univerza v ljubljani pedagoŠka fakulteta ...univerza v ljubljani pedagoŠka fakulteta biotehniŠka...
Post on 22-Jan-2020
25 Views
Preview:
TRANSCRIPT
UNIVERZA V LJUBLJANI
PEDAGOŠKA FAKULTETA
BIOTEHNIŠKA FAKULTETA
FAKULTETA ZA KEMIJO IN KEMIJSKO
TEHNOLOGIJO
NARAVOSLOVNOTEHNIŠKA FAKULTETA
DIPLOMSKO DELO
ANDREJA REDEK
UNIVERZA V LJUBLJANI
PEDAGOŠKA FAKULTETA
BIOTEHNIŠKA FAKULTETA
FAKULTETA ZA KEMIJO IN KEMIJSKO
TEHNOLOGIJO
NARAVOSLOVNOTEHNIŠKA FAKULTETA
Študijski program: Kemija in biologija
Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi,
krmni travi in zemlji na onesnaţenih območjih
Slovenije
DIPLOMSKO DELO
Mentorica:
Doc. dr. Katarina Vogel-Mikuš
Kandidatka:
Andreja Redek
Ljubljana, oktober, 2013
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. II
Diplomsko delo je zaključek Univerzitetnega študija biologije in kemije. Opravljeno je bilo na
Katedri za botaniko in fiziologijo rastlin, Oddelka za biologijo, Biotehniške fakultete Univerze
v Ljubljani. Meritve koncentracij elementov in radionuklidov v vzorcih s pomočjo rentgenske
fluorescenčne spektroskopije in visokoločljivostne spektrometrije gama so bile opravljene na
Odseku za fiziko nizkih in srednjih energij Inštituta Joţef Stefan v Ljubljani. Meritve kadmija
v vzorcih so potekale v laboratoriju Katedre za Zoologijo Oddelka za biologijo, s pomočjo
plamenskega atomskega absorpcijskega spektrofotometra.
Študijska komisija Oddelka za biologijo je za mentorico diplomske naloge imenovala doc. dr.
Katarino Vogel-Mikuš, za somentorja pa dr. Benjamina Zorka.
Komisija za oceno in zagovor:
Predsednica: prof. dr. Alenka Gaberščik
Univerza v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, Oddelek za biologijo
Mentorica: doc. dr. Katarina Vogel-Mikuš
Univerza v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, Oddelek za biologijo
Somentor: dr. Benjamin Zorko
Institut Joţef Štefan, Odsek za fiziko nizkih in srednjih energij
Recenzentka: prof. dr. Marjana Regvar
Univerza v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, Oddelek za biologijo
Datum zagovora:
Naloga je rezultat lastnega raziskovalnega dela.
Podpisana se strinjam z objavo svoje diplomske naloge v polnem tekstu na spletni strani
Digitalne knjiţnice Biotehniške fakultete. Izjavljam, da je naloga, ki sem jo oddala v
elektronski obliki, identična tiskani verziji.
Andreja Redek
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. III
KLJUČNA DOKUMENTACIJSKA INFORMACIJA
ŠD Dn
DK UDK 581.1:549.25:59(497.4)(043.2)=163.6
KG onesnaţenost tal/onesnaţenost krme/teţke kovine/radionuklidi/prehranjevalna veriga/
govedo/Meţica/Jesenice/Celje/Rudnik Ţirovski vrh/Škofja Loka
AV REDEK, Andreja
SA VOGEL-MIKUŠ, Katarina (mentor)/ZORKO Benjamin (somentor)
KZ SI-1000 Ljubljana, Večna pot 111
ZA Univerza v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, Oddelek za biologijo
LI 2013
IN Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi, krmni travi in zemlji na
onesnaţenih območjih Slovenije
TD Diplomsko delo (univerzitetni študij)
OP XVI, 79 str., 15 pregl., 30 sl., 7 pril., 105 vir.
