Mendelova univerzita v Brně Agronomická fakulta Ústav molekulární biologie a radiobiologie. Radionuklidy ve včelím medu Diplomová práce

Mendelova univerzita v Brně Agronomická fakulta Ústav molekulární biologie a radiobiologie Radionuklidy ve včelím medu Diplomová práce Vedoucí práce: prof. RNDr. Michael Pöschl, CSc. Vypracovala: Bc. Iveta Duchová Brno 2011

PROHLÁŠENÍ Prohlašuji, že jsem diplomovou práci na téma Radionuklidy ve včelím medu vypracovala samostatně a použila jen pramenů, které cituji a uvádím v přiloženém seznamu literatury. Diplomová práce je školním dílem a může být použita ke komerčním účelům jen se souhlasem vedoucího diplomové práce a děkana Agronomické fakulty Mendelovy univerzity v Brně. dne. podpis diplomanta.

PODĚKOVÁNÍ Na tomto místě bych chtěla velmi poděkovat vedoucímu diplomové práce prof. RNDr. Michaelu Pöschlovi, CSc. za cenné rady, připomínky a veškerou pomoc při zpracování předložené práce. Dále bych zde chtěla poděkovat Ing. Antonínu Přidalovi, Ph.D. a Ing. Jiřímu Svobodovi, Ph.D. z oddělení včelařství MENDELU v Brně za pomoc při získávání vzorků a provedení rozborů medů.

ABSTRAKT Tato diplomová práce se věnuje problematice výskytu radionuklidů ve včelím medu, zejména radioizotopů cesia 137 Cs a draslíku 40 K. V teoretické části se práce zabývá zdroji, výskytem a transferem antropogenních radionuklidů v životním prostředí. Dále shrnuje poznatky o výskytu 137 Cs v potravinách přírodního původu a zejména ve včelím medu. Praktická část práce se věnuje gamaspektrometrické analýze 137 Cs a 40 K ve včelím medu. Vzorky včelího medu (150 g) byly měřeny ve 100ml vzorkovnicích po dobu 20 hodin pomocí gamaspektrometrické trasy s polovodičovým germaniovým detektorem (HPGe). Celkem bylo analyzováno 95 vzorků medů, z toho 16 medů ze zahraničí. Na základě pylové analýzy byly vzorky rozděleny do tří kategorií: květové, květovomedovicové a medovicové medy. Hmotnostní aktivita 137 Cs ve vzorcích medů pocházejících z území České republiky se pohybovala v rozmezí 0,0 392,0 Bq.kg -1 a hmotnostní aktivita 40 K v rozmezí 0,0 132,02 Bq.kg -1. Přes 90 % květových medů mělo hmotnostní aktivitu 137 Cs pod 1,0 Bq.kg -1. Aktivitu nad 3,0 Bq.kg -1 mělo 20,7 % medovicových medů, 16 % květovomedovicových medů a pouze 4,3 % květových medů. Nejvyšší průměrnou hmotnostní aktivitu 137 Cs měly vřesové medy (27,62 ± 11,54 Bq.kg -1 ), nejnižší pak medy akátové (0,14 ± 0,13 Bq.kg -1 ). Vyšší obsah 137 Cs v medu koresponduje s vyšší půdní kontaminací černobylským radiocesiem. Naměřené hodnoty hmotnostních aktivit 137 Cs v medu jsou však velmi nízké a nepřesahují nejvyšší přípustné úrovně pro potraviny (600 Bq.kg -1 ). Klíčová slova: antropogenní radionuklidy, radiocesium gamaspektrometrická analýza 137 Cs, radiodraslík 40 K, med, potraviny,

ABSTRACT This thesis deals with the issue of radionuclides in honey, particularly radioisotopes of caesium 137 Cs and potassium 40 K. The theoretical part covers the sources, occurrence and the transfer of anthropogenic radionuclides in the environment. Moreover, it summarizes the findings of the presence of 137 Cs (radiocaesium) in natural foods and in particular in honey. The empirical part studies gamma spectrometric analysis of 137 Cs and 40 K in honey. Samples of honey (of 150 g) had been measured in a 100 ml sample for 20 hours by means of gamaspectrometric analysis with germanium semiconductor detector (HPGe). In total, the analysis contained 95 honey samples, 16 of them of foreign origin. Based on the pollen analysis, the samples were divided into three categories: floral, floral-honeydew and honeydew honeys. Activity concentrations of 137 Cs in the honey samples from the Czech Republic ranged from 0.0 to 392.0 Bq.kg -1, activity concentrations of 40 K ranged from 0.0 to 132.02 Bq.kg -1. The activity of 137 Cs was 1.0 Bq.kg -1 in more than 90 % of floral honeys. The activity of 137 Cs was 3.0 Bq.kg -1 in 20. 7 % of honeydew honeys, in 16 % of floral-honeydew honeys and only in 4.3 % of floral honeys. The highest average activity of 137 Cs was found in heather honey (27.62 ± 11.54 Bq.kg -1 ), the lowest activity of 137 Cs was in acacia honey (0.14 ± 0.13 Bq.kg -1 ). The higher content of 137 Cs in honey corresponds with higher soil contamination of Chernobyl radiocaesium. Nevertheless, the 137 Cs activity concentrations in honey were very low and did not exceed the highest permitted level for food (600 Bq.kg -1 ). Key words: anthropogenic radionuclides, radiocaesium gamma spectrometric analysis 137 Cs, radiopotassium 40 K, honey, food,

OBSAH 1 ÚVOD...9 2 CÍLE...10 3 LITERÁRNÍ PŘEHLED...11 3.1 Radioaktivita a radionuklidy...11 3.1.1 Obsahu radionuklidů v životním prostředí...12 3.1.1.1 NORM...12 3.1.1.2 TENORM...13 3.1.1.3 MAN-MADE...14 3.1.1.3.1 Testy jaderných zbraní...14 3.1.1.3.2 Nehody jaderných zařízení...15 3.1.1.3.3 Radiocesium 137 Cs...17 3.1.2 Transfer radionuklidů...20 3.1.2.1 Přímá kontaminace rostlin...20 3.1.2.2 Kontaminace rostlin kořenovým systémem...20 3.1.2.3 Transfer rostlina včela med...20 3.2 Radionuklidy v potravinách...21 3.2.1 Radiocesium 137 Cs v potravinách...22 3.2.1.1 Ovoce a zelenina...24 3.2.1.2 Lesní plody...26 3.2.1.3 Houby...26 3.2.1.4 Zvěřina...27 3.2.2 Povolené limity radionuklidů v potravinách...28 3.3 Med...28 3.3.1 Nektar a medovice...28 3.3.2 Proces vzniku medu...29 3.3.3 Složení medu...29 3.3.4 Radiocesium 137 Cs ve včelím medu...29 4 MATERIÁL A METODIKA...33 4.1 Med...33 4.2 Gamaspektrometrická analýza...33

4.2.1 Měřicí aparatura...33 4.2.2 Princip měření...34 4.2.3 Příprava a kalibrace gamaspektrometrické trasy s HPGe...35 4.2.3.1 Energetická (kvalitativní) kalibrace...35 4.2.3.2 Účinnostní (kvantitativní) kalibrace...35 4.2.3.3 Vyhodnocení plochy píku...37 4.2.4 Pozadí a jeho měření...38 4.2.5 Geometrie měření...39 4.2.6 Provedení kvalitativní analýzy...39 4.2.7 Provedení kvantitativní analýzy...39 4.2.8 Minimální významná aktivita a minimální detekovatelná aktivita...40 4.2.9 Statistické zpracování naměřených hodnot...42 5 VÝSLEDKY A DISKUSE...43 5.1 Kalibrace na hmotnost vzorku...43 5.2 Minimální významná aktivita a minimální detekovatelná aktivita...44 5.3 Provedení kvantitativní analýzy...46 5.3.1 Distribuce hmotnostních aktivit vzorků medů z České republiky...49 5.4 Porovnání hmotnostních aktivit podle druhu medu...51 5.4.1 Medy z České republiky...51 5.4.2 Medy ze zahraničí...53 5.5 Porovnání hmotnostních aktivit podle oblasti...54 6 ZÁVĚR...56 SEZNAM POUŽITÉ LITERATURY...57 SEZNAM TABULEK...60 SEZNAM OBRÁZKŮ...61 PŘÍLOHY...62

