Mendelova univerzita v Brně Agronomická fakulta Ústav molekulární biologie a radiobiologie Radiocesium v zemědělsky neobhospodařovaných půdách

Transkript

1 Mendelova univerzita v Brně Agronomická fakulta Ústav molekulární biologie a radiobiologie Radiocesium v zemědělsky neobhospodařovaných půdách Diplomová práce Vedoucí práce: prof. RNDr. Michael Pöschl, CSc. Vypracovala: Bc. Michaela Kubějová Brno 2014

2 ČESTNÉ PROHLÁŠENÍ Prohlašuji, že jsem práci: Radiocesium v zemědělsky neobhospodařovaných půdách vypracovala samostatně a veškeré použité prameny a informace uvádím v seznamu literatury. Souhlasím, aby moje práce byla zveřejněna v souladu s 47b zákona č. 111/1998 Sb., o vysokých školách ve znění pozdějších předpisů a v souladu s platnou Směrnicí o zveřejňování vysokoškolských závěrečných prací. Jsem si vědoma, že se na moji práci vztahuje zákon č. 121/2000 Sb., autorský zákon, a že Mendelova univerzita v Brně má právo na uzavření licenční smlouvy a užití této práce jako školního díla podle 60 odst. 1 autorského zákona. Dále se zavazuji, že před sepsáním licenční smlouvy o využití díla jinou osobou (subjektem) si vyžádám písemné stanovisko univerzity, že předmětná licenční smlouva není v rozporu s oprávněnými zájmy univerzity, a zavazuji se uhradit případný příspěvek na úhradu nákladů spojených se vznikem díla, a to až do jejich skutečné výše. V Brně dne:. podpis

3 PODĚKOVÁNÍ Děkuji svému vedoucímu diplomové práce panu prof. RNDr. Michaeli Pöschlovi, CSc., za odborné konzultace a vedení diplomové práce, dále za cenné rady, připomínky a spolupráci při gamaspektrometrické analýze půdních vzorků.

4 ABSTRAKT Diplomová práce s názvem Radiocesium v zemědělsky neobdělávaných půdách je zaměřena na vypracování literárního přehledu, odebrání a zpracování půdních vzorků ke gamaspektrometrické analýze stanovení obsahu radioaktivního nuklidu 137 Cs (radiocesia). V první části literárního přehledu je charakterizováno radiocesium a jeho zdroje v prostředí. Součástí je transport 137 Cs v atmosféře, depozice na půdu a vliv radiocesia na člověka. V další části jsou popsány vlastnosti půdy, chování radiocesia v půdách a následná dekontaminační opatření, rozdíly agroekosystémů a zemědělsky neobhospodařovaných půd, dále kontaminace území České republiky a aktivity radiocesia v půdách. Následuje materiál a metodika, popis zvolených lokalit. Hlavní část je zaměřena na stanovení obsahu radiocesia v odebraných vzorcích. V roce 2013 byl zajištěn sběr 114 půdních vzorků (57 svrchních A organických profilů do 5 cm a 57 spodních B minerálních profilů do hloubky 12 cm) ve čtyřech vybraných lokalitách: Valašské Meziříčí-Juřinka, Velké Karlovice, Loukov, Prostřední Bečva. Odběr půdních vzorků byl proveden vždy ve třech dále specifikovaných místech: louka, les listnatý (případně smíšený) a les jehličnatý. Nejnižší hmotnostní aktivity radiocesia ve sledovaných půdách byly zjištěny na Juřince (v profilech A 16,9 ± 4,29 Bq.kg -1 a B 11,6 ± 2,53 Bq.kg -1 ), poté v Loukově (v profilech A 38,8 ± 30,22 Bq.kg -1 a B 18,6 ± 12,60 Bq.kg -1 ). Nejvyšší aktivity 137 Cs byly změřeny ve Velkých Karlovicích (v profilech A 64,7 ± 44,11 Bq.kg -1 a B 30,1 ± 21,50 Bq.kg -1 ) a na Prostřední Bečvě (v profilech A 46,6 ± 30,01 Bq.kg -1 a B 24,9 ± 28,50 Bq.kg -1 ). Na všech zvolených lokalitách byla hmotnostní aktivita ve svrchních A profilech vyšší (T-test, P 0,05) než ve spodních profilech B. Podle odběrných míst na jednotlivých lokalitách byly nejvyšší průměrné hodnoty radiocesia naměřeny v půdách jehličnatých lesích (v profilech A 65,7 ± 41,91 Bq.kg -1 a B 35,03 ± 28,94 Bq.kg -1 ), poté v lesích listnatých (v profilech A 33,8 ± 17,27 Bq.kg -1 a B 20,1 ± 7,51 Bq.kg -1 ) a nejnižší na loukách (v profilech A 14,9 ± 4,53 Bq.kg -1 a B 10,7 ± 3,63 Bq.kg -1 ), P 0,05. Hmotnostní aktivity (Bq.kg -1 ) radiocesia v A a B půdních profilech byly převedeny na plošné aktivity (kbq.m -2 ), které dosáhly hodnot od 0,93 do 12,94 kbq.m -2. Výsledky byly zpracovány do grafů, tabulek a mapy. V závěrečné části práce byly diskutovány výsledky, naměřené hodnoty

5 byly porovnávány s publikovanými daty a také byl posouzen ekologický význam obsahu radiocesia v zemědělsky neobdělávaných půdách. Klíčová slova: půda, radiocesium, 137 Cs, louka, les listnatý, les jehličnatý

6 ABSTRACT The diploma thesis Radiocaesium in agricultural uncultivated soils is focused on creation literary review, collection soil samples and then preparation of samples for gamaspectrometric analysis to determine content of the radionuclide ( 137 Cs). In the first part of literature review radiocaesium and its sources in the environment are characterised. Radiocaesium transport in atmosphere, the 137 Cs deposition on soil and its influence on human is included. In the next part, soil parameters, behaviour of radiocaesium in soil, following countermeasures, differences between soils in agroecosystems and agricultural uncultivated soils, contamination of soils with radiocaesium in Czech Republic are described. Materials, methodology and description of chosen locations are followed. The main part of the thesis is focused on determination of radiocaesium content in uncultivated soils. In 2013, soil samples (57 samples of 5-cm-top A organic profiles and 57 samples of deeper B mineral profiles from 5-12-cm of depth) were taken from four selected locations: Valašské Meziříčí-Juřinka, Velké Karlovice, Loukov, Prostřední Bečva. Soil samples were always collected in three specific areas: meadow, deciduous forest (mixed forest) and coniferous forest. The lowest values of 137 Cs activity in soils were observed in Juřinka (average value in profiles A 16.9 ± 4.29 Bq.kg -1 and B 11.6 ± 2.53 Bq.kg -1 ), then in Loukov (average value in profiles A 38.8 ± Bq.kg -1 and B 18.6 ± Bq.kg -1 ). The highest values 137 Cs in Velké Karlovice (in profiles A 64.7 ± Bq.kg -1 and B 30.1 ± Bq.kg -1 ), lower values in Prostřední Bečva (in profiles A 46.6 ± Bq.kg -1 and B 24.9 ± Bq.kg -1 ) were measured. Significant differences between 137 Cs activity in top A soil profile and deeper B profile in all four locations were found (T-test, P 0.05). In all locations, the highest average values radiocaesium activities were observed in coniferous forest (average values in profiles A 65.7 ± Bq.kg -1 and B ± Bq.kg -1 ), then in deciduous forest (average values in profiles A 33.8 ± Bq.kg -1 and B 20.1 ± 7.51 Bq.kg -1 ) and the lowest in meadows (average values in profiles A 14.9 ± 4.53 Bq.kg -1 and B 10.7 ± 3.63 Bq.kg -1 ), (P 0.05). The 137 Cs activities in soil profiles were converted from the radiocaesium activity concentration (Bq kg -1 ) to the 137 Cs depositional density (kbq m -2 ), and the densities

7 ranged from 0.93 to kbq m -2. Results were processed to tables, graphs and map. In the closing part of thesis, our results were discussed and compared with published data and ecological importance of radiocaesium activity in agricultural uncultivated soils was also assessed. Key words: soil, radiocaesium, 137 Cs, meadow, deciduous forest, coniferous forest

8 OBSAH 1 ÚVOD CÍLE PRÁCE LITERÁRNÍ PŘEHLED Radiocesium a jeho zdroje v životním prostředí Fyzikálně-chemické vlastnosti radiocesia Zdroje radiocesia v životním prostředí Transport radiocesia v atmosféře a depozice na půdu Vliv radiocesia a ionizujícího záření na člověka Radiocesium v půdě Půda a její vlastnosti Chování radiocesia v půdě a dekontaminační opatření Zemědělsky neobhospodařované půdy vs. agroekosystémy Kontaminace České republiky a radiocesium v půdách Legislativa v České republice Ekologické modely MATERIÁL A METODIKA Odběr a úprava půdních vzorků Určení půdních typů Metodika pro odběr vzorků půd Charakteristika lokalit Lokalita č. 1: Valašské Meziříčí - Juřinka Lokalita č. 2: Velké Karlovice Lokalita č. 3: Loukov Lokalita č. 4: Prostřední Bečva STANOVENÍ OBSAHU RADIOCESIA V PŮDĚ Gamaspektrometrická analýza Detektor a princip analýzy Faktory ovlivňující analýzu Vybavení radiometrické laboratoře Příprava Gamaspektrometrické trasy s detektorem HPGe Provedení kvalitativní a kvantitativní analýzy Minimální významná aktivita a minimální detekovatelná aktivita... 47

9 5.1.7 Statistické zpracování hodnot VÝSLEDKY A DISKUZE Hodnoty minimálních významných aktivit a minimálních detekovatelných aktivit Výsledky kvantitativní analýzy a jejich statistické zpracování Lokalita č.1: Valašské Meziříčí Juřinka Lokalita č.2: Velké Karlovice Lokalita č.3: Loukov Lokalita č.4: Prostřední Bečva Porovnání aktivit radiocesia ve třech odběrných místech s ohledem na nadmořskou výšku lokality Převod hmotnostní aktivity radiocesia na aktivitu plošnou Celkové srovnání, diskuze ZÁVĚR SEZNAM POUŽITÉ LITERATURY SEZNAM ZKRATEK SEZNAM OBRÁZKŮ SEZNAM TABULEK SEZNAM PŘÍLOH

