznamenává radioaktivní přeměna gama, která je vlastností většiny radionuklidů. Záření gama je detekováno prostřednictvím polovodičového detektoru. Metoda je schopná detekovat i velmi nízké koncentrace. Jednotlivé energetické skupiny gama kvant se ve spektru zobrazují jako příslušné píky, energie záření určuje polohu píku na vodorovné ose spektra a intenzitu určuje plocha píku. Vzorky hub a půd byly na Ústavu molekulární biologie a radiobiologie AF touto metodou proměřovány v období listopadu 2012 až března Gamaspektrometrická trasa Gamaspektrometrická analýza vzorků byla provedena prostřednictvím gamaspektrometrické trasy používané na Ústavu molekulární biologie a radiobiologie AF MZLU V Brně. Tato trasa je tvořena těmito částmi: - polovodičový germaniový detektor HPGe Ortec GEM40 (s předzesilovačem) s olověným stínícím krytem firmy Canberra (10 cm olova Pb + 1 mm mědi Cu) a chlazením v Dewarově nádobě s kapalným dusíkem - zdroj vysokého napětí - zesilovač v napájecím rámu BIN 2000 a multiport Canberra, který umožňuje připojení až 6 sond - hardware a software (GENIE 2000, Canberra Packard) Kalibrace gamaspektrometrické trasy Před zahájením gamaspektrometrické analýzy je nutné provést energetickou (kvalitativní) a účinnostní (kvantitativní) kalibraci gamaspektrometrické trasy. Správně kalibrovaný systém se ověřuje pomocí standardních vzorků dodaných Českým metrologickým institutem, Inspektorátem ionizujícího záření (ČMI IIZ, Praha). Energetická kalibrace Energetická kalibrace slouží ke stanovení vztahu mezi polohou píků ve spektru a odpovídajících energií příslušných gama kvant/fotonů. Kalibrace se realizuj měřením vzorků s radionuklidy s přeměnou pokrývající celý energetický rozsah měřeného spektra. Vzorky používané ke kalibraci mají známé energie gama kvant. Poté se jednotlivým píkům přiradí jejich energie 32

33 a určí se jednotlivé nuklidy. Energetická kalibrace je lineární závislost (Obr. 4.1) mezi energií dopadajících fotonů (kev) a přiřazeným číslem kanálu. Obr. 4.1 Výsledný graf energetické kalibrace (na ose X kanály, na ose Y energie) Obr. 4.2 Výsledný graf účinnostní kalibrace (na ose X energie, na ose Y účinnost) 33

34 Účinností kalibrace Účinnostní kalibrace stanovuje s jakou účinností gamaspektrometrická trasa bude určovat aktivitu určitého radionuklidu. Účinnostní kalibrace tvoří křivku (Obr. 4.2) Minimální významná aktivita a minimální detekovatelná aktivita Při provádění kvantitativní analýzy je nutné stanovit, kdy lze určitou aktivitu radionuklidu ještě detekovat (MDA) a kdy je zjištěná aktivita statisticky významná (MVA). Minimální významná aktivita je hodnota, od které stanovené aktivity považujeme za aktivity vzorku. Aktivity menší než MVA se připisují fluktuaci pozadí. MVA se považuje za citlivost detekce. Je-li naměřená hodnota aktivity vyšší než MVA pak je považována za skutečnou aktivitu vzorku. Minimální detekovatelná aktivita je skutečná hodnota aktivity ve vzorku, kterou jsme za našich podmínek, tj. daného gamaspektrometrického vybavení a jeho nastavení, spolehlivě určit. Hodnoty MVA a MDA lze stanovit dle následujícího vztahu: A L / L C D MVA / MDA [Bq kg -1 ] (1) E t y m K a K1 K 2 kde: A MVA minimální významná aktivita (Bq kg -1, Bq l -1, Bq m -1 ) A MDA minimální detekovatelná aktivita (Bq kg -1, Bq l -1, Bq m -1 ) L c mez významnosti LC 2, 33 B L d mez detekce LD 2,71 + 4, 65 B ε E účinnost píku totální absorpce gama kvant s energií E 661,7 kev, ε E = 2, t doba měření vzorku (s) y podíl gama kvant s energií E z celkového počtu kvant všech energií příslušné gama přeměny, y = 0,851 m hmotnost, objem nebo plocha analyzovaného vzorku (kg, l, m 2 ), V houby = 0,1; V půda = 0,5 K a K 1 korekce na rozdílnost mezi hustotou měřeného a kalibračního vzorku pro danou geometrii. Předpokládáme, že K a = 1. korekce na radioaktivní přeměnu během doby mezi koncem odběru a začátkem měření. Předpokládáme, že K a = 1. 34

35 K korekce na radioaktivní přeměnu během doby měření vzorku. Předpokládáme, že K 2 = 1. Hodnota pozadí daného píku při výpočtu MVA a MDA pro stanovení meze významnosti L c a meze detekce L D se stanovuje z následujícího vztahu. Pro výpočet byly použity vždy dvojice koncových bodů B 11 a B 12 (tj. pro B 1 ) na levé straně píku a B 21 a B 22 (tj. pro B 2 ) na pravé straně píku. Z těchto je vypočtena průměrná pozaďová hodnota jednoho kanálu. Na základ určení kanálu počátečního bodu píku a koncového kanálu je určena suma kanálu píku N. Tento počet kanálů píku je vynásoben průměrnou pozaďovou hodnotou. B N ( B 1 + B2 ) [impulzů] 2 n (2) kde: N počet kanálů daného píku B 1, B 2 pozaďové hodnoty na levé a pravé straně píku n počet koncových bodů pro určení pozadí na levé a pravé straně píku; použito n = Provedení gamaspektrometrického stanovení 137 Cs ve vzorcích hub a půd Měření se provádělo prostřednictvím software GENIE 2000, který po vložení vzorku na detektor a jeho změření znázorňuje 2D spektrum s řadou píků a jim přiřazených konkrétních radionuklidů, tj. slouží k určení přítomnosti jednotlivých radionuklidů ve vzorku. Vzorky hub byly měřeny ve vzorkovnicích o objemu 100 ml a vzorky půd v Marinelliho nádob o objemu 500 ml po dobu. Každý vzorek byl měřen po dobu 1,5, 10 či 20 hodin (příloha 3 a 4). Kvalitativní analýza Po provedení gamaspektrometrického měření software zobrazuje spektrum s řadou nuklidů. V této práci je předmětem zájmu pouze pík radiocesia 137 Cs s energií ve středu píku 661,7 kev. Kvantitativní analýza Kvantitativní analýza již slouží k přímému odečtení celkové aktivity daného radionuklidu. Zde odečtení pouze aktivity 137 Cs v jednotlivých vzorcích hub nebo půdy. Hodnoty aktivity 137 Cs ve vzorcích hub i půd byly přepočteny na jednotku hmotnosti na základě následujícího vztahu: 35