1 ÚVOD V životním prostředí naší planety se nachází velká škála různých druhů nestabilních izotopů prvků, tzv. radionuklidů, které se liší svým původem (přírodní či uměle vyrobené). Ač mají radionuklidy rozdílný původ, v účincích na živé organismy mezi nimi rozdíl není a působí značně negativně. K významnému uvolňování antropogenních radionuklidů, především 90 Sr, 131 I a 137 Cs, do ovzduší docházelo od konce 40. let do začátku 60. let 20. století při zkouškách jaderných zbraní. Radionuklidy, které detekujeme dnes, však jsou ve větší míře pozůstatkem havárie jaderného reaktoru v ukrajinském Černobylu z konce dubna 1986. Nejvýznamnějším radioizotopem uvolněným do ovzduší při havárii a přetrvávajícím v životním prostředí do dnešních dní je cesium 137 Cs, a to díky relativně dlouhému poločasu přeměny 30,17 let a uniklému množství 38 PBq (Diehl, 2003). Kontaminaci území České republiky radiocesiem ovlivnily dešťové srážky v době přechodu kontaminovaných vzdušných mas nad naším územím na počátku května 1986 (Hůlka & Malátová, 2006). Škodlivost 137 Cs je dána chemickou podobností s biogenním draslíkem, jeho možnou bioakumulací v organismu a vlivem uvolňovaného gama záření.. Včelí med je používán převážně jako přírodní sladidlo, ale lze ho také použít jako antiseptický prostředek v medicíně či jako biomarker kontaminace životního prostředí (Lazor, 2009). Složení a obsah kontaminantů v medu reprezentuje výskyt těchto látek v okolí úlu. Do medu se tak mohou dostat radionuklidy vyskytující se v životním prostředí, a to jak s přineseným nektarem a medovicí, tak i s pylem a vodou potřebnou pro vývoj včelstva. Ve vzorcích medů se předpokládají nízké hodnoty radioaktivity. Vhodnou detekční metodou pro měření obsahu nízkých aktivit je gamaspektrometrická analýza s využitím polovodičového germaniového detektoru HPGe. Tato metoda umožňuje spolehlivě zaznamenat aktivitu 137 Cs i 40 K díky energiím gama kvant, které jsou emitovány po jejich radioaktivní přeměně. 137 Cs emituje nejprve β záření (513 kev), kterým se mění na metastabilní barium 137m Ba s poločasem přeměny 2,55 minut. 137m Ba následně vyzařuje dobře měřitelná γ kvanta o energii 661,7 kev. Izotop 40 K emituje γ kvanta o energii 1461,3 kev. 9

2 CÍLE Cílem této diplomové práce je zhodnotit obsah a zdroje radionuklidů v životním prostředí a v potravinách přírodního původu se zaměřením na antropogenní radionuklidy, specielně radiocesium 137 Cs. Cílem praktické části je pomocí gamaspektrometrické analýzy provést účelný monitoring obsahu 137 Cs a 40 K ve včelím medu na území České republiky. 10

3 LITERÁRNÍ PŘEHLED 3.1 Radioaktivita a radionuklidy Radioaktivita je jev samovolné (spontánní) jaderné přeměny radionuklidů, která je doprovázena emisí ionizujícího (radioaktivního) záření α, β+, β -, γ, záchytem elektronů, emisí protonů nebo emisí fragmentů. Radioaktivita je základní vlastností radionuklidů. Pro radionuklidy musí platit dvě podmínky (L Annunziata, 2007): 1. jádro se nachází mimo optimální poměr neutronů a protonů (N/Z), tj. spontánní jaderná přeměna může nastat pouze u prvků s nevybalancovaným počtem protonů a neutronů v jádře; 2. součet klidových energií produktů radioaktivní přeměny je menší než klidová energie původního jádra, tento nepoměr energií je elementární podmínkou radioaktivity. Radioaktivní přeměny lze rozdělit do tří skupin podle změn v jádře radioizotopu (Hála, 1998): 1. změna protonového čísla Z, konstantní nukleonové číslo A (přeměna β: β -, β+; elektronový záchyt), 2. změna Z i A (přeměna α, emise nukleonů, emise těžkých jader, samovolné štěpení), 3. změna způsobená deexcitací jádra, konstantní Z i A, mění se pouze energetický obsah jádra (okamžitá a zpožděná emise γ, vnitřní konverze). Nestabilní jádra přírodních tzv. primordiálních radioizotopů se kontinuálně přeměňují na druhotné radionuklidy vyzařováním částic α nebo β. Postupné přeměny těchto radionuklidů jsou popsány v přeměnových řadách na jejichž konci je stabilní izotop. Jsou známy čtyři základní přeměnové řady: 1. uranová, začínající uranem 238 U a končící olovem 206 Pb, 2. aktinuranová (aktiniová), začínající uranem 235 U a končící olovem 207 Pb, 3. thoriová, začínající thoriem 232 Th a končící olovem 208 Pb, 4. umělá neptuniová, začínající neptuniem 237 Np a končí bismutem 209 Bi. 11

3.1.1 Obsahu radionuklidů v životním prostředí V životním prostředí naší planety se nachází široká škála různých druhů nestabilních izotopů prvků, tzv. radionuklidů, které se liší svým původem. Některé radionuklidy se vyskytují přirozeně v půdě, skalách, podzemní vodě, oceánech a v atmosféře. Mluvíme proto o přírodních radionuklidech, které lze dále rozdělit na primární (např. 40 K, 232 Th, 238 U, 235 U aj.), sekundární (např. 226 Ra, 222 Rn aj.) a kosmogenní (např. 3 H, 14 C, 10 Be aj.) (Nollet & Pöschl, 2006). Mobilita a potenciální transfer přírodních radionuklidů do potravního řetězce jsou přímo ovlivněny jejich chemickou formou a změnou minerálních a hydrogeologických podmínek jejich životního prostředí. Pro potřeby dnešní vědy a technologií, průmyslu či medicíny již výše uvedené přírodní radionuklidy nepostačují, a proto je potřeba vyrobit nové radionuklidy uměle. Zatímco distribuce přírodních radionuklidů na Zemi je přibližně homogenní, s výjimkou jejich ložisek, výskyt antropogenních radionuklidů souvisí s jejich vznikem (výrobou) a manipulacemi s nimi (Nollet & Pöschl, 2006). Umělé radionuklidy vznikají v jaderném palivo-energetickém cyklu, při nehodách jaderných zařízení (např. Černobyl, 1986), výrobě a zkouškách jaderných zbraní, přípravě a výrobě radionuklidů v reaktorech, cyklotronech apod. Aby ze stabilního nuklidu vznikl nuklid radioaktivní, je potřeba narušit optimální poměr neutronů a protonů v jádře (Ullmann, 2009). Toho se docílí ostřelováním stabilního jádra částicemi (protony, neutrony, případně α částicemi, deuterony či těžkými ionty), které po vstupu do jádra vyvolávají v jádře jaderné reakce a stabilní nuklid se mění na radionuklid. Nejjednodušším způsobem získání umělých radionuklidů je bombardování jader neutrony v reaktorech. Vznikají tak β - radionuklidy, např. 131 J, 99 Mo, 133 Xe, 137 Cs, 90 Sr aj. K výrobě pozitronových β + radionuklidů je potřeba do jádra dodat protony. Protony musí být urychleny v urychlovačích částic na vysoké energie, proto se β + radionuklidy někdy označují jako cyklotronové radionuklidy (Ullmann, 2009). Přeměna β + je vlastností pouze umělých radionuklidů (např. 18 F, 13 N, 11 C, 57 Co). 3.1.1.1 NORM Anglickou zkratkou NORM (Naturally Occurring Radioactive Materials) se označuje radioaktivní materiál přirozeně se nacházející v životním prostředí Země. Do NORM lze zařadit radionuklidy přírodního (primární i sekundární) a kosmogenního původu. 12