IJ Sl
JI sl/en
AI Onesnaţenost zemlje in krme na območju Celja, Jesenic, Meţice in Ţirovskega vrha
predstavlja pomemben vir vnosa onesnaţil v telesa ţivali in ljudi. Namen naloge je
bil oceniti stopnjo onesnaţenosti prsti in krme s potencialno strupenimi kovinami in
radioaktivnimi izotopi. Na vsakem območju smo nabrali 2–7 vzorcev in z metodami
XRF, AAS in VLG opravili analize elementov in radionuklidov v koruzi, travi in
prsti. Na vseh območjih razen Škofje Loke (kontrolna lokacija), najdemo preseţene
kritične vrednosti vsaj ene potencialno strupene kovine v tleh. Tudi v krmi vrednosti
večine elementov presegajo priporočene vrednosti ali celo maksimalno dovoljene
vsebnosti, zaradi česar je taka krma lahko nevarna za govedo. Koncentracije
molibdena in kadmija v krmi so celo tako visoke, da bi se pri govedu lahko pojavila
bolezen molibdenoza oz. bi prišlo do vsesplošnega upada zmogljivosti. Človek je
preko uţivanja govejega mesa in mleka tudi sam izpostavljen onesnaţilom. Ker
izračunane vrednosti kadmija v jetrih in ledvicah goveda izrazito presegajo
maksimalno dovoljene vrednosti, ti organi niso primerni za uţivanje. Specifične
aktivnosti radionuklidov v krmi na onesnaţenih območjih so občutno višje kot v
Škofji Loki, zaradi česar predvidevamo, da bo prejeta doza sevanja večja od tiste, ki
jo govedo sicer prejme zaradi naravnega sevanja okolja. Povečane vrednosti
radionuklidov v krmi so tudi razlog, da izračunane specifične aktivnosti
radionuklidov v kravjem mleku in govejem mesu na vseh vzorčevanih območjih
presegajo svetovne referenčne vrednosti.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. IV
KEY WORDS DOCUMENTATION
DN Dn
DC UDK 581.1:549.25:59(497.4)(043.2)=163.6
CX soil pollution/feed contamination/heavy metals/radionuclides/food chain/cattle/
Meţica/Jesenice/Celje/Rudnik Ţirovski vrh/Škofja Loka
AU REDEK, Andreja
AA VOGEL-MIKUŠ, Katarina (supervisor)/ZORKO, Benjamin (co-supervisor)
PP SI-1000 Ljubljana, Večna pot 111
PB University of Ljubljana, Biotechnical Faculty, Department of biology
PY 2013
TI Heavy metal and radionuclide concentration in maize, forage grass and soil in
polluted areas in Slovenia.
DT Graduation Thesis (University studies)
NO XVI, 79 p., 15 tab., 30 fig., 7 ann., 105 ref.
LA Sl
AL sl / en
AB Pollution of soil and feed on the area of Celje, Jesenice, Meţica and Ţirovski Vrh
represent an important source of intake of contaminants into the bodies of animals
and humans. The purpose of study was to assess the level of contamination of the soil
and feed with potentially toxic metals and radioactive isotopes. At each site 2-7
samples were collected. Sample was analyzed using three different methods: XRF,
AAS and VLG, by which elements and radionuclides in maize, grass and soil were
determined. In soil from all locations, except Škofja Loka (control location), critical
value of at least one potentially toxic metal was exceeded. Even in feed the majority
of nutrients exceeds recommended values, or even the maximum permitted levels,
which makes it potentially dangerous for cattle. Concentrations of molybdenum and
cadmium in feed are so high that the cattle can potentially suffer from molybdenosis
or overall decline in capability. Humans are exposed to contaminants via the
consumption of beef and milk. Since the calculated values of cadmium in cattle liver
and kidney highly exceed the maximum permitted levels, these organs are not
suitable for consumption. The specific activity of radionuclides in feed in
contaminated areas is significantly higher than in Škofja Loka, therefore greater
radiation dose can be expected than the one received by cattle due to the natural
radiation in environment. Elevated levels of radionuclides in the feed are also the
reason that the calculated specific activity of radionuclides in cow's milk and beef on
all collected areas exceed world reference values.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. V
KAZALO VSEBINE str.