10 1 ÚVOD Ve všech složkách životního prostředí, zahrnujících půdu, horniny, vodu, ovzduší, organismy a ekosystémy se nacházejí radionuklidy. Přirozeně se vyskytující radionuklidy nepředstavují zdravotní rizika svou velmi nízkou koncentrací a přítomností již od vzniku planety Země. Kromě těchto radionuklidů se do životního prostředí dostávají umělé (antropogenní) radioaktivní nuklidy, které v současnosti tvoří až ¼ radioaktivního pozadí na Zemi. Nebezpečí je především spojeno s jejich zvyšující se koncentrací v životním prostředí a z ní vyplývající negativní ovlivnění biosféry. Radionuklid je zdrojem ionizujícího záření, často se škodlivým a negativním vlivem na organismy a prostředí. První umělé radionuklidy začal člověk produkovat a využívat s rozvojem jaderné energetiky a výrobou jaderných zbraní. Do životního prostředí bylo uvolněno mnoho radionuklidů z testů jaderných zbraní v atmosféře, nehod jaderných zařízení a v neposlední řadě i ze zpracování uranových rud. Mezi zvlášť významné patří radioaktivní nuklid 137 Cs. Znečištění prostředí radiocesiem je dlouhodobé a jeho koncentrace se snižuje velmi pomalu (fyzikální poločas přeměny je 30,17 let). K úniku a rozptýlení největšího množství radiocesia došlo po havárii jaderné elektrárny v Černobylu. Radioaktivní mrak v atmosféře transportoval všechny uvolněné radionuklidy na velkou vzdálenost v závislosti na meteorologických podmínkách. Kontaminace České republiky je velmi nehomogenní, především díky nerovnoměrným srážkám, které se nejvíce vyskytovaly v oblasti Jeseníků. Radiocesium ve formě aerosolu může sedimentovat na jakémkoliv povrchu, na vegetaci, půdě, vodní hladině aj. Z důvodu zvyšující se kontaminace životního prostředí umělými radionuklidy se začaly vypracovávat studie o vlivu radioaktivních nuklidů na lidské zdraví, organismy a prostředí, ornou půdu spojenou s akumulací a transportem radionuklidů v potravních řetězcích. Samozřejmostí bylo stanovení limitů a přípustných hodnot pro obsah radionuklidů v potravinách, orné půdě aj. (v době ihned po havárii a v pozdější době). Teprve později se pozornost výzkumu zaměřila na nezemědělskou půdu a komplexní lesní ekosystémy. V dnešní době je soustředěn zájem na provoz jaderných zařízení a ekologické zatížení prostředí všemi radionuklidy, současně s předcházením vstupu radionuklidů do životního prostředí člověka a hledání různých dekontaminačních postupů. 10

11 Půda je pro člověka nenahraditelnou součástí životního prostředí a velká část je hospodářsky využívána. Předložená diplomová práce je zaměřena na kontaminaci zemědělsky neobhospodařovaných půd radioaktivním nuklidem 137 Cs. Ke komplementaci literárního přehledu byly využity především informace z publikovaných vědeckých článků, které jsou dostupné přes internetové databáze. 11

12 2 CÍLE PRÁCE Cílem diplomové práce s názvem Radiocesium v zemědělsky neobdělávaných půdách, bylo prostudovat dostupnou literaturu k danému tématu, zajistit sběr půdních vzorků v několika vybraných lokalitách, dále je zpracovat a provést radiospektrometrické stanovení radiocesia ( 137 Cs). Změřená data statisticky vyhodnotit, výsledky zpracovat a porovnat s publikovanými daty. V závěru a diskuzi posoudit ekologický význam obsahu radiocesia v zemědělsky neobdělávaných půdách. 12

13 3 LITERÁRNÍ PŘEHLED 3.1 Radiocesium a jeho zdroje v životním prostředí Fyzikálně-chemické vlastnosti radiocesia Radiocesium je radioaktivní nuklid (radionuklid) prvku cesia. Cesium je měkký, stříbřitý, bílošedý kov, který se vyskytuje v přírodě jako cesium 133 Cs. Cesium patří k alkalickým kovům a má relativně nízkou teplotu tání 28 C (82 F), podobně jako rtuť se nachází v kapalné formě (HUMAN HEALTH FACT SHEET, 2005). Nuklidem se označuje soubor identických atomů se stejnou stavbou jádra. Radioaktivní nuklid má nestabilní jádro, které nemá optimální poměr protonů a neutronů a přeměňuje se samovolně radioaktivní přeměnou na jiné jádro a menší částici. Soubor radionuklidů vznikající postupnými přeměnami z mateřského nuklidu až ke vzniku stabilního nuklidu tvoří radioaktivní řady (HÁLA, 1998). Každý radioaktivní nuklid má jinou rychlost radioaktivní přeměny, která způsobuje, že radioaktivních atomů ubývá s časem. Časový úbytek počtu radioaktivních atomů (rychlost přeměny radionuklidu) vyjadřuje veličina Aktivita A (jednotka Becquerel, Bq). Poločas přeměny radionuklidu T 1/2 vyjadřuje časový úsek, za který se jeho původní aktivita zmenší na polovinu (HÁLA, 1998). Dlouhodobé, časově závislé chování radionuklidů je často kvantifikováno ekologickým poločasem přeměny, který zahrnuje všechny procesy kromě radioaktivní fyzikální přeměny, které způsobují snížení aktivity v určitém prostředí. Jestliže je fyzikální poločas přeměny zahrnut do snížení obsahu nebo koncentrace určitého radionuklidu v systému, jedná se o efektivní poločas přeměny (IAEA, 2009a). Nuklidy stejného prvku, které se liší například stabilitou jader (stejný počet protonů a jiný počet neutronů) se nazývají izotopy. Existuje 11 hlavních radioaktivních izotopů cesia. Pouze 3 mohou člověka znepokojovat, protože mají dlouhý poločas přeměny: 134 Cs (2,1 let), 135 Cs (2,3 milionů let), 137 Cs (30,17 let). Tyto tři zmíněné radioaktivní izotopy jsou produkty jaderného štěpení a emitují částice beta. Ostatní izotopy cesia mají poločas přeměny kratší než 2 týdny. Když se štěpí atom uranu 235 U, obvykle dojde k asymetrickému rozdělení na dva fragmenty štěpné produkty. K takto vzniklým štěpným produktům patří i radioizotopy cesia 135 Cs a 137 Cs, které jsou produkovány 13

14 ze 7 % a 6 % (vzniká 7 atomů 135 Cs a 6 atomů 137 Cs na 100 štěpení). Nejvýznamnějším izotopem v prostředí je 137 Cs s produktem přeměny na barium-137m (metastabilní), které se samo stabilizuje vyzářením gama paprsků a poločasem přeměny 2,6 minuty (HUMAN HEALTH FACT SHEET, 2005). Zvláštností radiocesia 137 Cs je jeho relativně vysoká biologická mobilita způsobená tím, že je to radioizotop alkalického prvku, který je chemickým analogem biologicky důležitého prvku draslíku. V prostředí radiocesium existuje v oxidačním stavu 1 + (IAEA, 2009d) Zdroje radiocesia v životním prostředí Přírodním zdrojem většiny množství cesia je vzácný nerost polucit. Koncentrace cesia v zemské kůře je 1,9 µg.kg -1 a v mořské vodě 0,5 µg.kg -1. V půdě po celém světě se radioaktivní izotopy cesia vyskytují jako důsledek radioaktivního spadu po testech jaderných zbraní v atmosféře, haváriích jaderných zařízení, zpracování uranových rud, či zařízeních pro zpracování vyhořelého paliva (NIMIS, 1996). Cesium se používá ve fotoelektrických článcích a různých optických zařízeních. Sloučeniny cesia jsou také využívány při výrobě skla, keramiky a radioizotop 137 Cs se používá v brachyterapii k léčbě různých druhů rakoviny (HUMAN HEALTH FACT SHEET, 2005). Radioaktivní izotopy včetně radiocesia mohou být produkovány v jaderných reaktorech, urychlovačích částic, generátorech radionuklidů. V současnosti je známo více než 2000 nuklidů, většina je radioaktivních, pouze 266 je stabilních. Z fyzikálního hlediska (radioaktivita, druh přeměny) není rozdíl mezi radionuklidy nacházejícími se přirozeně v životním prostředí a nuklidy vyrobenými jadernými reakcemi (HÁLA, 1998). Od doby objevení jaderného štěpení začala být produkována řada umělých radionuklidů, včetně radiocesia. V roce 1939 němečtí vědci Otto Hahn a Fritz Strassmann demonstrovali, že uranové jádro může být rozděleno na dvě části štěpení jader. První jaderná bomba explodovala v poušti Alamogordo, blízko města Los Alamos, Nové Mexiko. Následné testy jaderných zbraní vnesly velké množství radioaktivity do atmosféry, hlavně v letech Při explozích se do vysokých vrstev atmosféry dostalo mnoho radionuklidů, které se postupně vylučovaly na zemský povrch jako radioaktivní spad. K nejvýznamnějším radionuklidům patřily 90 Sr, 89 Sr, 137 Cs, 134 Cs, 131 I, 106 Ru + Rh, 14 C, 147 Pm, 85 Kr aj. (HÁLA, 1998). V roce 1963 vyhlásily jaderné mocnosti moratorium na zkoušky v atmosféře, kromě Francie a Číny. Ve vývoji jaderných zbraní 14

15 se pokračovalo zkouškami podzemními (SÚRO, 1996). Většina radionuklidů dopadnutých na povrch Země měla krátký poločas přeměny, ale několik radioaktivních nuklidů zůstává v prostředí dlouhodobě, např. 137 Cs (30,17 let) a 90 Sr (29,1 let). Celkový unik radiocesia z testů jaderných zbraní byl dle UNSCEAR odhadnut na 9, Bq (KALAČ, 2001). Po haváriích jaderných zařízení se do prostředí dostalo ve velkém množství radionuklidů. V jaderné energetice jsou nejpravděpodobnějšími příčinami problémů, či havárií poruchy a závady komponent, chybný zásah pracovníků obsluhy nebo údržby. V roce 1991 zavedla MAAE mezinárodní stupnici pro hodnocení událostí (INES). Události se hodnotí podle jejich vlivu na životní prostředí, zařízení a prostředí uvnitř elektrárny, bezpečnostní systémy. Události označené stupni 0 3 se nazývají poruchy, stupeň 4 7 havárie (HÁLA, 1998). V historii jaderné energetiky byla nejzávažnější havárií událost v Černobylské elektrárně na Ukrajině dne , s grafitem moderovaným reaktorem a tlakovými varnými kanály. Kombinací vlastností reaktoru a hrubého porušení provozních předpisů obsluhou došlo k velkému úniku radioaktivních látek mimo elektrárnu (HÁLA, 1998). Černobylská jaderná elektrárna leží 130 km severně od Kyjeva (SÚRO, 1996). Areál okolo Černobylské jaderné elektrárny byl obklopen mozaikou stromů (les 45%), polí, řek, vodních ploch a vesnic (SHAW, 2007). První explozi způsobil obrovský přetlak páry v reaktoru 4. bloku elektrárny, kdy se nadzvedla a posunula horní deska reaktoru o váze tun. Při rychlém růstu výkonu se aktivní zóna zahřála až na C, grafit reagoval s vodní párou a produkty reakce patrně způsobily druhou explozi a následný požár. Reaktor byl během následujících dní zasypáván z helikoptér mnoha tunami karbidu bóru, písku, dolomitu, olova (HÁLA, 1998). Podle tehdejších zpráv byl únik radioaktivity zataven do , dále pokračovalo chlazení aktivní zóny tekutým dusíkem. Do 20 dní po výbuchu poklesla teplota v aktivní zóně na C a stabilizovala se proudícím vzduchem. Dva týdny po havárii bylo rozhodnuto zakonzervovat blok se strojovnou do betonového sarkofágu s vestavěným chladicím systémem. Výbuch reaktoru vynesl radioaktivní látky do výše asi 1500 m a ty byly dále transportovány směrem na sever a západ (SÚRO, 1996). Kontaminace zóny do 30 km byla tvořena vysokými úrovněmi různých radionuklidů a palivovými částicemi z reaktoru (hot particles) (SHAW, 2007). Celková uniklá aktivita byla odhadnuta na 1, Bq. Polovinu tvořily vzácné plyny, 15