Nejrozšířenějším přírodním radionuklidem je draslík 40 K (T 1/2 = 1,277.10 9 let), který je ubikvitární a nejvíce přispívá k vnitřní dávce ozáření přijímané člověkem (Hála, 1998). Draslík je biogenní prvek a radioizotop 40 K se v životním prostředí chová stejně jako stabilní izotopy 39 K a 41 K. Draslík 40 K je s průměrným obsahem 0,003 % nejrozšířenějším primárním radionuklidem v zemské kůře, kde jeho aktivita je vyšší než součet aktivit všech ostatních přírodních radionuklidů (Ullmann, 2009). Obsah izotopu 40 K v draslíku je 0,012 %, tzn. při 1% obsahu draslíku v hornině je měrná aktivita 40 K v dané hornině 313 Bq.kg -1 (Hála, 1998). Nejdůležitějšími přírodními radionuklidy v zemské kůře jsou izotopy uranu 238 U a 235 U. Tyto radioizotopy se liší zastoupením v zemské kůře i poločasem přeměny (T 238 1/2 U = 4,51.10 9 let a T 235 1/2 U = 7,1.10 8 let). Významnějším izotopem je 238 U, jehož obsah v zemské kůře je 2 4.10-6 %, obsah 235 U je 2 3.10-8 % a v uranové rudě tvoří pouze 0,72 % (Pöschl, 2006). V zemské kůře je koncentrace uranu přibližně 6 mg.kg -1, což odpovídá hmotnostní aktivitě 70 Bq.kg -1 (Hála, 1998). 3.1.1.2 TENORM Různorodé lidské aktivity mohou vést ke zvýšení koncentrace přírodních radionuklidů na nezanedbatelnou úroveň. Tyto technologicky zkoncentrované přirozeně se vyskytující radionuklidy se označují anglickou zkratkou TENORM (Technologically Enhanced Naturally Occurring Radioactive Materials). K činnostem přispívajícím ke zvýšení koncentrace přírodních radionuklidů patří především těžba uhlí, rud a jejich zpracování, spalování uhlí a těžba fosfátových minerálů. Při spalování uhlí se radionuklidy obsažené v uhlí koncentrují v popelu, nejvíce v jemných částicích, tzv. popílku (Hála, 1998). Jeden kilogram uhlí průměrně obsahuje 50 Bq 40 K, 20 Bq 232 Th a 20 Bq 238 U. V popelu dochází ke zkoncentrování aktivity radionuklidů na hodnoty 265 Bq 40 K, 70 Bq 232 Th, 200 Bq 238 U na 1 kilogram popela. Fosfátové minerály obsahují vyšší podíl uranu a jeho dceřiných produktů o celkové hmotnostní aktivitě 800 Bq.kg -1 až 2 000 Bq.kg -1 (Hála, 1998). Používání kontaminovaných fosfátových hnojiv v zemědělství je významným znečišťovatelem podzemních vod a dochází k transferu radionuklidů do rostlin a následně potravního řetězce. Betti a kol. (2007) ve studii Marina II pro Evropskou komisi odhadují, že v důsledku těžby fosfátových 13

minerálů se od roku 1981 do severovýchodního Atlantiku, včetně Severního a Baltského moře, uvolnilo 65 TBq α zářičů ( 226 Ra a 210 Po) a 32 TBq β zářičů ( 210 Pb). 3.1.1.3 MAN-MADE Radionuklidy vyrobené uměle činností člověka se označují jako man-made či antropogenní radionuklidy. Tyto radionuklidy vznikají v jaderných reaktorech, urychlovačích částic a při výbuchu jaderných zbraní. Distribuce antropogenních radionuklidů sleduje cesty jejich manipulace a závisí na jejich povoleném či havarijním úniku z jaderných elektráren, vojenských zařízení a testování nukleárních zbraní (Nollet & Pöschl, 2006). Nejvíce antropogenních radionuklidů se do životního prostředí uvolnilo při testech jaderných zbraní a při nehodách jaderných zařízení. 3.1.1.3.1 Testy jaderných zbraní První jaderný test byl proveden 16. července 1945 ve Spojených státech amerických v nevadské poušti v Novém Mexiku. Ve dnech 6. a 9. srpna 1945 byly svrženy dvě jaderné bomby při útoku na japonská města Hirošimu (Little Boy 12,5 kilotun TNT) a Nagasaki (Fat Man 22 kilotun TNT). Tímto začala éra jaderných testů. Od 50. let 20. století se jich po celém světě uskutečnilo přes 2 000. Do roku 1963 se většinou prováděly testy nadzemní. Při nadzemních atomových zkouškách se radiocesium 137 Cs a další štěpné produkty dostávaly do atmosféry a pomocí proudění vzdušných mas se rozšířily po celém světě. Se zvyšujícím se počtem jaderných testů se zvyšovala i koncentrace radionuklidů v ovzduší. V roce 1963 USA, tehdejší SSSR a Velká Británie uzavřely dohodu na omezení nadzemních jaderných testů (Nuclear Weapon Archive, 2001) a od té doby koncentrace radionuklidů v ovzduší pomalu klesaly až do černobylské havárie v roce 1986 (Environmental Studies, 2009). S každým jaderným testem se do ovzduší uvolňuje přes 200 štěpných produktů, řada z nich však nikdy nebyla identifikována kvůli velmi krátkému poločasu přeměny. Nejvýznamnějšími radioizotopy jsou stroncium 90 Sr a cesium 137 Cs. Oba radionuklidy mají dlouhý poločasu přeměny, T 1/2 = 28 let pro 90 Sr, T 1/2 = 30 let pro 137 Cs, a tvoří značný podíl (3 7 %) z celkového množství při testech vzniklých radionuklidů (Environmental Studies, 2009). 14

3.1.1.3.2 Nehody jaderných zařízení V roce 1991 Mezinárodní agentura pro atomovou energii zavedla sedmibodovou stupnici hodnotící události v jaderných zařízeních s ohledem na jejich vliv na životní prostředí, zařízení uvnitř jaderné elektrárny a dopad na bezpečnostní systémy. Jako poruchy se označují události stupně 0 až 3, události hodnocené stupněm 4 až 7 se označují jako havárie. Kyshtym Jako havárie 6. stupně se označuje výbuch v ruské továrně na přepracování jaderného paliva dne 29. září 1957 v Mayak na Sibiři (v blízkosti dnešního města Kyshtym). Při explozi se uvolnilo 74 1 850 PBq radioaktivních látek, převážně 137 Cs a 90 Sr, které se rozšířily do oblasti 800 km 2 (Wikipedia, 2011). Windscale Dne 10. října 1957 došlo k jaderné havárii (označené stupněm 5) v severozápadní Anglii, ve městě Sellafield. Při provozu reaktoru určeného pro výrobu plutonia z uranu došlo k požáru grafitu a do ovzduší se dostalo 740 TBq 131 I, 22 TBq 137 Cs, 0,07 TBq 90 Sr a dalších radionuklidů (Diehl, 2003). Three Mile Island Při havárii (stupeň 5) v jaderné elektrárně Three Mile Island v Pensylvánii, USA, dne 28. března 1979 došlo k částečnému tavení jádra reaktoru a k úniku vody z primárního okruhu. Při nehodě do ovzduší unikl převážně radioaktivní jód 131 I o aktivitě 1 TBq (Diehl, 2003). Černobyl Dne 26. dubna 1986 došlo k největší katastrofě jaderného průmyslu, k výbuchu jaderného reaktoru č. 4 v ukrajinském Černobylu. Tato událost je klasifikována Mezinárodní agenturou pro atomovou energii stupněm 7. Jednalo se o grafitový reaktor typu RBMK-1 000 chlazený lehkou vodou (Chernobyl, 2010). Palivem v tomto reaktoru byl přírodní uran ve formě oxidu uraničitého obohacený izotopem 235 U na 1,8 %. V noci z 25. na 26. dubna 1986 probíhal v černobylské jaderné elektrárně test reaktoru č. 4. V průběhu testu však došlo k fatální kombinaci lidského pochybení a nedokonalé technologie. Ve zlomku sekundy se výkon a teplota reaktoru několikanásobně zvýšila a jádro reaktoru se dostalo do nestabilního stavu. V 1:23:44 tamního času došlo k výbuchu 15