36 A A m [Bq kg -1 ] (3) m kde: A aktivita [Bq] m hmotnost vzorku [kg] Zjištěné aktivity byly dále přepočteny na aktivitu k datu odběru jednotlivých vzorku hub nebo půd: t At A0 e [Bq] (4) kde: A t aktivita v době měření [Bq] A 0 aktivita v době odběru, tj. počáteční aktivita [Bq] e eulerovo číslo: e = 2,71 t λ doba mezi A t a A 0 [s] přeměnová konstanta: 1 ln 2 T, resp T T poločas přeměny u 137 Cs: T = 30,17 let ( s) Transferový faktor Transferový nebo též koncentrační faktor je poměr hmotnostní aktivity houby (Bq kg 1 ) k hmotnostní aktivitě v půdě (Bq kg 1 ) v suchém stavu. A mh TF (5) A m p 1 kde: TF transferový faktor (bezrozměrný) A mh hmotnostní aktivita hub [Bq kg 1 ] A mp hmotnostní aktivita půdy [Bq kg 1 ] Agregovaný faktor transferu Další informaci nám podává agregovaný faktor transferu. Tento ekologický faktor kvantifikuje dostupnost radionuklidu pro různé typy lesních porostů. Je to poměr hmotnostní aktivity radionuklidu v houbě (Bq kg 1 ) k celkové depozici na půdu na jednotku plochy (Bq m 2 ). A mh T AG [m 2 kg 1 ] (6) Qd 36

37 kde: T AG agregovaný faktor transferu [m 2 kg 1 ] A mh hmotnostní aktivita hub [Bq kg 1 ] Q d celková depozice na půdu na jednotku plochy [Bq m 2 ] Statistické zhodnocení Zjištěné výsledky gamaspektrometrické analýzy byly dále statisticky vyhodnoceny. Statistické zpracování zahrnuje roztřídění údajů dle určitých hledisek a následný výpočet statistických ukazatelů. Aritmetický průměr vyjadřuje typickou hodnotu popisující soubor mnoha hodno. A n A i (7) kde: A prostý aritmetický průměr aktivity [Bq] A i n aktivita měření [Bq] počet měření Směrodatná odchylka vypovídá o tom, jak moc se od sebe liší případy v zkoumaném souboru. 2 A i A n (8) kde: δ směrodatná odchylka A A i n prostý aritmetický průměr aktivity [Bq] aktivita měření [Bq] počet měření K porovnání zda se hodnoty hmotnostní aktivity vzorků roztříděných do několika stanovených skupin statisticky významně liší, byl použit t-test. 37

38 5 VÝSLEDKY A DISKUZE 5.1 Minimální významná aktivita a minimální detekovatelná aktivita Pro všechny měřené vzorky hub i půd byly stanoveny hodnoty meze významnosti L C a meze detekce L D. Pozadí pro výpočet L C a L D bylo odečteno z konkrétních spekter vzorků. Na základě hodnot L C a L D byla dále vypočtena minimální významná aktivita MVA i minimální detekovatelná aktivita MDA. Vypočtené hodnoty L C, L D, MVA a MDA jsou uvedeny v tabulkách 5.1 a 5.2. Kód vzorku Tab. 5.1 Hodnoty minimální významné aktivity a minimální detekovatelné aktivity hub L C (impulzů) L D (impulzů) A MVA A MDA [Bq kg 1 ] [Bq kg 1 ] Kód vzorku L C (impulzů) L D (impulzů) A MVA A MDA [Bq kg 1 ] [Bq kg 1 ] HO-A-01 36, ,0470 0,4851 1,0044 LU-C-21 50, ,0358 0,3364 0,6895 LU-A-02 52, ,4400 0,3545 0,7256 HO-A-22 53, ,9628 0,3596 0,7358 LU-A-03 38, ,8215 0,5171 1,0683 HŘ-A-23 53, ,0009 0,3564 0,7294 HO-A-04 58, ,1459 0,3904 0,7973 LU-A-24 38, ,8916 0,2588 0,5346 HO-A-05 49, ,0068 0,3329 0,6826 HŘ-F-25 56, ,6485 0,3753 0,7672 LU-A-06 50, ,0358 0,3364 0,6895 HŘ-F-26 40, ,7855 0,5437 1,1213 LU-A-07 32, ,8058 0,4298 0,8941 HŘ-F-27 78, ,0565 0,5242 1,0643 LU-A-08 34, ,4451 0,4609 0,9562 HŘ-F-28 41, ,0426 0,5521 1,1381 LU-H-09 48, ,8537 0,6447 1,3230 HŘ-G-29 40, ,7855 1,0874 2,2426 HŘ-H-10 56, ,5623 0,3784 0,7733 LI-G-30 29, ,8034 0,3963 0,8271 LI-H-11 50, ,0544 0,3398 0,6963 LI-D-31 35, ,9235 0,4708 0,9759 HŘ-H-12 48, ,9161 0,3259 0,6686 LU-D-32 42, ,1814 0,5665 1,1668 HO-H-13 28, ,0391 0,1922 0,4018 HŘ-D-33 40, ,7855 0,5437 1,1213 HŘ-E-14 72, ,2037 0,9757 1,9834 LI-G-34 29, ,8034 0,7926 1,6542 LI-E-15 48, ,9161 0,3259 0,6686 LU-G-35 40, ,7855 0,5437 1,1213 HŘ-E-16 30, ,5166 4,0777 8,5005 HŘ-G-36 76, ,3884 1,0171 2,0662 LU-A-17 47, ,7795 0,3188 0,6543 LU-F-37 41, ,0426 0,5521 1,1381 LU-B-18 52, ,0302 0,3531 0,7229 HŘ-F-38 38, ,8916 0,5176 1,0692 HO-B-19 28, ,0391 0,1922 0,4018 LU-A-39 53, ,9628 0,7192 1,4716 HŘ-B-20 52, ,0302 0,3531 0,7229 LU-I-40 45, ,4813 0,6154 1,

39 Tab. 5.2 Hodnoty minimální významné aktivity a minimální detekovatelné aktivity půd Kód vzorku L C (impulzů) L D (impulzů) A MVA [Bq kg 1 ] A MDA [Bq kg 1 ] A-1 161, ,4247 0,2164 0,4355 A-2 159, ,6150 0,2132 0,4291 B-1 140, ,1979 0,3762 0,7580 B-2 295, ,9487 0,3958 0,7935 C-1 171, ,4879 0,2299 0,4624 C-2 147, ,1325 0,1974 0,3977 D-1 39, ,5087 0,2140 0,4417 D-2 68, ,1802 0,1844 0,3752 E-1 39, ,2110 0,1053 0,2174 E-2 49, ,0068 0,1332 0,2730 F-1 124, ,7782 0,1670 0,3370 F-2 133, ,3055 0,1788 0,3604 G-1 128, ,4936 0,1722 0,3473 G-2 77, ,7371 0,1040 0,2111 H-1 38, ,5492 0,5086 1,0512 H-2 182, ,7043 0,2441 0,4908 I-1 82, ,3752 0,2208 0,4480 I-2 102, ,4157 0,2745 0,5552 Vzorky hub HO-B-19 a HŘ-B-20 vykazovaly hmotnostní aktivity nižší než je MDA. U těchto vzorků je v tabulkách namísto hmotnostní aktivity uvedeno označení < MDA. 5.2 Kvantitativní analýza vzorků hub Všechny analyzované druhy hub náleží do třídy stopkovýtrusé (Agaricomycetes). Vzorky byly roztříděny do čtyř skupin dle řádu, do kterého náleželi jednotlivé druhy hub. V tabulce 5.3 až 5.6 jsou uvedeny naměřené aktivity 137 Cs v usušených vzorcích jednotlivých hub k datu odběru a vypočtená hmotnostní aktivita 137 Cs ve vzorcích k datu odběru. Celkem se jedná o 40 vzorků hub. Zjištěna hmotnostní aktivita řádu lupenotvaré v celkem 15 vzorcích tvořených 7 druhy se pohybovala v rozmezí 1,2 až 154,4 Bq kg -1. Nejvyšší hodnota 154,4 Bq kg -1 byla dosažena ve vzorku václavky obecné. Nejnižší hodnota 1,2 Bq kg -1 pak ve vzorku pýchavky dlabané, 39