16 dále se z reaktoru uvolnilo Bq 134 Cs a Bq 137 Cs. Radioaktivní mrak byl unášen nejdříve ke Skandinávii a dále po změně klimatických podmínek směrem k západu, později pak i k jihu. Z důvodu větší vzdálenosti od místa havárie, byla kontaminace Evropy mnohem menší. V ČR způsobila radioaktivita po nehodě jaderného zařízení v Černobylu ekvivalentní dávku pro první rok průměrně 0,36 msv u dětí a 0,22 msv u dospělých (HÁLA, 1998). V důsledku Černobylské havárie se odhaduje průměrná roční efektivní dávka na 0,5 msv (MALÁTOVÁ, 2000) Transport radiocesia v atmosféře a depozice na půdu Atmosféra je první důležitá cesta disperze (rozptylu) radionuklidů včetně radiocesia do životního prostředí. Pro transport je důležitou částí atmosféry troposféra (do 11 km) a stratosféra. Troposféra je turbulentní zóna nasycená vodní parou, stále se promíchávající větry, které vznikají z teplotních rozdílů povrchu planety Země. Radionuklidy se v atmosféře snadno transportují a mnoho jich bylo tak deponováno v podobě spadu v životním prostředí po celém světě, kde se staly součástí potravních řetězců a přispěly k radioaktivní expozici organismů, včetně člověka (PÖSCHL a NOLLET, 2006). Největší část radiocesia 137 Cs pocházejícího z Černobylské havárie byla deponována na povrchy v lehce rozpustné formě (jemně rozptýlené aerosoly), část ve formě hrubšího materiálu a palivových částic (IAEA, 2009b). Jisté množství z uniknuté radioaktivity, jak z nehody jaderné elektrárny v Černobylu tak z testů jaderných zbraní, byla ve formě hot particles, jejichž chování je v životním prostředí odlišné od par a aerosolů. Z důvodu svých specifických rozpouštěcích charakteristik, zůstávají dlouho v blízké okolní zóně po jaderné explozi, nebo výbuchu atomové zbraně. Rozpustnost těchto částic je obvykle velmi nízká. Radiocesium bývá přenášeno na velké vzdálenosti ve formě aerosolů. V atmosféře dochází k promíchávání radioaktivních nuklidů a změnám koncentrace. NIEMANN, 1989 spolu s dalšími vědci v Německu zjistil, že depozice radionuklidů byla velmi různorodá. Na jednom kilometru došlo až ke 30 variacím ve složení spadu. Na povrch země se radionuklidy dostanou mokrou depozicí při dešťových srážkách nebo suchou depozicí, v případě radiocesia v aerosolové formě (NIMIS, 1996). Dešťová voda vymývá vniklou radioaktivitu z troposféry po 2 3 týdnech a napomáhá všem rozpuštěným radioaktivním částicím vrátit se zpět na povrch země. Jsou známy 3 cesty radionuklidů z atmosféry kontaminující půdu (TIKHOMIROV a SHCHEGLOV, 1994). 16

17 První je vlivem gravitačních srážek u větších částic > 0,01 mm, druhou je smytí radioaktivních aerosolů atmosférickými srážkami a třetí suchá depozice malých částic v turbulentní atmosféře Po mokré depozici může radiocesium proniknout do půdy, nebo může být odneseno odtokem. Povrchová voda se akumuluje v menších prohlubních, odvodňovacích kanálech a radioaktivita je v těchto místech vyšší než na vyvýšených místech (HENRICH et al., 1990). Intenzivní odtok je podmíněn intenzivními srážkami, propustností půdy, texturou aj. (NIMIS, 1996). Radioaktivní kontaminace v horských oblastech může vykazovat vyšší hodnoty než v ostatních, díky obvykle více intenzivním atmosférickým srážkám ve vyšších polohách (MIETELSKI et al., 2008). Depozice radionuklidů na vegetaci a půdu představuje první bod jejich transferu v životním prostředí a v potravních řetězcích. Z atmosféry se polutanty dostávají dvěmi cestami: suchou depozicí (absorpcí plynů a částic povrchy), dále mokrou depozicí zahrnující transport látek z atmosféry na povrchy sněhem, kroupami, nebo deštěm (IAEA, 2009b). Kontaminace půdy může být přímá přímou depozicí na povrch půdy, nebo nepřímá, kdy je část radionuklidů z povrchů (vegetace) odfouknuta nebo smyta do půdy (PÖSCHL a NOLLET, 2006). Také se rozlišuje primární depozice, která pochází z přímého atmosférického spadu, nebo sekundární, kde řadíme například resuspenzi. Resuspenze má vliv na prodloužení dostupnosti radionuklidů v životním prostředí. Dříve deponované kontaminované minerální půdní částice mohou být resuspenzovány zpět do nižších částí troposféry např. činností zvířat, větru. (NIMIS, 1996). Stromy, podrostní vegetace a organické vrstvy půd zachycují část deponovaných radionuklidů (NIMIS, 1996). Účinnost zachycení radioaktivních nuklidů vegetací závisí na hustotě porostu, velikosti částic a množství dešťových srážek, stejně jako na koncentraci radionuklidů. Studie v okolí Černobylu na Ukrajině a Kyshtymu v Rusku prokázaly, že 60 90% radionuklidů bylo zpočátku zachyceno stromy. Stromy velmi účinně zachycují aerosoly. Rychlost zachycení radionuklidů závisí na morfologii listu: chlupaté listy efektivněji zachycují aerosoly než listy hladké (WEDDING et al., 1975). Vliv na zachycení spadu má struktura rostlinného těla, topografie a důležitá je také vegetační doba. Pokud jsou stromy a vegetace bez listí bude záchyt radioaktivního spadu malý. Depozice radionuklidů na půdu je nejvyšší v mezerách ve stromových korunách a na okrajích, naopak nejnižší je pod hustým korunovým 17

18 zápojem stromů. Lesní půdy mohou být na volných prostranstvích plošně zasaženy mokrou depozicí až 100 % a pod hustým porostem jehličnatých dřevin i prakticky 0 % (FRAITURE, 1992). Další vědci zjistili rozdíl % mezi celkovou depozicí radiocesia na smrkový les a sousedící travní porost. Nejvyšší hodnoty byly zjištěny v lese, díky zachycení radiocesia korunami stromů (BUNZL a KRACKE, 1988). Struktura rostlin v podrostu ovlivňuje dopad radioaktivního spad na půdu. Geometrie korun stromů způsobuje nerovnoměrné smytí spadu a kontaminování půdy. Zvláště v komplexním systému jako mnohovrstevný přirozený les je důležité rozlišit totální (celkovou) depozici a koncentraci radionuklidů v půdě (NIMIS, 1996). Dynamika kontaminace má dvě stádia, první stádium (early state) trvá 4 5 let a je charakteristické rychlým přerozdělováním spadu mezi půdou a stromy. V druhém (steady state) se vytváří ustálený stav s pomalými změnami v biologické dostupnosti a kontaminace stromů je převážně uskutečněna přes příjem kořenovým systémem. Ekologický poločas pročištění stromů po depozici je od 3 4 týdnů po 3 měsíce, podle typu a věku stromů. Typ lesní půdy a vlhkost významně ovlivňují biopřístupnost cesia stromům (IAEA, 2009e). Lesní stromy a podrost svým kořenovým systémem akumulují radiocesium z půdy ve své biomase (NIMIS, 1996). Podrostní vegetaci můžeme dělit do vrstev podle výšky: keřové patro (dřeviny, nad 0,5 m), bylinné patro (všechny dřeviny a byliny do 0,5 m), mechové patro (na půdě rostoucí mechy a lišejníky). Vývojový stav lesa má vliv na živinový stav v půdě a podrost. Během obnovy lesa a růstu semenáčků, půda obsahuje hojnost živin a vody, rostoucí podrost snižuje vymývání živin z půdy. Když biomasa stromů vyroste, dojde k zapojení korun a množství podrostu se redukuje, živiny drží stromy. Jako analog draslíku je rychlost oběhu radiocesia v lese rychlá. Kontaminace rostlin v lesním ekosystému se snižuje smytím, odfouknutím radionuklidů, opadem listů a radionuklidy jsou vymývány z opadu do půdy (IAEA, 2009e). V trvale travních porostech jsou trávy schopné přijímat velké množství radiocesia, část je absorbovaná do rostlinného těla a část je vnesena do organické vrstvy půdy (NIMIS, 1996). Na povrchu půdy se však může vyskytovat tenká vrstva lišejníků a mechů, která je schopná pojmout velké množství vody z dešťových srážek. Mechorosty jsou důležitou součástí lesů, pokrývají lesní půdy hlavně ve vlhkých a deštivějších oblastech, kde působí jako zásobárna radiocesia. Tam, kde jsou mechové koberce 18

19 ojedinělé, se dají očekávat vyšší hodnoty radioaktivity v půdách (NIMIS, 1996). Spad z jaderných elektráren obvykle obsahuje stejné radionuklidy lišící se poměry a složení spadu se mění s časem (BOCOCK, 1981). Kontaminace území se ve vzdálenosti od zdroje liší. Například po havárii jaderného zařízení v Černobylu bylo území s nejvyšší kontaminací radioizotopu 137 Cs rozděleno do 4 skupin: První stupeň oblast vysídlená do 30 km tzv. zakázaná zóna, úroveň radiace nad Bq.m -2 Druhý dobrovolná evakuace lidí, zakázáno jíst přírodní plodiny, množství radiace Bq.m -2 Třetí množství radioaktivity Bq.m -2 Čtvrtý zde žije nejvíce lidí, radioaktivita Bq.m -2, kontrola vypěstovaných zemědělských plodin Celkový počet lidí žijících dodnes na kontaminovaném území Běloruska, Ruska, Ukrajiny činí cca 7,5 milionu lidí (HORÁKOVÁ, 2007). Nehody jaderných zařízení potenciálně zasahují nejen mírné pásmo, kde jsou většinou umístěny, ale důsledkem atmosférického transportu mohou také kontaminovat tropické a subtropické oblasti. Studie aridních oblastí začaly s vývojem a testování první atomové bomby Trinity Site v Novém Mexiku. Suché oblasti často obsahují radionuklidy v koncentracích nad světové úrovně. Koncentrace radionuklidů v půdách aridních oblastí jsou silně závislé na velikosti půdních částic a vyšší koncentrací na menších velikostních frakcích. Větrnou erozí dochází k transportování částic s radionuklidy. Naopak v arktických podmínkách bývá bioakumulace radionuklidů ve vegetaci silná, v některých arktických druzích rostlin je úroveň radiocesia světově nejvyšší. Prostředí je chudé na živiny a v mnoha arktických regionech je průnik radiocesia do hloubky profilu minimální a potravní řetězce jsou krátké (SHAW, 2007) Vliv radiocesia a ionizujícího záření na člověka Riziko pro člověka a organismy v prostředí závisí především na povaze radionuklidu (fyzikální poločas přeměny, typ emitovaného záření, biopřístupnost, bioakumulace aj.), úrovni kontaminace a rozsahu šíření kontaminace. Po přechodu kontaminovaného mraku jsou vystaveni třem hlavním cestám vnějšímu ozáření z deponovaných 19