reaktoru. Při první explozi se odklopilo tisícitunové víko reaktoru, teplota nad 2 000 C roztavila palivové tyče a následně se vznítil grafitový obal reaktoru. Při druhém výbuchu a následném požáru a tavení jádra se do atmosféry uvolnilo obrovské množství radioaktivních štěpných produktů. Při nehodě uniklo do ovzduší jen 3,8 20 % z celkového množství 200 tun paliva (Chernobyl, 2010). I tak byla ničivá síla 100krát větší, než při útoku na japonská města Hirošimu a Nagasaki. Z poškozeného reaktoru během deseti dní uniklo přes 40 různých radionuklidů, z nichž jsou z hlediska následků havárie nejdůležitější stroncium 90 Sr, jód 131 I a cesium 137 Cs (Obr. 1). Odhaduje se, že se do ovzduší celkově uvolnilo 1,9.10 19 Bq radioaktivního materiálu (Hála, 1998), z toho 260 PBq 131 I, 38 PBq 137 Cs, 18 PBq 134 Cs, 8 PBq 90 Sr a 5 PBq 241 Pu (Diehl, 2003). Mezi další radionuklidy uniklé při výbuchu do ovzduší patřily radioaktivní izotopy vzácných plynů (xenon, krypton), izotopy teluru a dalších těkavých prvků a sloučenin včetně dalších izotopů jódu a cesia (Černobyl, 2007). V menších koncentracích se uvolnily radionuklidy málo těkavých prvků (ceru, zirkonia, baria, stroncia), aktinidy a také izotopy plutonia a americia. Obr. 1: Podíl jednotlivých radionuklidů na celkové dávce ve vzduchu v závislosti na době po výbuchu Černobylu (Wikipedia, 2011) 16

Množství unikajícího radioaktivního materiálu i atmosférické podmínky se po výbuchu reaktoru značně měnily (Pöllänen a kol., 1997). Čtvrtina celkového množství radioaktivního materiálu se uvolnila ihned po explozi 26. dubna 1986. Emise radioaktivního materiálu poté klesala a 2. května 1986 dosáhla svého minima. Únik radioaktivity z poškozeného reaktoru se poté opět zvýšil, až 6. května 1986 prakticky ustal. Při explozích se uniklé radionuklidy dostaly do výšky přes 1 000 m, po skončení explozí radioaktivní mrak nepřesáhl výšku 400 m nad zemským povrchem. Na šíření radioaktivního mraku mělo vliv proudění v atmosféře, dešťové srážky, ale i velikost radioaktivních částic. Prvotní radioaktivní mrak byl větrem unášen směrem nad Skandinávii ve dvou vzdušných vrstvách (Pöllänen a kol., 1997). Plynný materiál a malé částice byly hnány ve výšce 400 1 200 m směrem do Švédska, zatímco radioaktivní materiál ve výšce nad 1 200 m směřoval nad Finsko. Nad Skandinávií se vzdušná masa obrátila a zamířila zpět na Ukrajinu. Zde opět vítr změnil svůj směr a hnal radioaktivní mrak přes Polsko, dnešní Slovenskou a Českou republiku až k rakouským Alpám, kde se otočil a postupoval zpátky nad Polsko. Druhý radioaktivní mrak se prvotně šířil jižním směrem a zasáhl Bulharsko a celý Balkánský poloostrov (Černobyl, 2007). Míra kontaminace území černobylským radioaktivním spadem se výrazně liší v závislosti na výskytu a intenzitě dešťových srážek v okamžiku přechodu radioaktivního mraku přes dané území, tzv. vymývací efekt (Smith & Clark, 1986). V období přechodu radioaktivního mraku přes území České republiky na počátku května 1986 byly zaznamenány intenzivní dešťové srážky v oblasti Orlických hor, Jeseníků, Beskyd, Šumavy, Krušných hor, Krkonoš, Vysočiny a Ašského výběžku (viz Příloha č. 1). Z mapy kontaminace půd radiocesiem 137 Cs (viz Obr.15, s. 54) získané z celostátního průzkumu půd v červnu 1986 je patrné, že úroveň kontaminace půdy je vyšší právě v těchto místech. Příloha č. 2 pro srovnání ukazuje spadovou kontaminaci Evropy černobylským radiocesiem 137 Cs. 3.1.1.3.3 Radiocesium 137 Cs Cesium (zkratka Cs, lat. caesium) objevili v roce 1860 R. Bunsen a G. Krichhoff pomocí emisní spektrometrie a pojmenovali ho podle dvou výrazných modrých čar v emisním spektru (lat. caesius znamená modro-šedý). Bunsen izoloval chlorid cesia ze směsi alkalických solí, které získal odpařováním minerální vody. Čisté cesium se podařilo 17

izolovat až v roce 1881 C. Sefferbergovi elektrolýzou cesných solí (Butterman a kol., 2005). Cesium je měkký, lehký kov stříbro-bílé až stříbro-žluté barvy, který je těžší než voda. Při teplotě 20 C je pevného skupenství, teplota tání je 28,5 C a teplota varu 678,4 C (Bentor, 2009). V periodické tabulce prvků se nachází v 6. periodě, skupině 1 (I. A). Cesium má atomové číslo 55, relativní atomovou hmotnost 132,905, elektronovou konfiguraci [Xe]6s 1, hustotu 1,879 g.cm -3 a elektronegativitu 0,75 (cesium je nejelektropozitivnějším stabilním prvkem). Soli cesia barví plamen fialově. Stejně jako ostatní alkalické kovy je cesium vysoce reaktivní a řadí se mezi pyroforické materiály (Wikipedia, 2011). Cesium se vyskytuje ve sloučeninách, samotné se v přírodě nachází velmi vzácně (asi 3 ppm v zemské kůře (Butterman a kol., 2005)). V přírodě se vyskytuje pouze stabilní izotop 133 Cs vyskytující se v minerálu polucit v koncentraci do 30 % Cs 2 O (Environmental Studies, 2009). Uměle vyrobených izotopů cesia je přes 30. Dostupná literatura udává různé údaje o rozmezí hmotnostních čísel: 116 146 (Butterman a kol., 2005), 114 148 (Environmental Studies, 2009) a 112 151 (Wikipedia, 2011). Všechny umělé izotopy jsou radioaktivní s velmi rozdílnými poločasy přeměny (viz Tab. 1). Nejdůležitějším radioizotopem cesia je 137 Cs. Tab. 1: Vybrané izotopy cesia a jejich poločasy přeměny (Bentor, 2009) Izotopy Cs T 1/2 Cs-126 1,6 min Cs-129 1,3 d Cs-131 9,7 d Cs-132 6,4 d Cs-133 stabilní Cs-134 2,1 r Cs-134m 2,9 h Cs-135 2300000 r Cs-136 13,2 d Cs-137 30,2 r Cs-138 32,2 min Cs-139 9,3 min Radiocesium 137 Cs bylo objeveno spolu s dalšími radionuklidy využívanými v medicíně na konci 30. let 20. století G. T. Seaborgem (EPA, 2010). 137 Cs je výlučně antropogenního 18