KLJUČNA DOKUMENTACIJSKA INFORMACIJA ...................................................... III
KEY WORDS DOCUMENTATION ................................................................................... IV
KAZALO VSEBINE ................................................................................................................ V
KAZALO PREGLEDNIC ..................................................................................................... IX
KAZALO SLIK ........................................................................................................................ X
KAZALO PRILOG ............................................................................................................. XIII
OKRAJŠAVE IN SIMBOLI .............................................................................................. XIV
SLOVAR .............................................................................................................................. XVI
1 UVOD .................................................................................................................................. 1
1.1 OPREDELITEV PROBLEMA IN NAMEN DIPLOMSKE NALOGE ...................... 2
1.2 DELOVNE HIPOTEZE ............................................................................................... 3
2 PREGLED OBJAV ............................................................................................................ 4
2.1 VIRI KOVIN IN RADIONUKLIDOV ........................................................................ 4
2.1.1 Rudarjenje in predelava uranove rude kot vir onesnaţil ................................ 4
2.2 PREHRANJEVALNA VERIGA IN POTI IZPOSTAVLJENOSTI GOVEDA
KOVINAM IN RADIONUKLIDOM ..................................................................................... 6
2.3 ONESNAŢENA OBMOČJA PO SLOVENIJI ............................................................ 7
2.3.1 Jesenice z okolico ................................................................................................. 7
2.3.2 Meţica z okolico ................................................................................................... 7
2.3.3 Celje z okolico ...................................................................................................... 8
2.3.4 Okolica nekdanjega rudnika urana na Ţirovskem vrhu ................................. 9
2.4 MEJNE, OPOZORILNE IN KRITIČNE IMISIJSKE VREDNOSTI KOVIN V
TLEH .......................................................................................................................................9
2.5 MINERALNA PREHRANA RASTLIN .................................................................... 10
2.5.1 Esencialni elementi ............................................................................................ 10
2.5.2 Neesencialni oz. strupeni elementi ................................................................... 12
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. VI
2.6 MINERALNA PREHRANA GOVEDA .................................................................... 13
2.6.1 Esencialni elementi ............................................................................................ 13
2.6.2 Neesencialni oz. potencialno strupeni elementi ............................................... 14
2.6.3 Prenos kadmija iz krme v ledvice in jetra goveda .......................................... 15
2.7 MEJNE IN PRIPOROČENE VREDNOSTI ELEMENTOV V KRMI ...................... 16
2.8 SEVANJE IN RADIOAKTIVNOST ......................................................................... 17
2.8.1 Vrste radioaktivnega razpada in sevanja ........................................................ 18
2.8.2 Naravni in umetni radionuklidi ....................................................................... 19
2.8.2.1 Uran-238....................................................................................................... 19
2.8.2.2 Radij-226 in radij-228 .................................................................................. 20
2.8.2.3 Svinec-210 .................................................................................................... 20
2.8.2.4 Radon-222 .................................................................................................... 21
2.8.2.5 Torij-228....................................................................................................... 21
2.8.2.6 Kalij-40......................................................................................................... 21
2.8.2.7 Cezij-137 ...................................................................................................... 21
2.8.3 Prenos radionuklidov iz krme v telo ţivali ...................................................... 22
2.8.4 Specifična aktivnost naravnih radionuklidov v zemlji in mlečnih ter mesnih
izdelkih ..............................................................................................................................23
2.8.5 Biološki učinki sevanja ...................................................................................... 24
3 METODE DELA .............................................................................................................. 25