20 radionuklidů na zem, inhalací resuspenzovaných kontaminovaných částic, požitím kontaminovaných plodin a vody vnitřní zasažení (PÖSCHL a NOLLET, 2006). Radionuklidy emitují ionizující záření, které představuje proud hmotných částic nebo fotonů. Při průchodu látkou tento proud vyvolává ionizaci nebo excitaci atomů či molekul prostředí. V případě dostatečně silné vrstvy látky (dosah záření), odevzdají všechny částice látce svou energii a záření je plně absorbováno. Je-li vrstva látky slabší, část záření prochází se zmenšenou intenzitou i energií. Absorbující prostředí látka získává energii (energie sdělená látce) (HÁLA, 1998). Ionizující záření vyvolává chemické účinky změny způsobené absorpcí ionizujícího záření v látkách. Biologické účinky ionizujícího záření se projevují u všech druhů živých organismů. Závažnost účinků (obvykle negativních) závisí na druhu organismu. K nejzávažnějším patří změny ve struktuře a biosyntéze DNA. Biologické účinky jsou ovlivněny fyzikálními faktory, především druhem ionizujícího záření, dávkou záření a dávkovým příkonem. Dávka záření určuje celkovou energii, kterou záření sdělilo organismu. V době ozařování při menším dávkovém příkonu, se mohou uplatnit opravné procesy. Buňky mají určitou schopnost poškození enzymaticky opravit, pokud je dávka rozdělena na několik menších dávek s časovými pauzami, nebo je rovnoměrně rozprostřena (HÁLA, 1998). Ionizující záření má na člověka převážně negativní vliv, kromě cílených aplikací např. léčby nádorových onemocnění. Účinky ionizujícího záření se klasifikují podle pravděpodobnosti, s jakou se po ozáření projeví poškození. Nestochastické účinky se projeví po ozáření celého těla nebo části, většinou jednorázově s určitou prahovou hodnotou ekvivalentní dávky. Stochastické účinky vznikají důsledkem poškození malého počtu buněk a mohou se projevit po jednorázovém, nebo chronickém ozáření podprahovou či malou dávkou. U podprahové dávky nelze pozorovat žádné klinické poškození, ale s určitou (jistou) pravděpodobností může dojít k poškození, které se projeví za delší dobu po ozáření (HÁLA, 1998). Radioaktivní nuklid cesia 137 Cs přestavuje nebezpečí vnitřní i vnější. V důsledku silného vnějšího gama záření (produkt barium) je nutné stínění pro manipulaci s materiálem obsahujícím radiocesium. V lidském těle je nebezpečná gama i beta radiace a může vést ke zvýšené pravděpodobnosti vzniku rakoviny. Radiocesium může člověk sníst v potravě, vypít ve vodě (ingesce), nebo vdechnout (inhalace) ve vzduchu. Po příjmu se bude chovat podobně jako draslík a rozptýlí 20

21 se v těle. Všechno radiocesium je absorbováno do krevního oběhu ze střev a koncentruje se ve svalech kvůli jejich relativně velké hmotě. Podobně jako draslík je radiocesium z těla vyloučeno docela rychle. V dospělosti je 10 % vyloučeno s biologickým poločasem dvou dní, zbytek zůstává v těle s poločasem 110 dní. O něco rychlejší je vyloučení radiocesia z těla u dospívajících a dětí (HUMAN HEALTH FACT SHEET, 2005). Při jednorázovém příjmu je podstatné, jak rychle jeho aktivita v organismu klesá od doby příjmu. Úbytek aktivity v čase je dán jak poločasem přeměny radionuklidu T 1/2, tak biologickým poločasem T B (rychlostí metabolického vylučování). Biologický poločas je doba, za kterou se množství radionuklidu v organismu sníží na polovinu počátečního množství metabolickými procesy. Celkový úbytek radionuklidu se označuje jako efektivní poločas (HÁLA, 1998). V ČR je základní limit pro obyvatelstvo stanoven dle vyhlášky č. 307/2002 Sb. o radiační ochraně. Součet efektivních dávek ze zevního a vnitřního ozáření pocházející z umělých zdrojů nesmí přesáhnout 1mSv za rok. Základní limit pro pracovníky se zdroji zařízení tvoří součet efektivních dávek, které nesmí být vyšší než 50 msv za rok a současně menší než 100 msv za 5 po sobě jdoucích let (HÁLA, 1998). Pro učně a studenty je stanovena efektivní dávka 6 msv za rok (VYHLÁŠKA č. 307, 2002). 3.2 Radiocesium v půdě Půda je dynamický přírodní útvar, který se tvoří, vyvíjí a udržuje pod vlivem okolního prostředí. Pro člověka je jedním ze základních výrobních prostředků a nejdůležitější vlastností půdy je její úrodnost. U zemědělsky obhospodařovaných půd je to schopnost poskytovat sklizně plodin, avšak v současné době jsou důležité i mimoprodukční funkce půdy např. stabilizační, krajinotvorná, hygienická aj. Vliv člověka na půdu je pozitivní i negativní, např. člověk způsobuje kladné změny ve fyzikálních, chemických a biologických vlastnostech půd, na druhé straně vystavuje půdu zvýšeným účinkům eroze, kontaminuje ji cizorodými látkami, zhutňuje ji aj. (TOMÁŠEK, 2007). Půda je hlavním zdrojem radionuklidů, které vstupují do potravních řetězců člověka (SHAW, 2007). 21

22 3.2.1 Půda a její vlastnosti Půda je dynamický heteronomní systém vznikající postupným zvětráváním povrchové vrstvy litosféry působením půdotvorných činitelů. K půdotvorným činitelům patří faktory (matečná hornina, podnebí, biologický faktor, podzemní voda a vliv člověka) a podmínky půdotvorného procesu (reliéf a stáří půdy) (TOMÁŠEK, 2007). Půda je tvořena minerální složkou (struktura), organickou hmotou (půdní organismy, rostlinné a živočišné zbytky, humusové látky), půdní vodou a půdním vzduchem (PŮDA, 2013). Vlastnosti půd jsou v prostředí velmi variabilní a mění se vlivem teploty, vlhkosti, eroze, způsobu obhospodařování aj. Typické je dělení do vrstev horizontů od spodní matečné horniny a horizonty vytváří tzv. půdní profil (svislý průřez půdou). Vrchní část půdy je bohatá na organickou hmotu, zatímco spodní je anorganická. Půdní organická hmota je velmi heterogenní a skládá se z organických kyselin, lipidů, ligninu a humusových látek. Všeobecně lze nalézt tyto horizonty: A organický horizont (humusový, organický materiál ve stádiu rozkladu) B minerální horizont (anorganické látky a mineralizovaná organická hmota) C půdotvorný substrát (zvětralá hornina) R matečná hornina (nezvětralé geologické podloží) U neoraných (zejména lesních) půd se často nachází v organickém horizontu další podvrstvy: L opadanka (nerozložený organický materiál) F fermentační vrstva (částečně rozložená organická hmota, lze obvykle poznat, čím byl materiál původně) H humusová vrstva (rozložená organická hmota na tzv. humusové látky) (PŮDA, 2013) Základní klasifikační jednotkou je půdní typ, lze jej charakterizovat jako skupinu půd s obdobnými morfologickými a analytickými znaky, která se vyvíjela pod vlivem půdotvorných činitelů. Další klasifikační jednotkou je půdní druh, který je vyjádřen zrnitostním složením (TOMÁŠEK, 2007). Zrnitost půdy je dána zastoupením jednotlivých různě velkých minerálních částic. 22

23 Půdní struktura je dána stmelením jednotlivých půdních částic do větších agregátů např. jílovou substancí, organickými látkami, sloučeninami železa atd. Nejúrodnější část půdy je označována jako humus. Humus je tvořen organickými látkami v různých fázích rozkladu. K humusovým látkám patří (od nejnižší molekulové hmotnosti) fulvokyseliny, huminové kyseliny a huminy. V půdě probíhají dochází k rozkladu organických látek až na CO 2 a vodu, minerální látky (mineralizace) a tvorbě vysokomolekulárních humusových látek (humifikace). Důležitou součástí půdy je půdní sorpční komplex (jílovito-humusový koloidní komplex) (PŮDA, 2013). Půdní koloidy obsahují specifickou hustotu výměnných míst. Vlastností půdy je schopnost adsorbovat a imobilizovat ionty. Pro většinu iontů je adsorpce vratná (PÖSCHL a NOLLET, 2006). K základním vlastnostem půd patří: Fyzikální zrnitost, měrná a objemová hmotnost, pórovitost, teplota, konzistence, vlhkost a další. Chemické výměnná půdní reakce, obsah a kvalita humusu (obsah oxidovatelného uhlíku přepočtený na humus a poměr huminových kyselin k fulvokyselinám), charakteristiky sorpčního komplexu (celková sorpční kapacita a nasycenost sorpčního komplexu jednotlivými kationty), obsah přístupného hořčíku, fosforu, draslíku a celkového dusíku, vodivost vodního výluhu (určení zasolenosti), obsah cizorodých látek (těžké kovy, organické látky), aj. Biologické respirační testy, dostupnost fyziologicky využitelného dusíku a rozložitelnost a stabilita organických látek (PŮDA, 2013) Chování radiocesia v půdě a dekontaminační opatření Radionuklidy deponované na půdu (přímou i nepřímou cestou) se mohou rozptýlit a rozpustit ve vodním roztoku, kde mohou být adsorbovány sorpčním komplexem, také se mohou vysrážet jako hydroxidy, sulfidy, uhličitany, nebo vytvořit nerozpustné oxidy, komplexy s organickými molekulami, případně zůstat v iontové podobě. Radioaktivní nuklidy kontaminující půdu pomalu migrují v půdní vodě ve formě rozpustných iontů (v roztoku jako kationy nebo aniony), nebo organických komplexů a interagují s půdními koloidními micelami výměnnými reakcemi. Radionuklidy jako je radiocesium mohou být zachyceny a imobilizovány na povrchu vrstev krystalové mřížky jílových minerálů. Chování radionuklidů v půdě je podobné stabilním izotopům daných prvků. Radionuklidy v půdním roztoku představují rezervoár radioaktivity 23