(umělého) původu a vzniká při jaderném štěpení uranu a plutonia v jaderných reaktorech či v nukleárních zbraních. 137 Cs je dnes nejrozšířenějším umělým radioizotopem na Zemi, velikost území zamořené černobylským radiocesiem se odhaduje na 125 000 km 2 až 146 000 km 2 (Chernobyl, 2010). Významnou vlastností radiocesia je, že se v živých organismech chová jako draslík, který je biogenním prvkem. Cesium i draslík patří do skupiny alkalických kovů a tudíž mají podobné chemické i metabolicko-fyziologické vlastnosti. Cesium nemá žádný biologický význam pro živé organismy, neboť nemůže nahradit draslík v jeho metabolických funkcích (regulace potenciálů na membránách), kvůli rozdílnému iontovému poloměru: K + = 1,33 Å, Cs + = 1,65 Å. Radiocesium 137 Cs (Obr. 2) se přeměňuje přímo (6,5 %) na stabilní barium 137 Ba nebo nepřímo (93,5 %) přes metastabilní barium 137m Ba na stabilní barium 137 Ba. Při nepřímé přeměně se uvolňuje nejprve β záření o energii 513 kev a metastabilní barium 137m Ba (T 1/2 = 2,55 min) následně vyzařuje γ záření (převážně) o energii 661,7 kev. Právě energie γ záření 661,7 kev se využívá k detekci aktivity radiocesia 137 Cs (Environmental Studies, 2009). Obr. 2: Schéma radioaktivní přeměny cesia 137 Cs (Ullmann, 2009) Radiocesium 137 Cs je spolu s 60 Co nejpoužívanějším zdrojem γ záření. Využívá se v zemědělství, průmyslu (např. hladinová měřidla, měřidla vlhkosti a hustoty), v medicíně na léčbu rakoviny, sterilizaci jídla, čistírenských kalů a chirurgických nástrojů aj. (Butterman a kol., 2005). 19

3.1.2 Transfer radionuklidů Radionuklidy, které se dostaly do atmosféry, jsou unášeny větrem, rozptylovány v atmosféře a pozvolně dopadají na zemský povrch ve formě spadu. Rostliny mohou být kontaminovány dvěma způsoby (Pröhl, 2009). Radionuklidy mohou dopadat rovnou na nadzemní části rostlin (přímá depozice), nebo jsou absorbovány kořenovým systémem rostlin (nepřímá depozice). Plynné radionuklidy ( 3 H, 14 C) vstupují do rostlin přímo přes průduchy a začleňují se do metabolismu rostlin (fotosyntéza). Ke kontaminaci zvířat, a tím i potravin živočišného původu, dochází inhalací vzdušné kontaminace a především ingescí kontaminovaných krmiv a vody. 3.1.2.1 Přímá kontaminace rostlin Při formování vodních kapek či ledových krystalů v atmosféře dochází k inkorporaci radionuklidů nacházejících se v mraku do kapek či vloček a při jejich pohybu dochází k dalšímu vymývání radionuklidů z ovzduší (Nollet & Pöschl, 2006; Pöschl, 2006). V důsledku srážek se radionuklidy ze vzduchu dostávají na povrch rostlin a do půdy. Jde o tzv. mokrou depozici. Suchá depozice na povrch rostlin probíhá na základě difúze, strhávání či sedimentace vzdušných radionuklidů ve formě aerosolu či pevných částeček. 3.1.2.2 Kontaminace rostlin kořenovým systémem Kontaminace rostlin radionuklidy probíhá v menší míře i přes kořenový systém společně s živinami z půdního roztoku. Radionuklidy reagují s půdními částečkami za tvorby pevných, často ireverzibilních vazeb, což vede ke snížení biologické dostupnosti (Nollet & Pöschl, 2006). Absorpce 137 Cs kořenovým systémem rostliny je vyšší z půd s vysokým podílem organických látek, zatímco v půdách s vyšším obsahem jílových minerálů je cesium imobilizováno do půdních částic. 3.1.2.3 Transfer rostlina včela med Radionuklidy přijaté kořenovým systémem rostliny (nepřímá kontaminace) nebo nadzemními částmi rostliny (přímá kontaminace) jsou redistribuovány v rostlině na základě své pohyblivosti (Nollet & Pöschl, 2006). Radiocesium 137 Cs, díky své podobnosti k draslíku, má vysokou pohyblivost a je snadno translokováno rostlinou a akumuluje se v periferních nadzemních částech rostliny (květ, listy). Včely sbírají pyl, 20

nektar a medovici z rostlin v okolí až 2 km kolem úlu (Panatto a kol., 2007). Z celkového počtu 20 000 včel v úlu je přibližně 4 000 létavek a každá létavka za den navštíví přes 1 000 rostlin. Do úlu se tak každý den dostane přes milión vzorků okolního prostředí. Při svém letu se včely setkávají také s vodními zdroji v okolí a hlavně se vzdušnými částečkami, to vše může být kontaminováno radionuklidy, tedy i radiocesiem. Koncentrační faktor rostlina med je řádově 0,001 bez ohledu na druh rostliny (Todorović a kol., 1995). Jak uvádí tabulka níže, koncentrace cesia klesá ve směru rostlina, pyl, včela, med. V medu je koncentrace cesia 300krát nižší než v rostlině a 200krát nižší než v pylu. To je dáno díky vysokému obsahu cukru, který naředí původní koncentraci cesia (Sheppard a kol., 2010). Tab. 2: Koncentrace cesia v kvetoucích rostlinách navštěvovanými včelami, v pylu nasbíraném včelami, ve včelím těle a v medu (Sheppard a kol., 2010) Cesium Rostliny v květu (v sušině) 17 µg.kg -1 Pyl (v sušině) 12 µg.kg -1 Včely (v sušině) 6,1 µg.kg -1 Včely (v živé hmotnosti) 2,0 µg.kg -1 Med 0,056 µg.l -1 3.2 Radionuklidy v potravinách Tělo dospělého člověka (váha 70 kg) průměrně obsahuje 3 000 Bq uhlíku 14 C, 20 Bq tritia 3 H a 4 300 Bq draslíku 40 K (Diehl, 2003). Tyto a další radionuklidy se do lidského těla dostávají vdechováním radioaktivních částeček ve vzduchu a ingescí potravin. Aktivita přírodních radionuklidů v potravinách a v lidském těle je stejná po celém světě, ale aktivita radionuklidů přeměnových řad uranu a thoria závisí na místních geologických podmínkách a v dané oblasti je tato hodnota stabilní. Přírodní radionuklid draslík 40 K se do lidského organismu dostává z vody a potravin, kde je jeho měrná aktivita v rozmezí 20 240 Bq.kg -1 (Hála, 1998). Průměrný člověk (70 kg) je tvořen z 0,1 0,3 % draslíkem, což představuje aktivitu 22 000 76 000 Bq 40 K. Pro lidský organismus tato aktivita představuje roční průměrnou dávku 200 µsv. Podíl dalších přírodních radionuklidů ( 14 C, 3 H) na ozáření člověka je zanedbatelný. Celosvětový průměrný roční příjem sekundárních radioizotopů radia 226 Ra a 228 Ra je 19 Bq resp. 13 Bq, ale např. v oblasti Kerala na jihozápadním pobřeží Indie a ve vulkanické oblasti Minas Gerais v Brazílii je roční příjem 226 Ra 40 Bq a 228 Ra 2 000 Bq (Diehl, 2003). 21