40 která měla v rámci vzorků jedinečné postavení, protože se jedná o jediný vzorek z lokality C, která je tvořena TTP a ne lesním ekosystémem, jako ostatní lokality. Tab. 5.3 Aktivita 137 Cs hub řádu lupenotvaré (Agaricales) Český název Latinský název Kód vzorku Aktivita k datu odběru [Bq] Hmotnostní aktivita k datu odběru [Bq kg 1 ] Bedla červenající Macrolepiota rhacodes LU-B-18 0,1 1,7 Čirůvka fialová Čirůvka šedožemlová Tricholoma scalpturatum LU-A-02 0,2 8,0 LU-A-06 0,0 1,7 LU-A-03 0,4 10,1 LU-A-07 0,4 11,8 LU-A-24 0,5 6,7 Pýchavka dlabaná Calvatia utriformis LU-C-21 0,0 1,2 Penízovka širokolupenná Megacollybia platyphylla LU-I-40 0,1 8,9 Špička obecná Václavka obecná Lepista nuda Marasmius oreades Armillaria mellea LU-H-09 1,4 27,8 LU-A-17 0,3 36,7 LU-A-08 0,4 16,4 LU-D-32 6,3 97,0 LU-G-35 3,9 138,1 LU-F-37 10,2 154,4 LU-A-39 0,2 5,0 Tab. 5.4 Aktivita 137 Cs hub řádu holubinkotvaré (Russulales) Český název Latinský název Kód vzorku Aktivita k datu odběru [Bq] Hmotnostní aktivita k datu odběru [Bq kg 1 ] HO-A-01 0,1 7,3 Ryzec oranžový Lactarius mitissimus HO-A-04 0,0 0,6 HO-A-22 0,1 5,6 Ryzec plstnatý Lactarius vellereus HO-H-13 3,7 374,1 HO-B-19 0,0 < MDA Ryzec syrovinka Lactarius volemus HO-A-05 0,5 90,0 Všechny měřené vzorky řádu holubinkotvaré náleží do rodu ryzec (Lactarius). Hmotnostní aktivita 6 vzorků tří druhů řádu leží v rozmezí hodnot 0,6 až 374,1 Bq kg -1. Nejvyšší hodnotu 374,1 Bq kg -1 dosáhl vzorek ryzce plstnatého. 40

41 Tab. 5.5 Aktivita 137 Cs hub řádu hřibotvaré (Boletales) Český název Latinský název Kód vzorku Aktivita k datu odběru [Bq] Hmotnostní aktivita k datu odběru [Bq kg 1 ] Čechratka černohuňatá Paxillus atrotomentosus HŘ-H-10 6,5 155,2 Čechratka podvinutá Paxillus involutus HŘ-E-16 87,0 1976,8 HŘ-F-28 24,6 746,7 HŘ-F-26 36,9 945,3 Hřib hnědý Boletus badius HŘ-G-29 69,6 1450,4 HŘ-G ,0 2489,2 HŘ-F-38 17,1 952,7 Hřib modračka Boletus pulverulentus HŘ-E ,8 2263,5 Hřib smrkový Boletus edulis HŘ-F-27 55,9 1552,9 HŘ-B-20 0,0 < MDA HŘ-H-12 3,3 666,8 Hřib žlutomasý Boletus chrysenteron HŘ-A-23 1,6 53,6 HŘ-F-25 16,8 390,9 HŘ-D-33 11,4 265,7 Hmotnostní aktivity 14 vzorků tvořených 6 druhy řádu hřibotvarých se pohybují v rozmezí 53,6 až 2489,2 Bq kg -1. V tomto řádu je dosahováno jednoznačně nejvyšších hodnot aktivity. Nejvyšší hodnotu 2489,2 Bq kg -1 má hřib hnědý. Tato hodnota je nejvyšší naměřenou hodnotou v této práci. Přitom hřibotvaré houby zahrnují kulinářsky velmi atraktivní houby a tím se tyto zjištěné hodnoty stávají o to významnější. Tab. 5.6 Aktivita 137 Cs hub řádu liškotvaré (Cantharellales) Český název Latinský název Kód vzorku Aktivita k datu odběru [Bq] Hmotnostní aktivita k datu odběru [Bq kg 1 ] Liška bledá Cantharellus pallens LI-G-30 3,4 447,7 LI-H-11 1,0 112,2 Liška obecná Cantharellus cibarius LI-E-15 10,3 325,8 LI-D-31 3,7 217,9 LI-G-34 5,9 174,3 Dva druhy řádu liškotvaré měly hmotnostní aktivitu v rozmezí 112,2 až 447,7 Bq kg -1. Nejvyšší hodnota řádu 447,7 Bq kg -1 byla naměřena v jediném vzorku lišky bledé, ostatní vzorky jsou lišky obecné. 41

42 5.3 Hmotnostní aktivity 137 Cs ve vzorcích hub V tabulce 5.7 je uveden aritmetický průměr hmotnostní aktivity 137 Cs jednotlivých druhů, pokud bylo u daného druhu více vzorků. U druhů, u kterých byl pouze jeden vzorek, je uvedena tato hodnota. Zároveň jsou v této tabulce jednotlivé druhy přiřazeny do jedné či dvou ze tří skupin dle způsobu výživy houby, tj. saprofyt, parazit, symbiont. Na prvním místě je vždy uveden způsob výživy, který je druhem upřednostňován. Obrázek 5.1 je grafickým vyobrazením těchto hodnot. Druh Lupenotvaré (Agaricales) Tab. 5.7 Porovnání hmotnostní aktivity 137 Cs druhů hub Latinský název Počet vzorků Aritmetický průměr A m k datu odběru [Bq kg 1 ] Směrodatná odchylka Bedla červenající a Macrolepiota rhacodes 1 1,7 Čirůvka fialová a, c Lepista nuda 2 4,9 3,1 Čirůvka šedožemlová a, c Tricholoma scalpturatum 3 9,5 2,1 Pýchavka dlabaná a Calvatia utriformis 1 1,2 Penízovka širokolupenná a Megacollybia platyphylla 1 8,9 Špička obecná a, c Marasmius oreades 2 32,3 4,4 Václavka obecná a, b Armillaria mellea 5 82,2 61,4 Hřibotvaré (Boletales) Čechratka černohuňatá c, a Paxillus atrotomentosus 1 155,2 Čechratka podvinutá c, a Paxillus involutus ,7 615,1 Hřib hnědý c, a Boletus badius ,4 628,8 Hřib modračka c Boletus pulverulentus ,5 Hřib smrkový c Boletus edulis ,9 Hřib žlutomasý c Boletus chrysenteron 4 344,2 221,8 Holubinkotvaré (Russulales) Ryzec oranžový c Lactarius mitissimus 3 4,5 2,8 Ryzec plstnatý c Lactarius vellereus 1 374,1 Ryzec syrovinka c Lactarius volemus 1 90,0 Liškotvaré (Cantharellales) Liška bledá c Cantharellus pallens 1 447,7 Liška obecná c Cantharellus cibarius 4 207,6 77,9 Vysvětlivky: a - saprofyt, b - parazit, c symbiont 42