24 pro kořenový příjem rostlinami a také k migraci dolů profilem půdy (PÖSCHL a NOLLET, 2006). Půdní horizonty mají odlišné biologické, chemické a fyzikální vlastnosti, které ovlivňují retenci a migraci radiocesia v půdě. Vertikální migrace radionuklidů je v půdním profilu ovlivněna množstvím, intenzitou a délkou srážek. Kapilární voda je důležitá pro vertikální migraci radiocesia ihned po depozici, zatímco později může být cesium fixováno v organických vrstvách a tedy být méně mobilní. Relativní množství písku a jílu v minerálním horizontu ovlivňuje rychlost migrace radiocesia přes půdní profil. V písčitých půdách je migrace radiocesia rychlejší, z důvodu rychlého pronikání vody do půdy. Vysoký obsah jílu obvykle přispívá k pomalé migraci radiocesia, nižší rychlosti infiltrace v jílových vrstvách a jejich vyšší iontové výměnné kapacitě. LIVENS et al., 1991 zkoumali půdy vrchovin Evropy a zjistili, že většina z nich v hlubších vrstvách obsahuje illit nebo slídové minerály, které by mohly poutat radiocesium, ale k sorpci nedošlo, radiocesium se nedostalo do hlubších vrstev pravděpodobně kvůli recyklaci v organických vrstvách. Radiocesium je silně fixováno v půdách obsahující jílové minerály a zároveň vykazuje nízký stupeň vertikální mobility a biodostupnosti pro rostliny. Mechanismus, kterým radiocesium interaguje s jílovými minerály, zejména ilitem je znám od konce roku Jílové částice minerálů se skládají z vrstev oxidů křemíku a hliníku, iontů nebo molekul vody v závislosti na typu minerálu. Slídnaté jíly, jako je illit, jsou charakterizovány ionty draslíku, v koncových výměnných místech schopné vázat různé ionty např. K +, NH +4 a Cs +. Tendence jílů poutat cesium je stále snižována soutěží mezi ionty K + a NH +4 v půdním roztoku (SHAW, 2007). Radiocesium je poutáno velmi silně illitem, méně silně ostatními jílovitými minerály, například kaolinitem. Migrace radiocesia v půdním profilu je obvykle velmi malá (BOCOCK K, 1981). Dnes je již obecně známo, že většina radiocesia pocházející z Černobylské havárie jaderné elektrárny je stále i roky po spadu lokalizováno ve svrchních organických horizontech. Starší radiocesium pocházející z testů atomových zbraní je často v hlubších vrstvách půdy (NIMIS, 1996). V půdách odebraných z travnatých ploch ve Švédsku (1988), se 84 % radioizotopu 137 Cs pocházejícího z Černobylské havárie nacházelo v hloubce 0,5 cm a 92% radiocesia bylo zjištěno v hloubce 2,8 cm (ISAKSSON et al., 2001). K vertikální migraci radionuklidů v půdách dochází v rozpuštěné nebo pevné fázi. FORSBERG et al., 2000 studovali půdy v Evropě a změřili maximální migrační 24

25 rychlost radiocesia 11 mm za rok. Půdní typ ovlivňuje rychlost migrace radiocesia dolů půdním profilem. Získané výsledky z Chorvatska ukázaly následující pořadí cesia ve vertikální migraci: prachovité půdy > tmavočervené půdy-hlinitojílovité půdy "terra rossa" > hlína-podzol > půdy vyvinuté na fyšových sedimentech (BARIŠIĆ el al., 1999). Hlavní vliv na mobilitu deponovaných radionuklidů na půdu má složení půdního roztoku (ph, koncentrace anorganických a organických látek aj.) a fyzikálně-chemické vlastnosti (obsah jílových minerálů, organického materiálu, půdní textura aj.). Všeobecně proto při nízkém ph a nízkém obsahu jílových minerálu dochází ke snížení kationtové výměnné kapacity a roste mobilita radionuklidů v půdním profilu (IAEA, 2009c). Mobilita radiocesia je obecně vyšší na půdách bohatých na organické látky s nižším obsahem draslíku (SHAW, 2007). Součástí půd hlavně kyselých jsou různé druhy půdních hub (PÖSCHL a NOLLET, 2006). Houby hrají důležitou roli jako dekompozitoři většiny organického hmoty v lesních půdách (SHAW, 2007). Druhy hub s myceliem u povrchu mohou být kontaminovány ihned po depozici, zatímco druhy s hlubším myceliem později. Saprofytické houby se vyvíjí na rozkládajícím se materiálu u povrchu, a proto budou kontaminovány jako první (IAEA, 2009e). Mycelia půdních druhů hub bývají dlouhá a houbě umožňují transport látek na větší vzdálenosti. V orných půdách se vyskytuje velmi málo druhů hub, což pravděpodobně souvisí s trháním jejich mycelií orbou (PŮDA, 2013). Půdy přírodních ekosystémů hostí houby (saprofytické), které působí spolu s bakteriemi jako dekompozitoři a další žijí v symbióze s kořeny rostlin (mykorhizní houby, myces = houba a rhiza = kořen). Mycelium jedné houby se může v lesní půdě rozšířit na značné vzdálenosti. Houbové struktury v půdě jsou vytrvalé a transport živin se uskutečňuje přes hyfy. Mnoho druhů hub má vysokou afinitu s radiocesiem, které je absorbováno myceliem a koncentrováno v plodnicích hub (NIMIS, 1996). Houby mohou tvořit hlavní zásobárnu radiocesia v lesní půdě. Množství hyf v lesní půdě závisí na druhu hub 3 10 km.g -1 a cca 30 % z celkového obsahu radiocesia v půdě bývá začleněno v hyfách hub (OLSEN et al., 1990). U hub je důležitá vázanost radiocesia na lignin (ANDOLINA a GUILLITTE, 1990). Vyšší hodnoty radioaktivní kontaminace mohou být částečně vysvětleny schopností hub rozkládat lignin. Proto je část radiocesia, která je nedostupná pro rostliny, dostupná houbám. Akumulace radiocesia je výrazně ovlivněna různými druhy hub, u některých mykorhizních hub nebyla prokázána preference radiocesia. Mechanismus akumulace 25

26 radiocesia souvisí pravděpodobně s vlastnostmi transportních enzymů v buněčné membráně a ionty Cs + a K + (NIMIS, 1996). Okolo % celkové aktivity cesia 137 Cs je akumulováno, nebo ve spojitosti s houbovým myceliem v lesní půdě. Budeme-li předpokládat, že ca 20 % z celkového 137 Cs v půdě se nachází v houbovém myceliu a z toho asi 50 % je rozpustné, zásobárna v myceliu tímto přispívá 50 % k celkové výměnné aktivitě 137 Cs v půdě (VINICHUK et al., 2005). Měrná aktivita 137 Cs v myceliích byla zjištěna vyšší než v půdě a aktivita v plodnicích byla vyšší než v myceliích. Cca 50 % radiocesia bylo zadrženo v myceliích. Houby v lesním ekosystému významně přispívají k akumulaci, oběhu, dlouhodobé retenci a translokaci radiocesia ve svrchních organických vrstvách půd (VINICHUK, 2003). Kořeny, houby, půdní mikro fauna a flora ovlivňují vertikální distribuci radiocesia v půdě. V přírodním ekosystému mnoho rostlinných druhů koexistuje a konkuruje si v příjmu světla, místě, živinách, vodě. Aby se rostliny vyhnuly konkurenci, mají kořeny různě hluboko pod povrchem půdy a odebírají živiny z jiné hloubky. V půdě může být uchováno % radiocesia v kořenových systémech stromů a bylin (NIMIS, 1996). Organominerální horizonty jsou hustě prokořeněné jemnými kořeny stromů a podrostní vegetace, většina z nich žije v symbióze s mykorhizními houbami hostující intenzivní mikrobiální činnost. Pro optimální rozvoj potřebuje mykorrhiza zásoby organického materiálu v půdě a také limitované zásoby živin v půdě. Aktivita živých organismů může ovlivnit rozmístění radiocesia v půdě. V organických horizontech může být radiocesium imobilizováno půdní mikroflórou a faunou. Když mikroorganismy odumřou, radiocesium se uvolní a je okamžitě využito jinými mikroorganismy, kořeny rostlin, nebo reaguje s půdními částicemi (NIMIS, 1996). Mikroorganismy mají vysokou akumulační a imobilizační schopnost pro radiocesium (v rozmezí 1 56 %) (RIESEN, 2002). Organické vrstvy obsahují huminové kyseliny a fulvokyseliny, dále komplexní organické látky pocházející z rozkladných procesů. Část radiocesia je také obsažena v organické vrstvě na negativně nabitých místech organického materiálu. Zpravidla jsou vrchní vrstvy lesních půd chudé na jílové minerály, které fixují radiocesium, to je tedy dostupné kořenům rostlin (NIMIS, 1996). Některé studie prokázaly, že vegetace rostoucí na organických půdách je mnohem náchylnější ke kontaminaci radiocesium než při růstu na jílovitých půdách (SANDALLS a BENNETT, 1992). Obecně se tvrdí, že v organických půdách je radiocesium spojeno se snadno zrušitelnými ionty ve výměnném komplexu, 26

27 ze kterého může být snadno uvolněno-desorbováno a zůstat k dispozici po delší dobu (NIMIS, 1996). V lesních půdách s obsahem organických látek % se ukázala být fixace radiocesia organickou hmotou až do 50 % (VALCKE a CREMERS, 1994). Distribuce radiocesia mezi pevnou a kapalnou půdní fází může měnit aplikací anorganických iontů, organického materiálu, nebo chalátů. Zejména ionty NH + 4, K +, Rb +, Cs + formují homogenní sérii vykazující vysoký stupeň fyziko-chemické podobnosti. Dostupnost a chování radiocesia v půdě také závisí na koncentraci ostatních výměnných iontů a z toho vyplývají dva efekty ionty usnadňují biopřístupnost cesia přes proces kationtové výměny a na druhou stranu konkurují radiocesiu v kořenovém příjmu. Jasné rozdíly v uvolňování radiocesia a draslíku byly zjištěny z rozkládajícího se opadu, vyšší procento radiocesia bylo udrženo v opadu oproti draslíku (CLINT et al., 1990). V půdách chudých na jíl bylo prokázáno po přidání draslíku snížení příjmu radiocesia rostlinami, zřejmě kvůli přímé soutěži mezi ionty K + a Cs +. V hlinitých a písčitých půdách, kde aplikace draslíku zvýšila úroveň radiocesia v půdním roztoku indikuje, že radiocesium je hlavně adsorbováno minerálním horizontem, ale převážně biologicky fixováno v organických horizontech. Hodnota ph má jen malý vliv na rychlost příjmu radiocesia a je přímo spojena se stavem Ca-Mg v půdě (WAUTERS et al., 1994). Rhizosféra má klíčovou roli pro příjem a transport radiocesia rostlinami v závislosti na stáří kořenu, stupni mykorrhizy, fyziologickém stádiu rostliny a biochemickém prostředí kolem kořenů a hloubce (RIESEN, 2002). Přidáním draslíku do půdy se sníží příjem radiocesia přes kořeny, jen pokud půda obsahuje nízkou úroveň draslíku. Výměnný vápník, podobně jako draslík může snížit příjem cesia, ale efekt je obvykle nižší než při dodání draslíku. Kvůli nízké penetraci cesia do půdy, je akumulováno rostlinami kořenícími blízko půdního povrchu než hluboce kořenícími druhy rostlin (FREDRIKSSON et al., 1966). To může vést k přímému vystavení člověka příjmu radioaktivity z plodin rostlin, které koření zejména v hloubce cm (BOCOCK, 1981). Lesní půdy akumulují až 97 % celkových zásob radiocesia, hlavně v organických horizontech v závislosti na typu lesního ekosystému. Z monitorování aktivity 137 Cs v houbách, podrostu a půdě, která je stále zvýšená, lze vyvodit, že se cesium recykluje a je snadno biopřístupné. Ztráta cesia je způsobena vymýváním do hlubších vrstev půdy. O dostupné radiocesium soutěží tři nejdůležitější součásti lesní půdy: mycelium hub, kořeny rostlin a jílové minerály (RIESEN, 2002). 27