Polonium 210 Po se v arktických oblastech akumuluje v lišejnících, které jsou následně spásány soby, proto je příjem 210 Po 10krát vyšší u Laponců než u obyvatel žijících v mírném podnebním pásu. Z antropogenních radionuklidů jsou v potravinách nejvýznamnější stroncium 90 Sr, cesium 137 Cs a jód 131 I. Od roku 1945 do roku 1963 probíhaly zkoušky jaderných zbraní především v atmosféře. Do atmosféry se v tomto období uvolnilo okolo 600 PBq 90 Sr, 960 PBq 137 Cs a množství dalších radionuklidů (Diehl, 2003). Po uzavření dohody o omezení nadzemních testů v roce 1963 dosáhla radioaktivita v potravinách vrcholu následující rok a poté začala klesat. K mírnému lokálnímu zvýšení radioaktivity v potravinách přispěla nehoda reaktoru v jaderné elektrárně Three Mile Island v Pensylvánii, USA, 28. března 1979. V tamních potravinách byla detekována aktivita 131 I. Významné zvýšení koncentrace radionuklidů v ovzduší a následně v potravinách způsobila havárie a následný výbuch reaktoru v ukrajinském Černobylu 26. dubna 1986. Během 10 dní do ovzduší uniklo 260 PBq 131 I, 38 PBq 137 Cs, 18 PBq 134 Cs, 8 PBq 90 Sr, 5 PBq 241 Pu a velké množství dalších radionuklidů (Diehl, 2003). Ihned po havárii byl dominantním radionuklidem 131 I, ale díky krátkému poločasu přeměny (T 1/2 = 8 d) rychle vymizel z životního prostředí. Nejvýznamnějšími radionuklidy se tak po 14ti dnech staly radionuklidy 137 Cs a 134 Cs (viz s. 16, Obr. 1). 3.2.1 Radiocesium 137 Cs v potravinách Ze záznamů Federálního výzkumného centra pro výživu v Karlsruhe vyplývá (Obr. 3), že nejvyšší příjem radiocesia potravou v Německu byl v roce 1987 (v roce 1986 byla konzumována sklizeň z roku 1985), průměrně přes 7 Bq na osobu a den (Diehl, 2003). Nejvyššího denního příjmu na osobu bylo dosaženo v březnu 1987, a to 11 Bq 137 Cs a 5 Bq 134 Cs. Průměrný denní příjem radionuklidů cesia potravou klesl na před černobylskou úroveň pro 134 Cs v roce 1990 a pro 137 Cs o 6 let později. Zvýšené koncentrace 137 Cs lze však dodnes detekovat v houbách, lesních plodech, zvěřině a v rybách z Baltického moře. 22

Obr. 3: Průměrný roční příjem radiocesia; data ze vzorků denní stravy v Německu v letech 1963 1996 (Diehl, 2003) V tehdejší Československé socialistické republice se po černobylské havárii monitorovala objemová aktivita 131 I, 134 Cs a 137 Cs v mléce, mase a dalších potravinách (Zpráva, 1987). Níže uvedený graf (Obr. 4) uvádí měrné aktivity 137 Cs u různých druhů masa v období červen až říjen 1986 naměřené v ČSSR, resp. u mléka hodnoty objemové aktivity 137 Cs. V kategorii ostatní je zařazeno maso skopové, jehněčí, králičí apod. V drůbežím mase hodnoty hmotnostní aktivity v daném období nepřesáhly 10 Bq.kg -1, a proto není uváděno. 300 137 Cs [Bq.kg -1, Bq.l -1 ] 250 200 150 100 50 mléko hovězí vepřové ostatní zvěřina 0 červen červenec srpen září říjen Obr. 4: Měrná aktivita 137 Cs v mase, resp. objemová aktivita 137 Cs v mléce v ČSSR v období červen až říjen 1986 (podle Zpráva, 1986) V České republice nadále pokračuje monitoring obsahu radionuklidů v poživatinách a v pitné vodě. Státní ústav radiační ochrany se dnes zaměřuje na komodity, které jsou významně zastoupeny ve spotřebním koši obyvatel ČR a ty poživatiny, u kterých dochází 23

k bioakumulaci radionuklidů (Hůlka & Malátová, 2006). Vyšší obsah radiocesia se dlouhodobě vyskytuje v houbách, lesních plodech a ve zvěřině (jednotky až stovky Bq.kg -1 ). Průměrná roční spotřeba těchto komodit je malá (okolo 2,1 kg hub, 1,4 kg lesních plodů a 0,24 kg masa divoké zvěře), přesto v porovnání s ostatními druhy poživatin nejvíce přispívá k celkové efektivní dávce radiocesia ingescí. V porovnání s ozářením z přírodních zdrojů jsou však i tyto komodity zanedbatelné, neboť představují méně než 0,1 %. Tabulka 3 uvádí hmotnostní a objemové aktivity 137 Cs naměřené Státním ústavem radiační ochrany ve vybraných potravinách v České republice v roce 2009. Tab. 3: Hmotnostní a objemová aktivita 137 Cs ve vybraných potravinách v r. 2009 (SÚRO, 2011a) Poživatina Jednotka Rozpětí hodnot* ) Počet měření celkem > MVA Mléko Bq.l -1 < 0,0055 0,45 30 19 Sušené mléko Bq.kg -1 < 0,071 1,2 52 49 Hovězí Bq.kg -1 0,027 0,87 124 91 Vepřové Bq.kg -1 0,014 0,21 28 21 Drůbeží Bq.kg -1 < 0,021 0,13 28 17 Ostatní maso Bq.kg -1 0,044 0,15 8 6 Zvěřina Bq.kg -1 0,42 2100 22 22 Ryby Bq.kg -1 < 0,056 0,48 10 7 Ovoce Bq.kg -1 < 0,0039 0,082 40 5 Zelenina Bq.kg -1 < 0,0042 0,097 31 11 Brambory Bq.kg -1 0,0081 0,074 27 16 Lesní plody Bq.kg -1 < 0,019 4,3 19 10 Houby lesní Bq.kg -1 < 0,038 160 18 17 MVA minimální významná aktivita pro hladinu spolehlivosti 95 %. *) Vzhledem k charakteru souboru dat je uvedeno pouze rozpětí hodnot. V případě, že se v souboru vyskytují hodnoty pod MVA, je jako spodní hranice rozpětí uvedena nejnižší hodnota souboru; pokud je touto hodnotou MVA, je toto vyznačeno znakem <. 3.2.1.1 Ovoce a zelenina Hodnota aktivity a měrné koncentrace radionuklidů v ovoci, které je konzumováno, se může lišit od hodnot stanovených ihned po jeho sklizni (Green, 2001, IAEA, 2010). Jedním z faktorů je doba mezi sklizní a konzumací ovoce, kdy u radionuklidů s krátkým poločasem (např. 131 I) dojde ke snížení hodnot následkem samotného procesu radioaktivní přeměny. U radionuklidů s dlouhým poločasem přeměny (např. 137 Cs) je vliv doby mezi sklizní a konzumací na výsledný obsah radionuklidů v potravině zanedbatelný. Dalším 24

faktorem snižující výslednou konzumovanou aktivitu radionuklidů je zpracování ovoce, ať už průmyslově, či doma. Vliv zpracování ovoce na měrnou aktivitu radionuklidů je vyjádřen retenčním faktorem, F r. Retenční faktor je část aktivity zachované ve zpracovaném ovoci (analogicky se dá transformovat na všechny druhy potravin) a je dán rovnicí: celková aktivita ve zpracovaném ovoci F r =. [1] celková aktivita v nezpracovaném ovoci Tab. 4: Vliv zpracování ovoce na obsah 137 Cs (Green, 2001) Ovoce Výrobek Zpracování Retenční faktor (F r ) Jablka džus lisování 0,56 mytí 0,90 manuální tlak 0,60 pyré Černý rybíz mixér 0,70 džus dušení 0,20 0,25 extrakce 0,60 Borůvky pyré mixér 0,72 0,77 Třešně vypeckování 0,78 Hrozny červené víno 0,60 mytí 0,80 pyré manuální tlak 0,75 Brusinky dušení 0,46 0,60 džus extrakce 0,56 Olivy olej lisování 0,13 Broskve chemické odslupkování 0,03 Hrušky kompot 0,73 Rebarbora oloupání 0,08 Jahody mytí 0,60 Z výše uvedené tabulky vyplývá, že při lisování jablek na džus se sníží obsah 137 Cs o 44 % v porovnání se vstupní surovinou, při oloupání rebarbory se koncentrace sníží až o 92 %. Úrovní radiokontaminace ovoce a zeleniny vypěstované v blízkosti polského města Lublin se zabýval Chibowski (2000). U zkoumaného ovoce (maliny, červený a černý rybíz) a kořenové zeleniny (mrkev, petržel, celer) nebylo radiocesium detekováno. Vyšší obsah radiocesia byl zaznamenán v zelených částech rostlin, nejvíce pak u pórku 8,4 Bq.kg -1, petrželové natě 7,5 Bq.kg -1 a fazolových lusků 4,4 Bq.kg -1. 25