3.1 IZBIRA VZORČNIH LOKACIJ ................................................................................ 25
3.2 POSTOPEK VZORČEVANJA KORUZE, TRAVE IN ZEMLJE ............................ 27
3.3 PREDPRIPRAVA MATERIALA ZA ANALIZO ELEMENTOV IN
RADIONUKLIDOV .............................................................................................................. 27
3.4 OSNOVE RENTGENSKE FLUORESCENČNE SPEKTROSKOPIJE (XRF) ........ 28
3.4.1 Interakcija rentgenske svetlobe s snovjo ......................................................... 28
3.4.2 Eksperimentalna oprema .................................................................................. 28
3.4.3 Analiza spektra in kvantitativna analiza ......................................................... 29
3.4.4 Priprava materiala za analizo kovin ................................................................ 29
3.4.5 Določanje vsebnosti elementov v nadzemnih delih rastlinskih vzorcev ....... 30
3.4.6 Določanje vsebnosti elementov v vzorcih zemlje in podzemnih delih
rastlinskih vzorcev............................................................................................................ 30
3.5 OSNOVE ATOMSKE ABSORPCIJSKE SPEKTROMETRIJA (AAS) ................... 30
3.5.1 Priprava materiala za analizo kadmija ........................................................... 30
3.5.2 Določanje vsebnosti kadmija v nadzemnih delih rastlinskih vzorcev .......... 30
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. VII
3.6 OSNOVE VISOKOLOČLJIVOSTNE SPEKTROMETRIJE GAMA (VLG) ........... 31
3.6.1 Priprava materiala za analizo radionuklidov ................................................. 32
3.6.2 Določanje vsebnosti radionuklidov v rastlinskih vzorcih in vzorcih zemlje 32
3.7 STATISTIČNA ANALIZA ........................................................................................ 33
4 REZULTATI .................................................................................................................... 34
4.1 KONCENTRACIJE ELEMENTOV IN RADIONUKLIDOV V ZEMLJI ................ 34
4.2 KONCENTRACIJE ELEMENTOV IN RADIONUKLIDOV V LISTIH IN
STORŢIH KORUZE TER POGANJKIH TRAVE ............................................................... 40
4.3 RAZMERJE MED KOVINAMI IN RADIONUKLIDI V POGANJKIH TRAVE IN
RZT IN MED KORUZNIMI STORŢI IN RZK .................................................................... 49
4.4 PREDVIDENA KONCENTRACIJA Cd V LEDVICAH IN JETRIH GOVEDA .... 51
4.5 PREDVIDENE SPECIFIČNE AKTIVNOSTI RADIONUKLIDOV V MLEKU IN
GOVEJEM MESU ................................................................................................................. 52
5 RAZPRAVA IN SKLEPI ................................................................................................ 54
5.1 RAZPRAVA ............................................................................................................... 54
5.1.1 Vrednosti esencialnih elementov v tleh in v krmi po različnih območjih .... 54
5.1.1.1 Kalij .............................................................................................................. 54
5.1.1.2 Kalcij ............................................................................................................ 54
5.1.1.3 Cink .............................................................................................................. 55
5.1.1.4 Mangan ......................................................................................................... 55
5.1.1.5 Ţelezo ........................................................................................................... 56
5.1.1.6 Baker ............................................................................................................ 57
5.1.1.7 Molibden ...................................................................................................... 57
5.1.1.8 Nikelj ............................................................................................................ 58
5.1.2 Vrednosti neesencialnih oz. potencialno strupenih elementov v tleh in v
krmi po različnih območjih ............................................................................................. 58
5.1.2.1 Krom............................................................................................................. 58
5.1.2.2 Svinec ........................................................................................................... 59
5.1.2.3 Kadmij .......................................................................................................... 60
5.1.3 Vrednosti radionuklidov v tleh in v krmi po različnih območjih ................. 61
5.1.3.1 Primerjava izmerjenih in povprečnih specifičnih aktivnosti radionuklidov v
prsti v Sloveniji oz. po svetu .......................................................................................... 62
5.1.3.1.1 U-238 ......................................................................................................... 62
5.1.3.1.2 K-40 ........................................................................................................... 63
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
VIII
5.1.3.1.3 Ra-226 ....................................................................................................... 63