28 V přirozených lesích se mohou vyskytovat různé typy humusu, které mohou způsobovat změny distribuce cesia v různých vertikálních profilech pouze v malém měřítku. Proces migrace a redistribuce mezi složkami lesního ekosystému lze rozdělit do dvou stupňů (TIKHOMIROV a SHCHEGLOV, 1994). První stupeň trvá 2 4 roky a kontaminace pochází primárně ze srážek a aerosolu s obsahem radionuklidů na vegetaci stromů. Radiocesium je schopné se začlenit do asimilujících orgánů a přemístit se do dalších strukturních částí stromů. Druhý stupeň zahrnuje transfer radionuklidů do opadu a poté do půdních vrstev, je charakteristický kořenovým příjmem. Roční přenos radionuklidů z půdy převyšuje jeho návrat listovým opadem (ročně narostenou biomasou). Pod vrstvou opadu je obvykle organická vrstva skládající se z různě rozloženého materiálu. Opad kontaminovaných listů projde dekompozicí a radiocesium se stane biopřístupné kořenům rostlin (NIMIS, 1996). Rychlost rozkladu záleží na několika faktorech např. na typu a kvalitě listů (poměr živin a látek), k hlavním patří vlhkost a teplota, dekompozice je pomalejší ve studených severských lesích (NIMIS, 1996). Rozpad opadu a uvolnění radiocesia je pravděpodobně ovlivněno přírodními vlivy a úrovní mikrobní aktivity v půdě (CLINT et al., 1990). Míra recyklace se zvyšuje v prostředích, kde se střídají suché a vlhké cykly (NIMIS, 1996). Roční opad je u travních společenstev 1 12 t.ha -1 a u lesních 3 25 t.ha -1 (smrkový porost 4,9 t.ha -1 ). V našich podmínkách trvá rozklad jehličí 8 10 let (vosková kutikula), listí 1 3 roky, pařezy a spadlé kmeny se mohou rozkládat i několik desítek let (PŮDA, 2013). Většina lesních půd na severní polokouli je kyselá, s vyšším obsahem organických látek a chudých na živiny jako je draslík (DELVAUX et al., 2000). Opad z listnatého lesa se rozkládá rychleji než jehličnatý a vytváří tenkou humusovou vrstvu blízko půdního povrchu. Migrace radiocesia v listnatých lesích do minerálního horizontu je rychlejší. Biologická dostupnost radiocesia v kořenové zóně ve smrkovém lese byla v průměru sedmkrát vyšší než ve smíšeném lese (SCHEGLOV, 1997). Remediace kontaminovaných půd radionuklidy může zahrnovat odstranění povrchové vrstvy ze zasaženého místa a dodání do půd vhodných chemikálií. Tento postup lze aplikovat pouze v malých kontaminovaných oblastech. V případě kontaminace lesa je možné použít ke snížení úrovně kontaminace např. postřik kontaminovaných stromů prostředky na čištění, odlistění stromů a odstranění spadlého listí, pokácení a odvezení dřeva, odvezení vrstvy zeminy aj. Kontaminace zemědělských 28

29 půd je významnější kvůli vstupu radionuklidů do potravních řetězců, aplikují se minerální a chemické adsorbenty např. přírodní nebo umělé zeolity, které redukují přístupnost radionuklidů rostlinám (PÖSCHL a NOLLET, 2006). K hlavním opatřením patří zředění radionuklidů orbou, srážení do nerozpustných chemických sloučenin, vázání na nerozpustné sloučeniny, přidání látek, které zředí radionuklidy v půdním roztoku, nebo soutěží v kořenovém příjmu rostlin. Nyní je intenzivní zájem vyvinout efektivní technologie nejen k minimalizaci a monitorování, ale i k dekontaminaci částí ekosystémů, jako je např. půda. V dnešní době lze k degradaci nebo odstranění kontaminantů z půdy použít živé organismy. Fytoremediace jsou použitelné tam, kde je znečištění rozptýleno v malých koncentracích a na dlouhou dobu, lze pěstovat druhy Brassica, Amaranthus aj. Fytoextrakce radionuklidů závisí na celkové radioaktivitě odstraňovaného radionuklidu, které si ponechávají sklizené části rostlin. Absolutní sanace půdy nemusí být nutná, snížení hmotnostní koncentrace radionuklidu pod prahovou hodnotu by mohlo být dostačující. Vhodným měřítkem efektivnosti je poločas dekontaminace, kdy během periody lze očekávat 50 % odstranění kontaminantů z půdy (SHAW, 2007) Zemědělsky neobhospodařované půdy vs. agroekosystémy Půdy přírodních a polopřírodních ekosystémů (zemědělsky neobhospodařované) se liší od agroekosystémů v několika ohledech. K hlavním patří to, že půdy zemědělské jsou pravidelně orány a hnojeny, udržovány umělými zásahy člověka. Plodiny v agroekosystémech jsou často pěstovány monokulturně, zatímco přirozené ekosystémy bývají druhově bohaté. Přírodní ekosystémy jsou více či méně členěny na organický a pod ním minerální horizont, který se liší důležitými charakteristikami například hodnotou ph, biologická aktivitou, vlhkostí, aj. (FRISSEL et al., 1990). V přírodních ekosystémech také žije většina rostlin v symbióze s mykorhizními houbami (NIMIS, 1996). K půdám zemědělsky neobhospodařovaným mohou patřit produkčně nevyužívané trvale travní porosty (louky) a lesní půdy lesních ekosystémů. Lesní ekosystémy v Evropě se většinou nacházejí na skalnatém podloží s malou mocností půd chudých na jílové minerály. V lesních půdách je omezeno poutání radiocesia a jeho migrace do hloubky. V lesích se dlouhodobou zásobárnou radiocesia stává opad a vrchní organická vrstva půdy. Příjem radionuklidů kořenovým systémem 29

30 se zdá být nejdůležitějším biologickým mechanismem pro recyklaci radiocesia v lesích. Radiační dávky z lesního ekosystému mohou být in situ ve formě přímé externí expozice gama radiace a inhalace radioaktivních částic, nebo ex situ jako důsledek exportování lesních produktů z kontaminovaných oblastí (SHAW, 2007). V rostlinné vegetaci, lesních plodech a houbách rostoucích na lesních půdách byly proto zjištěny vyšší měrné aktivity radiocesia. V lesním ekosystému probíhají transfery radionuklidů z půd do hub, rostlin a zvířat a kontaminace přechází ze složek prostředí do potravních řetězců Kontaminace České republiky a radiocesium v půdách Půdy v ČR byly nehomogenně kontaminovány radioaktivním spadem z testování jaderných zbraní, ale významněji z kontaminovaného mraku po havárii , kdy v 1:23 došlo ke zničení reaktoru 4. bloku jaderné elektrárny v Černobylu. Nad naším územím byly zaznamenány tři průchody vzdušných kontaminovaných mas znázorněné na obrázku č.1. První v noci z 29. na , druhý 3. a a třetí Aktivita v ovzduší značně poklesla po (HŮLKA a MALÁTOVÁ, 2006). Při prvním průchodu dosahovaly objemové aktivity radionuklidů hodnot i desítek Bq.m -3, při druhém průchodu byly zhruba třetinové úrovně (vzhledem k prvnímu) a také při třetím průchodu u většiny radionuklidů až desetinové (ČSKAE, 1988). Naše území bylo kontaminováno nerovnoměrně, zejména důsledkem přechodu srážkové fronty. V aerosolech bylo zjištěno cca 20 radionuklidů, jejich poměr se měnil a hodnoty významných radionuklidů ( 131 I, 137 Cs, 134 Cs, 132 Te, 103 Ru) byly v řádu jednotek až desítek Bq.m -3. Kontaminace našeho území radiocesiem 137 Cs byla průměrně 5 kbq.m -2 a došlo k ní na začátku vegetačního období. Vzrostlá byla částečně tráva a listová zelenina. Hmotnostní aktivity radionuklidů v trávě se pohybovaly v rozmezí stovek až tisíců Bq.kg -1 (HŮLKA a MALÁTOVÁ, 2006). 30

31 Obrázek 1: Trajektorie středů kontaminovaných hmot nad územím ČSSR odpovídající průchodům I.,II,III. (ČSKAE, 1988) Po havárii jaderného zařízení v Černobylu a následném požáru trvajícím až do se uvolnilo do životního prostředí mnoho radionuklidů. Pro stanovení spadu a kontaminace půdy radiocesiem byl proveden celostátní jednorázový odběr půdních vzorků ve dnech Na obrázku 2 je znázorněna plošná aktivita radiocesia (kbq.m -2 ) na území ČSSR. Odebráno bylo 900 vzorků holé půdy na území naší republiky s jednotnou metodikou odběru a zpracování vzorků. Průměrná hodnota depozice 137 Cs byla zpřesněným odhadem 7,6 kbq.m -2 (SÚRO, 1996). Podle dřívějších odhadů UNSCEAR v našich zeměpisných šířkách za období zkoušek jaderných zbraní v atmosféře došlo k depozici radiocesia zhruba 8 kbq.m -2 (ČSKAE, 1988). 31

32 Obrázek 2: Mapa rozdělení plošné aktivity radiocesia na území ČSSR. (ČSKAE, 1988) Výzkum kontaminace půd v horských oblastech severní Moravy radiocesiem proběhl ve vybraných oblastech Jeseníků, Králického Sněžníku, Orlických hor a Moravskoslezských Beskyd v letech Celkově nejnižší zátěž radioaktivním spadem byla zjištěna v CHKO Moravskoslezské Beskydy, ale jsou zde také dílčí oblasti zvýšených hodnot (SV s hranicí se Slovenskou republikou) (HANÁK et al., 2007). V lesnatých přírodních či polopřírodních ekosystémech, kde je většinou tenká vrstva chudých půd na skalnatém podloží je radiocesium málo vázáno a nemůže migrovat do hloubky. U nás jsou to oblasti zejména na Šumavě a Jesenících. V těchto ekosystémech se vyskytují vyšší měrné aktivity ve vegetaci a půdách (HŮLKA a MALÁTOVÁ, 2006). Krajina ČR je až na malé výjimky krajinou kulturní, významně ovlivněná člověkem, což se týká i ploch v současnosti pokrytých lesem (lesní monokultury). Lesní porost obvykle vytváří jen malé množství hodnotného humusu (chudý kořenový systém dřevin, opad se hromadí na povrchu půdy mineralizován nebo přeměna na surový humus) a okyselováním působí vyluhování půdních látek. Původní stepní, či travnaté porosty svým bohatě rozvinutým kořenovým systémem podporují humifikaci a akumulací minerálních látek působí proti vyluhování (TOMÁŠEK, 2007). Na třech lokalitách ve středních Čechách v nenarušených půdách travních porostů bylo více než 90 % aktivity studovaných radionuklidů ( 239,240 Pu, 238 Pu a 137 Cs) 32