Tab. 5: Vliv zpracování na aktivitu 137 Cs u zeleniny (vztaženo na celkovou kontaminaci rostliny) (IAEA 1992; IAEA, 2010) Metoda zpracování Retenční faktor (F r ) Mytí 0,6 1,0 Loupání 0,5 0,9 Konzervování 0,2 Nakládání 0,15 Blanšírování 0,1 1,0 Mražení 0,7 Využití skladování a zpracování ovoce se dá považovat za zvláštní protiopatření ke snížení radioaktivity v kontaminovaných potravinách za mimořádných situací. Toto není přijatelné pokud je nekontaminované ovoce snadno dostupné. 3.2.1.2 Lesní plody Příjem radiocesia lesními plody je vyšší v porovnání s plodinami pěstovanými na obdělávaných půdách (Zpráva, 1987). V roce 1986 byla v ČSSR průměrná měrná aktivita 137 Cs u borůvek 92,3 Bq.kg -1. V roce 2009 klesly hodnoty měrné aktivity u lesních plodů na rozmezí <0,019 4,3 Bq.kg -1 (SÚRO, 2011a). Efektivní poločas pro 137 Cs u většiny lesních plodů byl spočítán za období 1991 až 2006 přibližně na 10 let (IAEA, 2010). 3.2.1.3 Houby Do roku 1985 se měrná aktivita 137 Cs v houbách vyskytovala pod 1 000 Bq.kg -1 sušiny, po černobylské katastrofě v roce 1986 se situace dramaticky změnila a hodnoty měrné aktivity skokově vzrostly (Kalač, 2001). Dvořák a kol. (2006) v letech 2000 2004 měřili obsah radiocesia v houbách v České republice a na Slovensku. Nejvyšší aktivity radiocesia 137 Cs v České republice byly detekovány u hřibovitých (Boletaceae), nejvíce pak u hřibu hnědého (Xerocomus badius) z lokality Staré Ransko na Českomoravské vysočině, 2 263 Bq.kg -1 sušiny. Na Slovensku byly detekovány celkově nižší koncentrace radiocesia u hub v porovnání s Českou republikou. Podle vyhlášky 307/2002 Sb. je nejvyšší přípustná úroveň radioaktivní kontaminace hub 6 000 Bq.kg -1 (v úpravě pro konzumaci). Až na výjimky byla koncentrace radiocesia v měřených vzorcích hluboko pod tímto limitem. Lesní houby přispívají až 0,2 msv k efektivní dávce u osob konzumujících okolo 10 kg hub (čerstvé hmotnosti) 26

za rok z kontaminovaných oblastí (př. Českomoravská vrchovina). Obsah radiocesia u pěstovaných hub (žampióny, hlíva ústřičná apod.) je zanedbatelný (Kalač, 2001). Tabulka 6 uvádí vliv zpracování na aktivitu 137 Cs u hub (vyjádřeno retenčním faktorem). Tab. 6: Vliv zpracování na aktivitu 137 Cs u hub (IAEA, 2010) Zpracování Retenční faktor (F r ) Mytí 0,4 Sušení 1,0 Mytí sušených hub 0,5 Namáčení sušených hub ve vodě 0,1 0,2 Solení 0,07 0,1 Vaření (30 60 min) 0,1 0,3 Vaření sušených hub 0,1 Nakládání 0,06 0,1 3.2.1.4 Zvěřina V důsledku bioakumulace lze pozorovat relativně vysoké hodnoty aktivity radiocesia u lesní zvěře. V letech 1987 až 2003 byla měřena aktivita radicesia u ulovené divoké zvěře (divoké prase, jelen evropský, srnec obecný) z oblasti Bodenmais v Bavorském lese (Německo) (Environmental Studies, 2009). Obsah radiocesia u divokých prasat v Bavorském lese měl po dobu výzkumu slabě stoupající tendenci. V roce 1987 byla průměrná aktivita radiocesia u divokých prasat 7 240 Bq.kg -1 v čerstvém mase, po 14ti letech, v roce 2001, byla průměrná kontaminace radiocesiem 8 990 Bq.kg -1. V roce 2000 bylo pro srovnání provedeno měření aktivity radiocesia u divokých prasat v oblasti Göttingen, střední Německo. Průměrná hodnota aktivity radiocesia zde byla pouze 2,2 Bq.kg -1 (Environmental Studies, 2009). U jelení zvěře aktivita radiocesia během zkoumaného období výrazně klesala (Environmental Studies, 2009). V roce 1987 jelení zvěř obsahovala průměrně 1 510 Bq.kg -1 a od roku 1995 změřené hodnoty nepřekračují 1 000 Bq.kg -1. U srnčí zvěře byla prokázána výrazná sezónní variabilita s minimální kontaminací radiocesem na jaře a s maximální kontaminací na podzim (rozdíl jednoho řádu) (Environmental Studies, 2009). Biologický poločas Cs 137 u srnčí zvěře je přibližně 10 dní, a tak po prvním sněhu, kdy zvěř chodí ke krmelcům a spásá méně kontaminované pupeny rostlin, dochází k rychlému poklesu aktivit. Na jaře srnčí zvěř začíná opět spásat lesní 27

dřeviny a byliny, které obsahují relativně vyšší koncentraci radiocesia, a v důsledku toho začíná stoupat i aktivita radiocesia v jejich svalovině. Od roku 1987 do roku 2001 aktivita radiocesia u srnčí zvěře klesala. Nejvyšší průměrná hodnota byla naměřena v říjnu 1987, 7 040 Bq.kg -1. V roce 1993 byla nejvyšší měsíční hodnota naměřena v říjnu, 3 810 Bq.kg -1 a v roce 2000 v listopadu, 3 370 Bq.kg -1. 3.2.2 Povolené limity radionuklidů v potravinách Vyhláška Státního úřadu pro jadernou bezpečnost č. 307/2002 Sb., ve znění vyhlášky č. 499/2005, v příloze č. 8 v tab. č. 4 (Nejvyšší přípustné úrovně radioaktivní kontaminace potravin pro radiační mimořádné situace) a č. 5 (Nejvyšší přípustné úrovně radioaktivní kontaminace potravin pro přetrvávající ozáření po černobylské havárii) stanoví limity obsahu radioizotopů v potravinách. Povolená hodnota pro součet měrných aktivit 134 Cs a 137 Cs v potravinách pro přetrvávající ozáření po černobylské havárii určených pro počáteční a pokračovací kojeneckou výživu a pro mléko a mléčné výrobky je 370 Bq.kg -1 (resp. Bq.l -1 ). Pro pitnou vodu, tekuté potraviny a ostatní potraviny je povolena hodnota 600 Bq.kg -1 (resp. Bq.l -1 ) (viz Příloha č. 3). 3.3 Med Med je jediné sladidlo, které se může skladovat a používat přesně tak, jak bylo v přírodě vytvořeno. Jedná se o mimořádně komplexní směs produkovanou včelou medonosnou z květních nektarů a medovice (Doner, 2003). Vyhláška č. 76/2003 Sb. definuje med jako potravinu přírodního sacharidového charakteru, složenou převážně z glukosy, fruktosy, organických kyselin, enzymů a pevných částic zachycených při sběru sladkých šťáv květů rostlin (nektar), výměšků hmyzu na povrchu rostlin (medovice), nebo na živých částech rostlin včelami (Apis mellifera), které sbírají, přetvářejí, kombinují se svými specifickými látkami, uskladňují a nechávají dehydratovat a zrát v plástech. 3.3.1 Nektar a medovice Nektar je vylučován žláznatým květním nebo mimokvětním pletivem, tzv. nektariem. Vylučování nektaru je ovlivněno řadou vnitřních i vnějších faktorů a probíhá jen v určitou dobu a za určitých podmínek (Přidal & Čermák, 2005). 28