43 Obr. 5.1 Porovnání hmotnostní aktivity A m 137 Cs druhů hub 43

44 Nejvyšší hodnota 2263,5 Bq kg -1 byla zjištěna u druhu hřib modračka náležejícího k řádu hřibotvaré, nejnižší hodnota 1,2 Bq kg -1 pak u druhu pýchavka dlabaná řádu lupenotvaré. Obrázek 5.1 názorně ukazuje dosahované aritmetické průměry hmotnostní aktivity 137 Cs (popř. hmotnostní aktivity) jednotlivých druhů od nejvyšších hodnot. Výplně pruhů barevně rozlišují sledované řády hub a barevné okraje pruhů znázorňují upřednostňovaný způsob výživy jednotlivých druhů. V tabulce 5.8 je srovnání aritmetického průměru hmotnostní aktivity 137 Cs druhů hub roztříděných dle příslušného řádu. Tab. 5.8 Porovnání hmotnostní aktivity A m 137 Cs řádů hub Řád Počet druhů Aritmetický průměr hmotnostní aktivity řádu [Bq kg 1] Směrodatná odchylka Hřibotvaré ,5 727,1 Holubinkotvaré 2 232,0 142,0 Liškotvaré 2 327,6 120,1 Lupenotvaré 7 20,1 27,2 Obrázek 5.2 graficky zobrazuje srovnání aritmetického průměru hmotnostní aktivity hub roztříděných dle řádů. Obr. 5.2 Porovnání hmotnostní aktivity A 137 m Cs řádů hub 44

45 Nejvyšší průměrná hmotnostní aktivita 137 Cs je dosažena u řádu hřibotvaré a to 1189,5 Bq kg -1. Naopak nejnižší hodnoty u řádu lupenotvaré 20,1 Bq kg -1 jsou 60krát nižší. U řádu holubinkotvaré byla zjištěna průměrná hodnota hmotnostní aktivity 137 Cs 327,6 Bq kg -1, čili 5krát a liškotvaré 232,0 Bq kg -1 to znamená 3,5krát nižších hodnot než hřibotvaré. Po provedení t-testu mezi řády hub byl zjištěn statisticky významný rozdíl (P<0,02) mezi řádem hřibotvaré a lupenotvaré. Pro srovnání dle RMS bylo v lokalitách 7 krajů ČR dosaženo průměrných hodnot u řádu lupenotvaré 40 Bq kg -1, hřibotvaré 443 Bq kg -1 a u řádu holubinkovaré 146 Bq kg -1 (ŠKRKAL et al., 2012a,b) jak je uvedeno v oddíle Porovnání hmotnostní aktivity 137 Cs na základě aritmetického průměru skupin druhů dle způsobu výživy je uvedeno v tabulce 5.9. Tab. 5.9 Porovnání hmotnostní aktivity 137 Cs hub na základě způsobu výživy Způsob výživy Počet druhů Aritmetický průměr hmotnostní aktivity skupiny [Bq kg 1] Směrodatná odchylka Saprofyt 7 20,1 27,2 Symbiont ,6 723,6 Průměrná hmotnostní aktivita 137 Cs v houbách využívajících zejména symbiotický způsob výživy 825,6 Bq kg -1 je 40krát vyšší hodnota než průměrná aktivita 20,1 Bq kg -1 saprofyticky živících se hub. Což odpovídá výsledkům řady autorů, kteří také potvrzují vyšší hodnoty v houbách využívajících symbiotický způsob výživy (BAEZA et al, 2004, KAMMERER et al., 1994, YOSHIDA et al., 2004). T-test prokázal statisticky významný rozdíl mezi saprofyty a symbionty (P<0,01). Což vysvětluje statisticky významný rozdíl mezi řádem hřibotvaré a lupenotvaré, protože hřibotvaré spadají zejména k symbiontům na rozdíl od lupenotvarých náležejících k symbiontům. Z tohoto hodnocení byl pro nízké hodnoty aktivit radiocesia vyřazen ryzec oranžový. 45

46 5.4 Kvantitativní analýza vzorků půd Na každé z devíti lokalit, kde byly sbírány houby, byly odebrány dva vzorky půdy. Svrchní půda je označována v práci jako 1 a spodní jako 2. V tabulce 5.10 jsou uvedeny naměřené aktivity vzorků 137 Cs k datu odběru a hmotnostní aktivity 137 Cs k datu odběru. Obrázek 5.3 tyto hodnoty graficky vyobrazuje. Kód vzorku Tab Hmotnostní aktivita 137 Cs vzorků půd Název naleziště Hmotnost vzorku [g] Aktivita vzorku k datu odběru [Bq] Hmotnostní aktivita k datu odběru [Bq kg 1 ] A ,5 238,8 Záhoří A ,9 50,0 B ,5 197,8 Klučovská hora B ,1 28,2 C ,9 11,7 Klučov - louka C ,7 24,0 D ,1 203,0 Čechočovice D ,6 35,5 E ,8 27,8 Blatiny E ,9 35,9 F ,5 187,6 Vápenice F ,5 136,7 G ,7 197,9 Babín G ,3 43,3 H ,3 242,6 Lubi H ,8 30,3 I ,6 31,1 Na příkopech I ,6 30,1 Z celkových devíti lokalit je v sedmi dosaženo vyšší hmotnostní aktivity ve svrchním (1) vzorku půdy. Ve dvou lokalitách je vyšší hodnota dosažena ve vzorku spodní půdy (2). Průměr vzorků svrchní půdy je 148,7 ± 90,3 Bq kg -1 a spodní půdy 46,0 ± 32,9 Bq kg -1. Provedený t-test potvrzuje statisticky významný rozdíl mezi vzorky svrchních a spodních půd (P<0,02). 46