33 detekováno ve vrstvě 0 15 cm, v hloubkách cm bylo zjištěno méně než 5 % aktivity (HÖLGYE a MALÝ, 2000). Standardizovaná hloubka půdy pro TTP podle IUR (The International Union of Radioecology, 1982) je 10 cm. Místo reálných kořenových hloubek byla přijata standardní hloubka půdy, které se využívá například pro výpočet transferového faktoru (kvantifikování příjmu radionuklidů rostlinami z půdy) (IAEA, 2009a). Z výsledků měření v orných půdách ČR vyplývá, že je rozložení aktivit 137 Cs asymetrické. Vyšší koncentrace 137 Cs jsou tradičně zjištěny v oblasti Českomoravské vrchoviny a u většiny vzorků půd došlo k poklesu měrných aktivit radiocesia. Pokles aktivity 137 Cs je zdůvodněn zejména jeho úbytkem daným fyzikálním poločase přeměny a způsobem nakládání s ornou půdou. Z porovnání výsledků vyplývá, že stejně jako v letech 1992, 1999 se nejvíce vzorků půd (30 %) nacházelo v rozsahu aktivit Bq.kg -1. Odebrané vzorky nepřekročily mezní koncentraci B (100 Bq.kg -1 ) danou Metodickým pokynem k zabezpečení zákona České republiky č. 92/1992 a nepředstavují pro obyvatelstvo zdravotní zátěž (BULLETIN, 2004) Legislativa v České republice Právní rámec v ČR tvoří zákon č. 18/1997 Sb., o mírovém využívání jaderné energie a ionizujícího záření (atomový zákon) a na něj navazující prováděcí předpisy. Zákon vymezuje základní náležitosti radiačního monitorování a instituce, které se na něm podílejí. Radiační situace je zjišťována pomocí Radiační monitorovací sítě (RMS) a jejím řízením je pověřen Státní úřad pro jadernou bezpečnost (SÚJB). V roce 2008 byly monitorovány tyto složky životního prostředí - ovzduší, pitné a povrchové vody, vodárenské kaly, říční sedimenty, půda, porost. Výsledky analýz neprokázaly na odběrových místech zvýšenou kontaminaci půdy umělými radionuklidy. RMS pracuje ve dvou režimech normální (zaměřen na monitorování za obvyklé radiační situace) a havarijní režim (do něhož se přechází za radiační mimořádné situace) (SÚRO, 2009) Ekologické modely Ekologické modelování je nástroj, kterým se slučují informace o dynamických procesech probíhajících v ekosystémech. Modely popisující transport radionuklidů 33

34 v lesích byly poprvé vytvořeny v polovině 60. let, v době, kdy se začaly zvyšovat dopady celosvětového spadu na životní prostředí pocházející z testů jaderných zbraní v atmosféře. Tato metoda funguje dobře pro transport radionuklidů v agroekosystémech, kde je koloběh radionuklidů relativně srozumitelný, jednoduchý a může být ovlivněn hnojením, opatřeními aj. Lesní ekosystém je mnohem komplexnější s větším rozmezím hodnot. Některé modely byly vyvinuty na hodnocení dávek pro člověka, jako reakce na znečištění zemědělské půdy a plodin. Nehoda v Černobylu poskytla cenné informace pro kalibraci a validaci modelů. Další vývoj v technikách sběru vzorků, analýzy a počítačových softwarů dovolil radioekologům vytvořit nové programy modelování. Dřívější vyvinuté modely využily dat ze sesbíraných vzorků z Černobylské zóny, k odvození faktorů ovlivňujících transfer radionuklidů. Mnoho parametrů je těžké změřit v terénu a získané experimentální hodnoty mají široké rozmezí. Po nastavení vlastností jako půdní typ, teplota, druhy, aj. by měl ověřený model být schopen předpovědět koncentraci radionuklidů v čase po kontaminaci. Poté co jsou základní dynamické předpovědi platné, může být model dál využit k hodnocení dalších sociálních, ekonomických, politických situací a dávek a opatření k sanaci kontaminovaných míst (SHAW el al., 1997). Modely ochranné musí být schopny předpovědět transfery mnoha radionuklidů pocházejících z náhodných úniků, z uranových dolů, ze zařízení na výrobu paliva, vypouštěných z palivového cyklu, z testování jaderných zbraní, nehod jaderných zařízení aj. (IAEA, 2009a). Dále modely potravních řetězců mají za úkol předpovědět zasažení člověka přes různé cesty, kterými jsou radionuklidy transferovány do produktů (SHAW, 2007). 34

35 4 MATERIÁL A METODIKA 4.1 Odběr a úprava půdních vzorků Vzorky půd byly odebírány na přelomu července a srpna 2013 na čtyřech předem zvolených lokalitách ve Zlínském kraji. Na každé lokalitě byly sbírány zvlášť půdní vzorky z trvalého travního porostu (dlouhodobě hospodářsky nevyužívané louky), listnatého a jehličnatého lesa (případně smíšeného). Odběr byl proveden podle níže specifikované metodiky (odst. 4.3) a vždy byl odebrán zvlášť vrchní (organický) a spodní (minerální) profil půdy. Označené půdní vzorky byly skladovány převážně v otevřených igelitových sáčcích (vysychání), část v omnia sklenicích při pokojové teplotě a standardní vlhkosti vzduchu. Jednotlivé vzorky půd byly zbaveny větších částic (kameny, kořeny) a připraveny do Marinelliho nádob o objemu 500 ml. Následně byly zváženy a připraveny k gamaspektrometrické analýze na zjištění obsahu radiocesia. Celkově bylo ze čtyř lokalit odebráno 114 vzorků půd (57 vrchních a 57 spodních profilů). 4.2 Určení půdních typů Podle Půdní mapy České republiky (TOMÁŠEK, 2007) dále uvádím převažující půdní typy a půdní druhy v závorkách. Konkrétně na území Valašského Meziříčí se nacházejí hnědé půdy a hnědé půdy s podzoly (jílovitohlinité), v obci Loukov hnědé půdy a hnědé půdy kyselé (jílovitohlinité), ve Velkých Karlovicích půdy hnědé kyselé a silně kyselé (štěrkovité až kamenité), na Prostřední Bečvě hnědé půdy kyselé a silně kyselé (štěrkovité až kamenité). Hnědé půdy (kambizemě) patří v ČR k nejrozšířenějšímu půdnímu typu, nacházejí se v pahorkatinách, vrchovinách, horách a jsou většinou vázány na členitý reliéf. Vlastnosti půd závisí na substrátu, matečný substrát tvoří téměř všechny horniny (žuly, ruly, svory, čediče, pískovce karpatského flyše, jílovce, břidlice a mnohé jiné). Původní vegetací byly listnaté lesy dubohabrové až horské bučiny. Stratifikace hnědých půd (viz příloha 13): pod obvykle mělkým šedohnědým humusovým horizontem (5 15 cm) leží hnědorezavě zbarvená vrstva, ve které probíhá zvětrávání (až 40 cm). Hlouběji se nachází světlejší méně zvětralá hornina a obvykle přibývá skeletu (TOMÁŠEK, 2007). Na povrchu půdy (do 5 cm) se hromadí víceletý opad (L), 35

36 pod ním drť (F) a pod ní měl (H). Hnědé půdy přecházejí ve vyšších polohách do hnědých půd kyselých, podzolovaných a jsou často doprovázeny skeletovými půdami rankery. S narůstajícím množstvím srážek se zvyšuje míra vymývání a tím dochází k poklesu hodnot stupně sorpční nasycenosti (ČSOP, 2001). 4.3 Metodika pro odběr vzorků půd Ideální schéma odběrů půdních vzorků je uvedeno níže viz. obrázek 3. Odběr byl realizován v jednotlivých bodech schématu vhodně podle místních možností, body s přeškrtnutým kolečkem pouze fakultativně. V každém bodě byl odebrán malý vzorek (cca 1 dm 2 ) vrchního (organický) a spodního (minerální) profilu zvlášť. Půdní vzorky byly odebírány vhodnou špičatou lopatkou, kterou byly vždy vymezeny dané body. Všechny vzorky vrchního organického profilu na jednom odběrném místě byly smíchány, podobně i vzorky z minerálního profilu. Cílem bylo získání homogenního a reprezentativního půdního vzorku. Odběr z jednotlivých bodů byl realizován tak, aby celkové objemové množství obou profilů zvlášť bylo alespoň 0,5 l. Vzorky byly vždy odebírány do hloubky 5 cm (profil A) a pak do hloubky 12 cm (tj. v hloubce 5 12 cm, profil B), dále byla změřena/odhadnuta průměrná hloubka vrchního organického profilu a hloubka minerálního profilu. Z každé zvolené lokality jsou zaznamenané GPS souřadnice, nadmořská výška, fotodokumentace (v přílohách) a stručná charakteristika, zvláště typ vegetace, zalesnění a jiné informace. Obrázek 3: Schéma odběru půdních vzorků. 36

37 4.4 Charakteristika lokalit Všechny vybrané lokality leží ve Zlínském kraji, který tvoří čtyři okresy Zlínský, Vsetínský, Kroměřížský a Uherskohradišťský. Tři zvolené lokality se nachází v okrese Vsetín (Valašské Meziříčí-Juřinka, Prostřední Bečva, Velké Karlovice), jedna v okrese Kroměříž (Loukov). Umístění lokalit je vyznačeno na mapě viz níže obrázek 4. Okres Kroměříž se rozprostírá v západní části Zlínského kraje a většinu území tvoří úrodná rovina Hané, která místy přechází v pahorkatinu s kopci Hostýnských vrchů na severu. Okres Vsetín se nachází v severní části Zlínského kraje a patří k nejhornatějším a nejlesnatějším okresům České republiky (lesy pokrývají 54 % celkové plochy). V severní části okresu se nachází Moravskoslezské Beskydy, v jižní části se rozprostírají výběžky Vizovické vrchoviny, z východu zasahují Hostýnské vrchy, které pokračují vrchy Vsetínskými, hranice se Slovenskou republikou vede po vrcholech Javorníků (ČSÚ, 2013). Obrázek 4: Mapa Zlínského kraje s vyznačením lokalit. (mapy czso.cz, upravila M.Kubějová) 37

38 4.4.1 Lokalita č. 1: Valašské Meziříčí - Juřinka Příměstská část Juřinka leží 4 km SV od obce Valašské Meziříčí. Ze tří míst louka, listnatý les a jehličnatý les bylo celkem odebráno 30 půdních vzorků (15 z profilů organických a 15 z minerálních). Na louce byl organický profil hustě prokořeněný s průměrnou mocností do 8 cm. V listnatém lese byl vrchní organický profil občas prokořeněný o průměrné hloubce do 5 cm. Na povrchu půdy v jehličnatém lese se nacházelo nerozložené jehličí o mocnosti 1 cm, pod ním tloušťku organického profilu odhaduji průměrně na 4 cm. Louka (49 29' " s.š.; 17 56' " v.d.; 293,5 m n.m.) druhově bohaté bylinné patro: štírovník růžkatý (Lotus corniculatus), kopretina bílá (Leucanthemum vulgare), bršlice kozí noha (Aegopodium podagraria), mrkev obecná (Daucus carota), srha laločnatá (Dactylis glomerata), lipnice luční (Poa pratensis), pýr plazivý (Agropyrum repens), pampeliška lékařská (Taraxacum sect. Ruderalia), kostival lékařský (Symphytum officinale), chrpa luční (Centaurea jacea), jitrocel kopinatý (Plantago lanceolata), svízel přítula (Galium aparine), pryskyřník plazivý (Ranunculus repens), jetel luční (Trifolium pratense), jetel plazivý (Trifolium repens), kakost luční (Geranium pratense), zvonek rozkladitý (Campanula patula), vikev plotní (Vicia sepium), pcháč rolní (Cirsium arvense), řebříček obecný (Achillea millefolium), vrbina penízková (Lysimachia nummularia). Listnatý les (49 29' " s.š.; 17 56' " v.d.; 295,8 m n.m.) dřeviny: převaha buku lesního (Fagus sylvatica), lípy malolisté (Tilia cordata), javoru klenu (Acer pseudoplatanus), habru obecného (Carpinus betulus), dubu letního (Quercus robur) a břízy bělokoré (Betula pendula). Podrost byl místy tvořen semenáčky lípy srdčité a javoru klenu, dále např. kopytníkem evropským (Asarum europaeum), sasankou hajní (Anemone nemorosa), ostřicí chlupatou (Carex pilosa) a hojným šťavelem kyselým (Oxalis acetosella). Jehličnatý les (49 28' " s.š.; 17 56' " v.d.; 312,9 m n.m.) byl tvořen mladší smrkovou monokulturou tvořenou smrkem ztepilým (Picea abies) s hustým zápojem bez podrostu. 38