Medovice je vylučována hmyzem z řádu stejnokřídlí (Homoptera), především mšicemi, červci a merami, a vytváří na rostlinách lepivé kapky, které jsou následně sbírány včelami (Přidal, 2003). Producenti medovice nasávají ve velkém množství mízu proudící sítkovicemi rostlin. Ve filtrační komoře jejich trávicího ústrojí se oddělí nízkomolární látky (jednoduché cukry) a přebytečná voda od koncentrované směsi proteinů. Vzniklý filtrát je odveden přímo do výkalového vaku hmyzu, odkud je z těla vyloučen na listy či jehličí ve formě medovice. 3.3.2 Proces vzniku medu Létavky přinášejí sladké šťávy do úlu, kde je předávají úlovým včelám. Než je donesená kapka sladiny uložena jako řídký med do buňky plátu, musí být několikrát spolknuta a předána dalším včelám. Včely každým spolknutím a následným předání obohacují sladinu o enzymy hltanových žláz, aminokyseliny (zejména prolin) a ve stopovém množství o další látky jako tuky, vitamíny skupiny B aj. (Doner, 2003). V průběhu předávání kapky sladké šťávy dochází k chemickým (vyšší cukry a disacharidy jsou štěpeny enzymy na nižší cukry a monosacharidy) a fyzikálním (zahušťování) změnám vlastností kapky. Kapka, dělnicemi zpracované sladiny (vysušená na obsah vody 28 32 %), je ukládána do buněk plástu a pomocí odvětrávání celého úlu je vlhkost sladiny snížena na 20 %. Poté je buňka zavíčkována včelím voskem a jedná se již o med (Přidal, 2003). 3.3.3 Složení medu Složení medu se liší vzorek od vzorku a je přímo závislé na složení původního rostlinného zdroje, včelařské praxi a klimatickým a přírodním podmínkám v blízkosti úlu (Doner, 2003). V příloze (Příloha č. 4) je uvedena tabulka průměrného složení nektaru, medovice a medu nektarového a medovicového. 3.3.4 Radiocesium 137 Cs ve včelím medu Před černobylskou katastrofou se aktivita 137 Cs v medu pohybovala okolo 2 Bq.kg -1, což byl pozůstatek po testování jaderných zbraní (Djuric a kol., 1996). Bunzl a kol. (1988) začali měřit aktivitu radionuklidů ve včelím medu a pylu v okolí Mnichova ihned po černobylské havárii a pokračovali v odebírání a měření vzorků v týdenních intervalech až do srpna 1986. Na začátku května měrná aktivita 137 Cs přesahovala 600 Bq.kg -1, ale již 29

během května prudce klesla pod 200 Bq.kg -1. Aktivita radiocesia 137 Cs byla v porovnání s medem vyšší v pylu, což svědčí o analogickém chování radiocesia k draslíku, který se ve větším množství vyskytuje v pylu (Bunzl a kol., 1988). Borawska a kol. (2000) studovali radioaktivitu včelího medu 12 let po Černobylu. U 39 zkoumaných vzorků byla zaznamenána koncentrace 137 Cs v rozpětí od 0,5 Bq.kg -1 do 46,3 Bq.kg -1. Největší aktivita byla zaznamenána u vřesového medu, průměrně 24,3 Bq.kg -1, nejnižší u květového medu, 0,6 Bq.kg -1. Panatto a kol. (2007) analyzovali od června 2001 do prosince 2004 (15 až 18 let po Černobylu) celkem 336 vzorků medů z oblasti Ligurie v severozápadní Itálii. Výsledky byly porovnávány podle umístění včelstev, tzn. oblasti sběru nektaru. Signifikantně vyšší hodnoty (p<0,01) koncentrace 137 Cs oproti dalším zkoumaným oblastem obsahovaly vzorky z oblasti údolí řeky Stura (č. 3), průměrně 8,45 Bq.kg -1 vs. 2,57 4,83 Bq.kg -1. V této oblasti byly zaznamenány i nejvydatnější dešťové srážky (36 mm vs. max 23,65 mm) při přechodu kontaminovaného mraku z Černobylu ve dnech 5. a 6. května 1986. Obr. 5: Oblasti umístění včelstev (Panatto a kol., 2007) 30

Dále byly výsledky porovnávány podle druhů medů. Med z kaštanů obsahoval statisticky významně (p<0,001) více 137 Cs oproti jiným druhům medů, viz Tab. 7. Tab. 7: Průměrná měrná aktivita 137 Cs v různých druzích medů z oblasti Ligurie (Panatto a kol., 2007) Druh medu Počet Měrná aktivita 137 Cs [Bq.kg -1 ] vzorků Akátový 80 1,63 Kaštanový 90 8,42 Květový 91 2,83 Medovicový 75 3,61 Panatto a kol. (2007) také studovali dlouhodobý pokles aktivity radiocesia u různých druhů medů. Z naměřených údajů byl vypočítán efektivní poločas 137 Cs v medu. Akátový med má podle této studie efektivní poločas 437 dní (1,199 let), kaštanový med má 577 dní (1,58 let) a medovicový med má efektivní poločas 137 Cs 394 dní (1,08 let). Obr. 6: Pokles měrné aktivity 137 Cs u medů v letech 2001 2004 (Panatto a kol., 2007) 31

V České republice obsah radiocesia 137 Cs v medu každoročně kontroluje Státní ústav radiační ochrany. V tabulce 8 jsou uvedeny hodnoty z let 2004 2009 bez rozlišení druhu a místa původu medů. Tab. 8: Hmotnostní aktivita 137 Cs v medu z České republiky v letech 2004 2009 (podle SÚRO, 2011b) Česká republika med [Bq.kg -1 ] rok min *) max počet vzorků 2009 0,12 1,2 2 2008 <0,05 13 18 2007 <0,05 1,9 14 2006 <0,05 5,2 34 2005 <0,05 1,9 13 2004 <0,05 29 75 *) Hodnota za znakem < minimálně významná aktivita pro hladinu spolehlivosti 95%. 32

4 MATERIÁL A METODIKA 4.1 Med Během září 2010 až března 2011 byla provedena gamaspektrometrická analýza se zaměřením na 137 Cs a 40 K u 95 vzorků medů. Část vzorků medů byla dodána z archivu Ústavu zoologie, rybářství, hydrobiologie a včelařství, oddělení včelařství, Mendelovy univerzity v Brně. Část vzorků byla odkoupena přímo od včelařů ze dvora a další část byla získána ze soutěže v rámci Dnů medu v Pardubicích 2010. Vzorky byly dodány ve sklenicích o objemu 0,7 l či 0,2 l. U vzorků medů bylo zaznamenáno místo odběru, tj. stanoviště včelstev, datum odběru a druh medu. K měření radioaktivity bylo použito 150 g vzorku medu ve 100ml vzorkovnici, u vzorků s dostatečným objemem byly použity Marinelliho nádoby o velikosti 500 ml, tj. cca 750 g medu. Pro přesnější stanovení typu medu byla provedena kvantitativní a kvalitativní pylová analýza vzorků (podle Persano Oddo a kol., 2004), stanovení vodivosti a vlhkosti medů podle Harmonizovaných metod evropské komise pro med (Bogdanov, 1997). Vzorky medů byly rozděleny na základě výsledků vodivosti, výskytu medovicových prvků a počtu pylových zrn do tří skupin: květové medy (vodivost do 55 ms.m -1 bez medovicových prvků), květovomedovicové medy (vodivost 50 95 ms.m -1 ) a medy medovicové (vodivost 80 95 a více při vysokém obsahu medovicových prvků a typickém spektru pylových zrn). K přesnějšímu zařazení medů do kategorie květovomedovicový či medovicový med bylo u některých vzorků provedeno stanovení optické otáčivosti cukrů medu, kdy medovicové medy stáčí rovinu polarizovaného světla doprava před i po inverzi. Pomocí kvalitativní analýzy pylových zrn došlo k zpřesnění údajů o druhu medu jednotlivých vzorků. V příloze (Příloha č. 5) je uvedena tabulka s informacemi o vzorcích medů. 4.2 Gamaspektrometrická analýza 4.2.1 Měřicí aparatura U vzorků medů byl předpokládán záchyt nízkých aktivit radionuklidů, které lze s úspěchem stanovit pomocí gamaspektrometrie s využitím polovodičového germaniového detektoru HPGe (fa Ortec), mnohokanálového analyzátoru (MCA, Multi Channel Analyzer) 33