47 Vyšší hodnoty hmotnostní aktivity 137 Cs ve svrchním vzorku půdy potvrzuje řada autorů (CALMON et al., 2009, ELSTNER et al., 1987, KROLAK et al., 2010, PALAGYI a PALAGYIOVÁ, 1999, YOSHIDA et al., 2004). Nejvyšší hodnoty bylo dosaženo ve vzorku svrchní půdy z lokality Lubi (H) u Třebíče a to 242,6 Bq kg -1. Nejnižších hodnot hmotnostní aktivity bylo dosaženo na lokalitě C, což lze vysvětlit tím, že se jedná o území obhospodařované jako trvalý travní porost, kde se předpokládá rychlejší migrace radionuklidů do spodních vrstev půdy, nebo se radionuklidy dostávají z půdy prostřednictvím kořenového systému rostlin. Ostatní sledované lokality jsou lesními ekosystémy. Obr. 5.3 Hmotnostní aktivita A m 137 Cs vzorků půd 5.5 Transferový faktor a agregovaný faktor transferu V tabulkách 5.11 až 5.14 je uveden transferový faktor TF a agregovaný faktor transferu T AG jednotlivých vzorků hub roztříděných dle řádů. Za stěžejní pro vstup do hub se považuje hodnota aktivity dosažená v svrchní vrstvě půdy (YOSHIDA et al., 2004), a proto se při určování TF a T AG počítá pouze s hmotnostní aktivitou vzorků svrchní půdy. 47

48 Tab Transferový faktor a agregovaný faktor transferu řádu lupenotvaré (Agaricales) Český název Kód vzorku Hmotnostní aktivita vzorků hub k datu odběru [Bq kg 1 ] Hmotnostní aktivita půd k datu odběru [Bq kg 1 ] Celková depozice na půdu k datu odběru [Bq m 2 ] Transferový faktor Agregovaný faktor transferu [m 2 kg 1 ] Bedla červenající LU-B-18 1,7 197,8 4351,5 0, Čirůvka fialová Čirůvka šedožemlová LU-A-02 8,0 238,8 5445,5 0,033 1, LU-A-06 1,7 238,8 5445,5 0,007 3, LU-A-03 10,1 238,8 5445,5 0,042 1, LU-A-07 11,8 238,8 5445,5 0,049 2, LU-A-24 6,7 238,8 5445,5 0,028 1, Pýchavka dlabaná LU-C-21 1,2 11,7 687,2 0,103 1, Penízovka širokolupenná LU-I-40 8,9 31,1 1358,1 0,287 6, Špička obecná Václavka obecná LU-H-09 27,8 242, ,1 0,115 2, LU-A-17 36,7 238,8 5445,5 0,154 6, LU-A-08 16,4 238,8 5445,5 0,069 3, LU-D-32 97,0 203,0 3714,9 0,478 2, LU-G ,1 197,9 2968,5 0,698 4, LU-F ,4 187,6 3752,6 0,823 4, LU-A-39 5,0 238,8 5445,5 0,021 9, Tab Transferový faktor a agregovaný faktor transferu řádu hřibotvaré (Boletales) Český název Kód vzorku Hmotnostní aktivita vzorků hub k datu odběru [Bq kg 1 ] Hmotnostní aktivita půd k datu odběru [Bq kg 1 ] Celková depozice na půdu k datu odběru [Bq m 2 ] Transferový faktor Agregovaný faktor transferu [m 2 kg 1 ] Čechratka černohuňatá HŘ-H ,2 242, ,1 0,640 1, Čechratka podvinutá Hřib hnědý HŘ-E ,8 27,8 484,2 71,035 0,4 10 HŘ-F ,7 187,6 3752,6 3,979 2, HŘ-F ,3 187,6 3752,6 5,038 2, HŘ-G ,4 197,9 2968,5 7,329 4, HŘ-G ,2 562, ,1 4,427 2, HŘ-F ,7 187,6 3752,6 5,078 2, Hřib modračka HŘ-E ,5 27,8 484,2 81,339 0,5 10 Hřib smrkový HŘ-F ,9 187,6 3752,6 8,276 4, Hřib žlutomasý HŘ-B-20 < MVA 197,8 4351,5 HŘ-H ,8 242, ,1 2,748 6, HŘ-A-23 53,6 238,8 5445,5 0,224 9, HŘ-F ,9 187,6 3752,6 2,083 1, HŘ-D ,7 203,0 3714,9 1,309 7,

49 Tab Transferový faktor a agregovaný faktor transferu holubinkotvaré (Russulales) Český název Ryzec oranžový Kód vzorku Hmotnostní aktivita vzorků hub k datu odběru [Bq kg 1 ] Hmotnostní aktivita půd k datu odběru [Bq kg 1 ] Celková depozice na půdu k datu odběru [Bq m 2 ] Transferový faktor Agregovaný faktor transferu [m 2 kg 1 ] HO-A-01 7,3 238,8 5445,5 0,030 1, HO-A-04 0,6 238,8 5445,5 0,002 1, HO-A-22 5,6 238,8 5445,5 0,023 1, HO-H ,1 242, ,1 1,542 Ryzec plstnatý 3, HO-B-19 < MVA 197,8 4351,5 Ryzec syrovinka HO-A-05 90,0 238,8 5445,5 0,377 1, Tab Transferový faktor a agregovaný faktor transferu liškotvaré (Cantharellales) Český název Kód vzorku Hmotnostní aktivita vzorků hub k datu odběru [Bq kg 1 ] Hmotnostní aktivita půd k datu odběru [Bq kg 1 ] Celková depozice na půdu k datu odběru [Bq m 2 ] Transferový faktor Agregovaný faktor transferu [m 2 kg 1 ] Liška bledá LI-G ,7 197,9 2968,5 2,262 1, Liška obecná LI-H ,2 242, ,1 0,462 1, LI-E ,8 27,8 484,2 11,708 6, LI-D ,9 203,0 3714,9 1,074 5, LI-G ,3 197,9 2968,5 0, Hodnota transferového faktoru TF se u vzorků pohybuje v rozmezí 0,002 až 81,339. Hodnoty TF vyšší než 10 ukazují ve vzorcích sušiny plodnic hub na kumulaci 137 Cs, protože sušina hub tvoří 10% původní hmotnosti plodnice. Jedná se tedy o vyšší hmotnostní aktivitu 137 Cs v houbách než půdách. Vyšších hodnot TF než 10 bylo dosaženo pouze ve třech vzorcích, které všechny pochází z lokality Blatiny nacházející se v okrese Žďár nad Sázavou (lokalita E). Vzhledem k tomu, že se jedná o jedinou lokalitu, kde bylo dosahováno tak vysoké hodnoty TF, lze předpokládat vliv místních specifických podmínek (např. kvalita půdy, podíl mykorhizy apod.) vedoucí k vyššímu ukládání 137 Cs v plodnicích. Hodnota agregovaného faktoru transferu T AG je uváděna (CALMON et al., 2009) v houbách lesních ekosystémů v rozmezí v rozmezí 1, až 0,5 10 m 2 až 1 10 m 2 kg -1. V této práci byl T AG vzorků zjištěn kg -1. Rozmezí hodnot T AG vzorků řádu lupenotvaré je 3, až 4, m 2 kg -1, řádu hřibotvaré 9, až 0,5 10 m 2 kg -1, řádu holubinkotvaré 1, až 3, m 2 kg -1 a řádu liškotvaré 5, až 6, m 2 kg -1. Všechny zjištěné T AG u testovaných hub tak zasahují do intervalů uvedených v citované práci. 49