5.1.4 Predvidena koncentracija Cd v ledvicah in jetrih goveda ............................. 63
5.1.5 Predvidena specifična aktivnost radionuklidov v mleku in govejem mesu .. 64
5.2 SKLEPI ....................................................................................................................... 66
6 POVZETEK ...................................................................................................................... 68
7 LITERATURA ................................................................................................................. 70
ZAHVALA
PRILOGE
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. IX
KAZALO PREGLEDNIC
Preglednica 1: Mejne (MV), opozorilne (OV) in kritične (KV) vrednostih nekaterih kovin v
tleh (Uredba o mejnih …, 1996) in mediane porazdelitve kovin v Sloveniji (MPS) (Šajn in
Gosar, 2004). ............................................................................................................................... 9
Preglednica 2: Maksimalne dovoljene vsebnosti (MDV) kovin v krmi (Pravilnik …, 2006;
Reinds in sod., 2006), priporočene vrednosti elementov (PV) (Ţgajnar, 1990; Orešnik, 2008),
minimalno potrebne količine elementov (MINV) in maksimalno dovoljene količine elementov
(MDK) v obrokih za krave (Ţgajnar, 1990). ............................................................................. 17
Preglednica 3: Prenosna faktorja krma-mleko (Fm) in krma-meso (Ff) za radionuklide, ki so
bili prisotni v krmi in vrednosti razpadnih konstant λi (IAEA, 1994, IAEA, 2001, IAEA,
2010). ......................................................................................................................................... 23
Preglednica 4: Povprečne oz. mediane specifične aktivnosti K-40, U-238 in Ra-226 v zemlji
v Sloveniji oz. na svetu (UNSCEAR, 2000; ARSO, 2002). ...................................................... 24
Preglednica 5: Svetovne referenčne vrednosti specifičnih aktivnosti naravnih radionuklidov v
mlečnih in mesnih izdelkih (UNSCEAR, 2000). ...................................................................... 24
Preglednica 6: Časovni potek dogodkov, ki jih povzroči ionizirajoče sevanje v telesu (Serša,
2004). ......................................................................................................................................... 25
Preglednica 7: Seznam vzorčevalnih mest na območju Jesenic, Meţice, Celja, RŢV in Škofje
Loke. .......................................................................................................................................... 26
Preglednica 8: Test signifikance, lastne vrednosti in kanonična korelacija za diskriminančne
funkcije izračunane iz koncentracij mineralov in radionuklidov v tleh. ................................... 39
Preglednica 9: Standardizirani koeficienti diskriminančnih funkcij za koncentracije
mineralov in radionuklidov v tleh. ............................................................................................ 40
Preglednica 10: Test signifikance, lastne vrednosti in kanonična korelacija za diskriminančne
funkcije izračunane iz koncentracij mineralov in radionuklidov v listih. ................................. 48
Preglednica 11: Standardizirani koeficienti diskriminančnih funkcij za koncentracije
mineralov in radionuklidov v listih. .......................................................................................... 48
Preglednica 12: Koncentracija Cd v travi [mg/kg SS], količina dnevno zauţitega kadmija s
krmno travo [mg/d] in koncentracije Cd v ledvicah in jetrih [mg/kg SvS]. .............................. 52
Preglednica 13: Aktivnost radionuklidov (A) v dnevno zauţiti krmi [Bq/dan/kravo]. ........... 52
Preglednica 14: Izračunane specifične aktivnosti (a) radionuklidov v kravjem mleku glede na
vzorčevano krmo. ...................................................................................................................... 53
Preglednica 15: Izračunane specifične aktivnosti (a) radionuklidov v govejem mesu glede na
vzorčevano krmo. ...................................................................................................................... 53
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. X
KAZALO SLIK
Slika 1: Najpogostejše poti izpostavljenosti goveda in ljudi kovinam in radionuklidom. .......... 6
Slika 2: Satelitski posnetek okolice Jesenic, Meţice, Celja, Ţirovskega vrha in Škofje Loke
številčnimi oznakami vzorčevanih mest (Google maps ..., 2013). ............................................ 27
Slika 3: Princip delovanja rentgenske fluorescenčne spektrometrije (Humphrey in sod., 2013;
X-Ray Fluorescence, 2009). ...................................................................................................... 29
Slika 4: Shema visokoločljivostnega spekrometra gama z germanijevim (Ge) detektorjem: (1)
germanijev detektor obdan s svinčenim ščitom, (2) Dewarjeva posoda s kriostatom in
predojačevalnikom, (3) visokonapetostni usmernik, (4) ojačevalnik, (5) osciloskop, (6)
računalnik z analogno-digitalnim pretvornikom in večkanalnim analizatorjem s potrebno
programsko opremo (Gamma-ray detection system, 2010). ..................................................... 31
Slika 5: Koncentracija makroelementov (K in Ca) [mg/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K).