39 4.4.2 Lokalita č. 2: Velké Karlovice Celé území obce Velké Karlovice leží v CHKO Beskydy. Na lokalitě bylo nasbíráno 30 vzorků půdy, pocházející z louky, listnatého lesa a smíšeného lesa. Louka byla suššího charakteru a mocnost svrchního organického prokořeněného profilu byla v průměru do 7 cm. Smíšený les se nacházel na kamenitém podkladu a kvůli vysoké skeletovitosti půd se velmi lišila hloubka prokořenění, organický profil proto odhaduji do 3 cm. V jehličnatém lese byla na povrchu půdy 0,5 cm vrstva jehličí, tloušťka vrchního organického profilu byla průměrně do 5 cm (příměs kamenů). Louka (49 22' " s.š.; 18 18' " v.d.; 560,3 m n.m.) druhy bylin: řebříček obecný (Achillea millefolium), mateřídouška obecná (Thymus serpyllum), jitrocel větší (Plantago major), jahodník obecný (Fragaria vesca), štírovník růžkatý (Lotus corniculatus), kopretina bílá (Leucanthemum vulgare), lipnice luční (Poa pratensis), pýr plazivý (Agropyrum repens), pampeliška lékařská (Taraxacum sect. Ruderalia), chrpa luční (Centaurea jacea), třezalka tečkovaná (Hypericum perforatum), škarda dvouletá (Crepis biennis). Smíšený les (49 21' " s.š.; 18 20' " v.d.; 665,3 m n.m.) z dřevin převažoval smrk ztepilý (Picea abies), buk lesní (Fagus sylvatica), jedle bělokorá (Abies alba), lípa malolistá (Tilia cordata), příměs tvořil jeřáb ptačí (Sorbus aucuparia), javor klen (Acer pseudoplatanus). V podrostu se nejčastěji vyskytovaly traviny, kapradiny, dále starček vejčitý (Senecio ovatus) a ostružiník maliník (Rubus idaeus). Jehličnatý les (49 22' " s.š.; 18 18' " v.d.; 693,5 m n.m.) tvořila vzrostlá smrková monokultura (Picea abies) s bohatým podrostem, který tvořily kapradiny například kapraď samec (Dryopteris filix-mas), papratka samičí (Athyrium filix-femina), dále šťavel kyselý (Oxalis acetosella) a hojně brusnice borůvka (Vaccinium myrtillus), ostružiník maliník (Rubus idaeus) Lokalita č. 3: Loukov Obec Loukov leží pod Hostýnskými vrchy nedaleko Kroměříže. Celkem bylo odebráno 30 vzorků ze 3 míst (louka, listnatý les a jehličnatý les). Vegetace na sušší louce byla nízká, mocnost vrchního prokořeněného organického profilu byla průměrně do 8 cm. 39

40 V listnatém lese byla hloubka svrchního organického profilu do 6 cm. Vrstva řezin a zbytků dřeva na povrchu půdy v jehličnatém lese s malým zápojem a pařezy byla místy i 2 cm silná a mocnost organického profilu odhaduji v průměru na 4 cm. Louka (49 24' " s.š.; 17 43' " v.d.; 390,3 m n.m.) bylinné patro tvořily druhy: řebříček obecný (Achillea millefolium), štírovník růžkatý (Lotus corniculatus), pampeliška lékařská (Taraxacum sect. Ruderalia), třezalka tečkovaná (Hypericum perforatum), jitrocel kopinatý (Plantago lanceolata), rozrazil rezekvítek (Veronica chamaedrys) a převaha travin např. lipnice luční (Poa pratensis), kostřava luční (Festuca pratensis), pýr plazivý (Agropyrum repens). Listnatý les (49 25' " s.š.; 17 44' " v.d.; 390,9 m n.m.) stromové patro: převaha lípy velkolisté (Tilia platyphyllos), buku lesního (Fagus sylvatica), habru obecného (Carpinus betulus). Podrost byl tvořen semenáčky lípy malolisté, jasanem ztepilým (Fraxinus excelsior), javorem klenem (Acer pseudoplatanus). Z bylin zde rostly: sasanka hajní (Anemone nemorosa), kopytník evropský (Asarum europaeum), lipnice hajní (Poa nemoralis), bažanka vytrvalá (Mercurialis perennis), dymnivka dutá (Corydalis cava), svízel vonný (Galium odoratum), jahodník truskavec (Fragaria moschata), zvonek kopřivolistý (Campanula trachelium). Jehličnatý les (49 24' " s.š.; 17 43' " v.d.; 437,4 m n.m.) byl tvořen vzrostlou a občas prosvětlenou smrkovou monokulturou (Picea abies) s pařezy, řezinami, klestím. V podrostu rostl hustě ostružiník maliník (Rubus idaeus) a traviny Lokalita č. 4: Prostřední Bečva Celý katastr obce Prostřední Bečvy leží v CHKO Beskydy. Z lokality bylo odebráno 24 vzorků půdy z obvyklých částí (louka, les listnatý a jehličnatý). Prokořenění půdy na louce bylo vysoké a vrstva vrchního organického profilu byla průměrně do 8 cm. V listnatém lese byla mocnost svrchního organického profilu v průměru 6 cm. Tloušťku vrchního organického profilu v jehličnatém lese odhaduji na 5 cm, vrstva jehličí na povrchu půdy byla do 0,5 cm. Louka (49 25' " s.š.; 18 15' " v.d.; 493,1 m n.m.) druhy bylin: třezalka tečkovaná (Hypericum perforatum), jitrocel kopinatý (Plantago lanceolata), 40

41 pýr plazivý (Agropyrum repens), lipnice luční (Poa pratensis), pampeliška lékařská (Taraxacum sect. Ruderalia), řebříček obecný (Achillea millefolium), štírovník růžkatý (Lotus corniculatus), mochna husí (Potentilla anserina), srha laločnatá (Dactylis glomerata), chrpa luční (Centaurea jacea), svízel přítula (Galium aparine), pryskyřník plazivý (Ranunculus repens), jetel plazivý (Trifolium repens), kakost luční (Geranium pratense), pcháč zelinný (Cirsium oleraceum), kontryhel obecný (Alchemilla vulgaris), mrkev obecná (Daucus carota), bršlice kozí noha (Aegopodium podagraria), máchelka srstnatá (Leontodon hispidus). Listnatý les (49 25' " s.š.; 18 15' " v.d.; 491,5 m n.m.) byl tvořen bukem lesním (Fagus sylvatica), lípou malolistou (Tilia cordata), dubem zimním (Quercus petraea) a menším zastoupením javoru klenu (Acer pseudoplatanus), topolu osiky (Populus tremula), habru obecného (Carpinus betulus), jeřábu ptačího (Sorbus aucuparia), břízy bělokoré (Betula pendula), bezu černého (Sambucus nigra). V podrostu se vyskytovaly převážně semenáčky lípy, dubu a javoru, dále netýkavka malokvětá (Impatiens parviflora) a zvonek kopřivolistý (Campanula trachelium). Jehličnatý les (49 25' " s.š.; 18 15' " v.d.; 373,5 m n.m.) se smrkovou monokulturou tvořenou smrkem ztepilým (Picea abies), pouze okraj s náletem listnatých dřevin (dub a bez). V podrostu se hojně vyskytovala brusnice borůvka (Vaccinium myrtillus), ostružiník maliník (Rubus idaeus), kapraď samec (Dryopteris filix-mas), šťavel kyselý (Oxalis acetosella), z mechů ploník obecný. 41

42 5 STANOVENÍ OBSAHU RADIOCESIA V PŮDĚ 5.1 Gamaspektrometrická analýza Ke stanovení obsahu 137 Cs v půdních vzorcích byla použita Gamaspektrometrická analýza. Gamaspetrometrie (γ spektrometrie) je analytická metoda, která umožňuje identifikaci a kvantifikaci radionuklidů emitujících záření gama (REGUIGUI, 2006). Tato metoda měří energetická spektra a umožňuje stanovovat aktivitu radionuklidů ve vzorcích. Energie kvant monoenergetického záření γ radionuklidů jsou známy a po stanovení energetického spektra lze provést identifikaci radionuklidů ve vzorku. Gamaspektrometrie je přednostně využívána ke stanovení obsahu dvou i více (směsi) radionuklidů v jednom vzorku, pokud jsou jejich energie dostatečně rozdílné. Spektrum γ je rozloženo v několika kanálech mnohakanálového analyzátoru z důvodu různých rozptylových poměrů a v určitém kanále vytváří záření γ výrazný pík, který lze využít k měření aktivity radionuklidů po kalibraci radiometrické aparatury pomocí standardů (etalonů) o známé aktivitě (PÖSCHL, 2005). Nejvýznamnějšími a nejpoužívanějšími detektory γ záření jsou anorganické scintilační detektory s krystaly NaI(Tl) a detektory polovodičové např. germaniové HPGe (High Purity Germanium detector). Celková účinnost detekce závisí na geometrii zařízení. Gamaspektrometrie s HPGe detektory je preferována k určení obsahu radionuklidů ve vzorcích ze životního prostředí včetně potravin pro jejich vysoké rozlišovací schopnosti. Hlavní nevýhodou detektorů HPGe je vyšší cena a nutnost je chladit tekutým dusíkem. K výhodám patří stanovení velmi nízkých úrovní γ záření ve vzorcích různého původu (PÖSCHL a NOLLET, 2006) Detektor a princip analýzy Detektor je hlavní částí gamaspektrometrického zařízení. Typická gamaradiospektrometrická (obrázek 5) se skládá z HPGe detektoru, zdroje vysokého napětí, předzesilovače, zesilovače, analogového digitálního konvertoru (ADC Analog Digital Converter) a vícekanálového analyzátoru (MCA Multi Channel Analyzer), který analyzuje signál z detektoru a komunikuje s vhodným softwarem a výstupním (vizualizačním) zařízením (REGUIGUI, 2006). 42

43 Obrázek 5: Blokové schéma základní radiometrické aparatury - detektor, zdroj vysokého a nízkého napětí, předzesilovač, zesilovač, vícekanálový analyzátor (MCA), software v počítači. (REGUIGUI, 2006) Systémem vytvořené gama spektrum vyjadřuje závislost počtu impulzů (osa y) na energii v kev (osa x - rozdělena na kanály s přiřazenými intervaly energie). V gama spektru odpovídá energetickým čarám určitý počet tvořených impulsů v daném intervalu energie a pro gama kvantum se generuje několik čar, které vytváří píky (PÖSCHL, 2009). Pro analýzu je ve spektru gama záření důležitý pík (photopeak) energie E (vrchol plně absorbující energii), který je charakteristický pro měřené radionuklidy. Pík (photopeak) je zobrazen na obrázku 6 (REGUIGUI, 2006) a u radiocesia 137 Cs má vrchol 661,6 kev. Efektivnost je funkcí energie gama záření, geometrie vzorků a specifických vlastností detektoru. Jakákoliv jejich změna ovlivňuje účinnost měřící soustavy a přesnost stanovované aktivity různých radionuklidů ve vzorcích (POSCHL a NOLLET, 2006). 43