50 5.6 Srovnání lokalit Protože získané vzorky hub jsou velmi různorodé, 40 vzorků je tvořeno 18 druhy, a často se druh vyskytuje pouze v jedné lokalitě, nelze jednoznačně srovnávat lokality sběru na základě hmotnostní aktivity 137 Cs v jednotlivých druzích hub. Výskyt dvou druhů na více totožných lokalitách byl zaznamenán pouze u druhu václavka obecná a hřib žlutomasý a to na třech lokalitách a to A, D a F. Václavka obecná je saprofyt-parazitický druh řádu lupenotvaré a hřib žlutomasý je symbiont řádu hřibotvaré. V tabulce 5.15 je přehled hmotnostní aktivity 137 Cs těchto vzorků spolu s hmotnostní aktivitou 137 Cs vzorků svrchní půdy příslušných lokalit. Druhu václavka obecná na lokalitě A byly získány dva vzorky, proto je použit jejich průměr. Tab Hmotnostní aktivita václavky obecné a hřibu žlutomasého na lokalitách A, D a F Lokalita Hmotnostní aktivita [Bq kg 1 ] Václavka obecná Hřib žlutomasý Svrchní půda A LU-A-08 LU-A-39 10,7286 HŘ-A-23 53, ,8 D LU-D-32 97,0038 HŘ-D , ,0 F LU-F ,3780 HŘ-F , ,6 Obrázek 5.4 pak názorně ukazuje, že oba druhy hub dosahovaly nejnižších hodnot hmotnostní aktivity A 137 m Cs na lokalitě Záhoří (A) na Třebíčsku a nejvyšších na lokalitě Vápenice (F) poblíž Žďáru nad Sázavou. Lokalita Čechočovice (D) se nachází stejně jako Záhoří (A) na Třebíčsku. Všechny lokality se nachází v témeř stejných nadmořských výškách, nicméně lokalita A je tvořena zejména listnatým porostem, na rozdíl od smrkového porostu na lokalitě D a F, což by mohlo vysvětlovat vyšší vstup 137 Cs do plodnic hub lokality A. Je zajímavé, že hmotnostní aktivita A 137 m Cs svrchní půdy dosahovala nejvyšších hodnot na lokalitě A a nejnižších na lokalitě F. To by ukazovalo na to, že hmotnostní aktivita 137 Cs houby nemusí být indikátorem hmotnostní aktivity 137 Cs půdy, nicméně toto tvrzení by vyžadovalo další měření. Agregovaný faktor transferu T AG v grafu pak ukazuje, že nejvíce naakumulovaného radiocesia v plodnicích v poměru k jeho přítomnosti v půdě je v lokalitě F, tj. tam kde je nejvyšší hmotnostní aktivita v plodnicích a zároveň nejnižší v půdě. Vysvětlení k tomuto jevu je nejasné, nicméně může být způsoben malým počtem vzorků. 50

51 Obr. 5.4 Srovnání hmotnostní aktivity A m 137 Cs a agregovaného faktoru transferu T AG 51

52 6 ZÁVĚR Radiocesium 137 Cs je radionuklid antropogenního původu uměle vnášený do ekosystémů. Vyznačuje se dlouhým poločasem přeměny (30,17 let), a proto dlouhodobě přetrvává zejména v lesních ekosystémech. Vzhledem k tomu je důležité sledování aktivity 137 Cs v lesních produktech. V rámci této diplomové práce byly zjišťovány aktivity 137 Cs ve vzorcích hub z devíti lokalit lesů kraje Vysočina, zároveň byly sledovány aktivity 137 Cs v půdách (vždy vzorek svrchní a spodní půdy) zájmových lokalit za účelem stanovení vstupu 137 Cs do hub. Jako zásadní faktor ovlivňující aktivitu 137 Cs hub byla určována příslušnost vzorků k druhu, popř. řádu a jejich způsob výživy. Ve sledovaných 18 druzích poměrně běžně konzumovaných hub byla zjištěna velká variabilita hmotnostní aktivity 137 Cs hub v sušině v rozmezí 0,0 až 2489,2 Bq kg -1. Uvedená nejvyšší hodnota byla dosažena ve vzorku hřibu hnědého (Boletus badius). Hmotnostní aktivita 137 Cs devíti vzorků sušiny plodnic přesáhla hranici 600 Bq kg -1, což je limit nejvyšší přípustné úrovně radiační kontaminace potravin po černobylské havárii, nicméně tento limit se vztahuje k čerstvému (neusušenému) vzorku. Všech devět vzorků náleží do řádu hřibotvaré (Boletales). Nejvyšší průměrné hodnoty hmotnostní aktivity 137 Cs v sušině byly zjištěny u hub řádu hřibotvaré (Boletales) a to 1189,5 Bq kg - 1. Houby řádu liškotvaré (Cantharellales) dosáhly průměrné hodnoty hmotnostní aktivity 137 Cs 327,6 Bq kg -1 a holubinkovaré (Russulales) 232 Bq kg -1. Nejmenší průměrné hodnoty hmotnostní aktivity 137 Cs 20,1 Bq kg -1 byly stanoveny u vzorků řádu lupenotvaré (Agaricales). Při srovnání hub z hlediska způsobu výživy byly zjištěny u symbiotických druhů výrazně vyšší průměrné hodnoty hmotnostní aktivity 137 Cs, a to 825,6 Bq kg -1, proti houbám saprofytickým s průměrnou aktivitou 137 Cs 20,1 Bq kg -1. Při sledování hmotnostní aktivity 137 Cs půd byla zjištěna průměrná hodnota svrchní půdy 148,7 Bq kg -1 a spodní půdy 46,0 Bq kg -1. Nejvyšší hodnoty hmotnostní aktivity 137 Cs svrchního vzorku půdy bylo dosaženo ve vzorku půdy z lokality Lubi (H) u Třebíče a to 242,6 Bq kg -1. Hodnota transferového faktoru TF, který vyjadřuje poměr hmotnostní aktivity houby k hmotnostní aktivitě v půdě, se u sledovaných vzorků hub pohybuje v rozmezí 0,002 až 81,339. Agregovaný faktor transferu T AG, který je poměrem hmotnostní aktivity radionuklidů v houbě k celkové depozici na půdu na jednotku plochy byl, u vzorků zjištěn v rozmezí 1, až 0,5 10 m 2 kg

53 I když tvoří houby menšinovou složku lidské stravy, mohou, vzhledem ke zjišťovaným řádově vyšším hodnotám hmotnostní aktivity 137 Cs, významně přispívat k příjmu radiační dávky ingescí. Další zkoumání plodnic jedlých hub by bylo velmi zajímavé, ale klade velké nároky na množství analyzovaného materiálu. Bylo by jistě přínosné sledovat další druhy hub v širším spektru stanovišť podle jejich charakteristik, například na základě typu zalesnění či nadmořské výšky. Zajímavé by bylo také rozlišení plodnic na základě jejich stupně zralosti, či oddělená analýza jednotlivých částí plodnic (klobouk, třeň), na což v rámci této práce nebyl brán zřetel. 53

54 POUŽITÁ LITERATURA Argonne National Laboratory (ANL), 2005: Caesium. Human Health Fact Sheet. Envrionmental Science Division, [cit ]. Dostupné z URL: < > Baeza, A., Hernandez, S., Guillen, J., Moreno, G., Manjon, J.L., Pascual, R., 2004: Radiocaesium and natural gamma emitters in mushrooms collected in Spain. Science of the total environment, 318 (1-3): Baeza, A., Guillen, F., J., Salas, A., Manjon, J., L., 2006: Distribution of radionuclides in different part sof a mushroom: Influence of the degrese of maturity. Science of the total environment, 359 (1-3): Ban-Nai, T., Muramatsu, Y., & Yoshida, S. 1997: Concentrations of 137 Cs and 40 K in edible mushrooms collected in Japan and radiation dose due to their consumption. Health physics, 72 (3): Bell, J., N., B., Minski, M., J., Grogan, H., A., 1988: Plant uptake of radionuclides. Soil use and management, 4 (3): Braniš, M., Pivnička, K., Benešová, L., Pušová, R., Tonika, J., Hovorka, J., Výkladový slovník vybraných termínů z oblasti ochrany životního prostředí a ekologie, s. 33, 1. vydání, Praha, Karolinum, 2004, 46 s., ISBN Bučina, I., Dvořák, Z., Drábová, D., Hölgye, Z., Kliment, V., Koublová, I., Malátová, I., Rulík, P., 1988: Některé výsledky monitorování následků Černobylské havárie v ČSSR. Ústřední informační středisko pro jaderný program, Československá komise pro atomovou energii. 65 s, [online] [cit ]. Dostupné z URL: < Byrne, A., R., 1988: Radioactivity in fungi in Slovenia, Yugoslavia, following the Chernobyl accident, Journal of environmental radioactivity, 6 (2):

55 Calmon, P., Thiry, Y., Zibold, G., Rantavaara, A., Fesenko, S., 2009: Transfer parameter values in temperate forest ecosystems: a review. Journal of environmental radioactivity, 100 (9): De Brouwer, S., Thirty, Y., Myttenaere, C., 1994: Availability and fixation of radiocaesium in a forest brown acid soil. Science of the total environment, 143 (2 3): Delvaux, B., Kruyts, N., Creamers, A., 2000: Rhizospheric mobilization of radiocaesium in soils. Environmental Scence & Technology, 34: Duff, M., C., Ramsey, M., L., 2008: Accumulation of radiocesium by mushrooms in the environment: a literature review. Journal of environmental radioactivity, 99 (6): Dvořák, P., Kunová V., Beňová K., Ohera M., 2006: Radiocesium in mushrooms from selected locations in the Czech Republic and the Slovak Republic. Radiation and environmental biphysics, 45 (2): Elstner, E., F., Fink, R., Holl, W., Lengfelder, E., Ziegler, H., 1987: Natural and Chernobylcaused radioaktivity in mushrooms, mores and soil samples of defined biotops in sw bavaria. Oecologia, 73 (4): Entry, J. A., Watrud, L. S., 1998: Potential remediation of Cs-137 and Sr-90 contaminated soil by accumulation in Alamo switchgrass. Water air and soil pollution, 104 (3-4): Environmental protection agency (EPA), 2012: Cesium, [cit ]. Dostupné z URL: < Fielitz, U., 1996: Radiocesium in wild animals after the reactor accident in Chernobyl. Zeitschrift für Jagdwissenschaft, 42 (4): Figueira, R., C., L., Cunha, I., I., L., 1998: The contamination of the orans by anthropogenic radionuclides, Quimica nova, 21 (1):

56 Gaso, M.I, Segovia, N., Cervantes, M.L., Herrera, T., Perez-Silva, E., 2000: Internal radiation dose from Cs-137 due to the consumption of mushrooms from a Mexican temperate mixed forest. Radiation protection dosimetry, 87 (3): Gryndler, M., Baláž, M., Hršelová, H., Jansa, J., Vosátka, M., 2004, Mykorhizní symbióza, O soužití hub s kořeny rostlin, Academia, Praha, 366 s. Hála, J., Radioaktivita, ionizující záření, jaderná energie, Brno: Konvoj, 1998, 310 s, ISBN Heal OW & Horrill AD, 1983: Terrestrial ecosystems: an ecological context for radionuclide research. Ecological Aspects of Radionuclide Release (Coughtree PJ, ed). Blackwell Scientific Publications, Heinrich, G., 1993: Distribution of radiocesium in the oferent part of mushrooms. Journal of environmental radioactivity, 18 (3): Heinrich, G., 1992: Uptake and transfer-factors of Cs-137 by mushrooms. Radiation and environmental biophysics, 31 (1): Holec, J., Beran, M., [eds.] Agentura ochrany přírody a krajiny ČR (AOPK ČR), 2006: Červeny seznam hub (makromycetů) Česke republiky, Přiroda, Praha, 24: ISBN Hůlka, J., Thomas, J., 2007: Přehled expozice obyvatelstva přírodnímu záření, Bezpečnost jaderné energie 15(53), č. 3/4. Hůlka, J., Malátová, I., Radiační situace v České republice, 14 s, [online] [cit ]. Dostupné z URL: < International Atomic Energy Agency IAEA.org, 2012: The International Nuclear and Radiological Event Scale, [cit ]. Dostupné z URL: < 56

57 Kalač, P., 2001: A review of edible mushroom radioactivity. Food chemistry, 75 (1): Kammerer, L., Hiersche, L., Wirth, E., 1994: Uptake of radiocaesium by different species of mushrooms. Journal of environmental radioactivity, 23 (2): Keizer, G., J.,2005:Encyklopedie houby, Rebro productions CZ, Praha, 288 s. Krolak, E., Kwapulinski, J., Fischer, A., 2010: 137 Cs and 40 K isotopes in forest and wasteland soils in a selected region of eastern Poland 20 years after the Chernobyl accident. Radiation and environmental biophysics, 49 (2): MAPY.CZ [online]. [cit ]. Dostupné z URL: < > Nikolova, I., Johanson, K.J., Clegg, S., 2000: The accumulation of Cs-137 in the biological compartment of forest soils. Journal of environmental radioactivity, 47 (3): Palagyi, S., Palagyiová, J., 1999: Migration of Sr-85 and Cs-137 in vertical soil profiles. Journal of radioanalytical and nuclear chemistry, 241 (3): Shutov, V.N., Bruk, G.Y.., Basalaeva, L.N., Vasilevitskiy, V.A., Ivanova, N.P., Kaplun, I.S., 1996: The role of mushrooms and berries in the formation of internal exposure doses to the population of Russia after the Chernobyl accident. Radiation protection dosimetry, 67, Skuterud, L., Travnikova, I.G., Balonov, M.I., Strand, P., Howard, B.J., 1997: Contribution of fungi to radiocaesium intake by rural populations in Russia. Science of the total environment, 193 (3): Státní ústav radiační ochrany (SÚRO). 1996: 10 let od havárie jaderného reaktoru v Černobylu důsledky a poučení. Praha: Státní úřad pro jadernou bezpečnost, Státní ústav radiační ochrany, 80 s, Databáze online [cit ]. Dostupné z URL: < > 57

58 Steiner, M., Linkov, I., Yoshida, S., 2000: The role of fungi in the transfer and cycling of radionuclides in forest ecosystems. Journal of environmental radioactivity, 58 (2-3): Svrček, M., 2005, Houby, Aventinum, Praha, 279 s Škrkal, J., Rulík, P., Fantínová, K., Helebrant, J., 2012a: Mapa kontaminace hřibotvarých hub lesního ekosystému České republiky 137Cs v letech Zpráva SÚRO č. 24/ s. Databáze online [cit ]. Dostupné z URL: < Škrkal, J., Rulík, P., Fantínová, K., Helebrant, J., 2012b: Mapa kontaminace lupenatých hub lesního ekosystému České republiky 137Cs v letech Zpráva SÚRO č. 25/ s. Databáze online [cit ]. Dostupné z URL: < > The Royal Swedisch Academy of Science (TRSAS), Kungl. Vetenskaps-Akademien [online].2012: Nobel Laureates, [cit ]. Dostupné z URL: < Tomioka, N., Uchiyama, H., Yagi, O., 1992: Isolation and characterization of cesiumaccumulating bacteria. Applied and environmental microbiology, 58 (3): Tůma, J., 1998: Bezpečnost jaderných elektráren - Stupnice hodnocení jaderných událostí 7, ČEZ, a. s., Energie pro každého, Praha Ullmann, V., 2002: Jaderná fyzika a fyzika ionizujícího záření, Ostrava, Elektronická forma. Dostupné z URL: <astronuklfyzika.cz/autor.htm> Vinichuk, M., Taylor, A., F., S., Rosen, K., Johanson, K., J., 2010: Accumulation of potassium, rubidium and caesium (Cs-133 and Cs-137) in various fractions of soil and fungi in a Swedish forest. Science of the total environment, 408 (12):

59 Vyhláška 307/2002 Sb., ve znění pozdějších předpisů. Dostupné z URL: < White, P., J., Broadley, M., R., 2000: Mechanisms of cesium uptake by plants. New phytologist, 147 (2): Yoshida, S., Muramatsu, Y., Dvornik, A.M., Zhuchenko, T.A., Linkov, I., 2004: Equilibrium of radiocesium with stable caesium within the biological cycle of contaminated forest ecosystems. Journal of environmental radioactivity, 75 (3):

60 SEZNAM OBRÁZKŮ Obr. 3.1 Stupnice hodnocení jaderných událostí INES Obr. 3.2 Cesty radioaktivního materiálu v životním prostředí Obr. 4.1 Výsledný graf energetické kalibrace Obr. 4.2 Výsledný graf účinnostní kalibrace Obr. 5.1 Porovnání hmotnostní aktivity A 137 m Cs druhů hub Obr. 5.2 Porovnání hmotnostní aktivity A 137 m Cs řádů hub Obr. 5.3 Hmotnostní aktivita 137 Cs vzorků půd Obr. 5.4 Srovnání hmotnostní aktivity A 137 m Cs a agregovaného faktoru transferu T AG 60

61 SEZNAM TABULEK Tab. 3.1 Naměřené hodnoty hmotnostní aktivity 137 Cs na území ČR Tab. 4.1 Vzorky půd z lokalit s daty odběrů a měření Tab. 4.2 Vzorky hub s daty odběrů a měření Tab. 4.3 Lokality sběru vzorků v kraji Vysočina Tab. 5.1 Hodnoty minimální významné aktivity a minimální detekovatelné aktivity hub Tab. 5.2 Hodnoty minimální významné aktivity a minimální detekovatelné aktivity půd Tab. 5.3 Aktivita 137 Cs hub řádu lupenotvaré (Agaricales) Tab. 5.4 Aktivita 137 Cs hub řádu holubinkotvaré (Russulales) Tab. 5.5 Aktivita 137 Cs hub řádu hřibotvaré (Boletales) Tab. 5.6 Aktivita 137 Cs hub řádu liškotvaré (Cantharellales) Tab. 5.7 Porovnání hmotnostní aktivity 137 Cs druhů hub Tab. 5.8 Porovnání hmotnostní aktivity 137 Cs řádů hub Tab. 5.9 Porovnání hmotnostní aktivity 137 Cs hub na základě způsobu výživy Tab Aktivita 137 Cs vzorků půd Tab Transferový faktor a agregovaný faktor transferu řádu lupenotvaré (Agaricales) Tab Transferový faktor a agregovaný faktor transferu řádu hřibotvaré (Boletales) Tab Transferový faktor a agregovaný faktor transferu holubinkotvaré (Russulales) Tab Transferový faktor a agregovaný faktor transferu liškotvaré (Cantharellales) Tab Hmotnostní aktivita václavky obecné a hřibu žlutomasého na lokalitách A, D a F 61

62 SEZNAM ZKRATEK A aktivita ANL Argonne National Laboratory Argonne národní laboratoř Ba baryum Bq becquerel ºC Celsiův stupeň cm centimetr Cs cesium Cu měd Ci curie ČR Česká republika EPA Environmental protection agency I jód INES The International Nuclear Event Scale Mezinárodní stupnice jaderných událostí kg kilogram l litr m metr MAAE Mezinárodní agentura pro atomovou energii MDA minimální detekovatelná aktivita MVA minimální významná aktivita RMS Radiační monitorovací sítí s sekunda SÚRO Státní ústav radiační ochrany Pb olova Sr stroncium T 1/2 tj. TR TRSAS ZR ŽP poločas přeměny to jest Třebíč The Royal Swedisch Academy of Science Žďár nad Sázavou životní prostředí 62

63 PŘÍLOHY

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

65 E F G Příloha 1 Lokalizace stanovišť sběru okres Žďár nad Sázavou, M 1:95 000, (MAPY.CZ, 2013) I H D B C A Příloha 2 Lokalizace stanovišť sběru okres Třebíč, M 1:95 000, (MAPY.CZ, 2013)

66 Kód vzorku Doba měření (hod) Příloha 3 Doba měření vzorků hub Kód vzorku Doba měření (hod) Kód vzorku Doba měření (hod) Kód vzorku Doba měření (hod) HO-A LI-H LU-C LI-D LU-A HŘ-H HO-A LU-D LU-A HO-H HŘ-A HŘ-D HO-A HŘ-E LU-A LI-G-34 5 HO-A LI-E HŘ-F LU-G LU-A HŘ-E-16 1 HŘ-F HŘ-G LU-A LU-A HŘ-F LU-F LU-A LU-B HŘ-F HŘ-F LU-H HO-B HŘ-G-29 5 LU-A HŘ-H HŘ-B LI-G LU-I Příloha 4 Doba měření vzorků půd Kód vzorku Doba měření (hod) A-1 A-2 B-1 B-2 C-1 C-2 D-1 D-2 E-1 E-2 F-1 F-2 G-1 G-2 H-1 H-2 I-1 I

67 Příloha 5 Srážky na území ČSR při přechodu kontaminovaných hmot po Černobylské havárii (HŮLKA, J., MALÁTOVÁ, I., 2006) Příloha 6 Rozdělení plošné aktivity 137 Cs na území Československa (BUČINA et al., 2006)