(Povprečje ± standardna napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko
med vrednostmi koncentracij elementov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA,
Duncanov test, p<0,05). ............................................................................................................. 34
Slika 6: Koncentracija mikroelementov (Mn in Zn) [mg/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K)
in trave (T). (Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo
stat. razliko med vrednostmi koncentracij elementov na posameznih področjih (enosmerna
ANOVA, Duncanov test, p<0,05). ............................................................................................ 35
Slika 7: Koncentracija mikroelementov (Ni, Cu in Mo) [mg/kg SS] v rizosferni zemlji koruze
(K) in trave (T). (Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci
pomenijo stat. razliko med vrednostmi koncentracij elementov na posameznih področjih
(enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05). ........................................................................ 35
Slika 8: Koncentracija neesencialnih oz. potencialno strupenih elementov (Cr in Pb) [mg/kg
SS] v rizosf. zemlji koruze (K) in trave (T). (Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7).
Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi koncentracij elementov na
posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05). .................................... 36
Slika 9: Koncentracija neesencialnih oz. potencialno strupenih elementov (Br in Cd) [mg/kg
SS] v rizosf. zemlji koruze (K) in trave (T). (Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7).
Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi koncentracij elementov na
posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05). .................................... 36
Slika 10: Specifična aktivnost radionuklidov [Bq/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K) in
trave (T). (Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat.
razliko med vrednostmi specifičnih aktivnosti radionuklidov na posameznih področjih
(enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05). ........................................................................ 37
Slika 11: Specifična aktivnost radionuklidov [Bq/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K) in
trave (T). (Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. XI
razliko med vrednostmi specifičnih aktivnosti radionuklidov na posameznih področjih
(enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05). ........................................................................ 37
Slika 12: Specifična aktivnost K-40 [Bq/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K) in trave (T).
(Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko
med vrednostmi specifičnih aktivnosti radionuklidov na posameznih področjih (enosmerna
ANOVA, Duncanov test, p<0,05). ............................................................................................ 38
Slika 13: Linearna diskriminančna analiza za koncentracije mineralov in radionuklidov v tleh.
................................................................................................................................................... 39
Slika 14: Koncentracija makroelementov (K in Ca) [mg/kg SS] v koruznih listih. (Povprečje ±
standardna napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi
koncentracij elementov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test,
p<0,05). ...................................................................................................................................... 41
Slika 15: Koncentracija mikroelementov [mg/kg SS] v koruznih listih. (Povprečje ±
standardna napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi
koncentracij elementov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test,
p<0,05). ...................................................................................................................................... 41
Slika 16: Koncentracija neesencialnih oz. potencialno strupenih elementov [mg/kg SS] v
koruznih listih. (Povprečje ± standardna napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo
stat. razliko med vrednostmi koncentracij elementov na posameznih področjih (enosmerna
ANOVA, Duncanov test, p<0,05). ............................................................................................ 42
Slika 17: Specifična aktivnost radionuklidov [Bq/kg SS] v koruznih listih. (Povprečje ±
standardna napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi
specifičnih aktivnosti radionuklidov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA,
Duncanov test, p<0,05). ............................................................................................................. 42
Slika 18: Koncentracija mikroelementov (Mn, Cu in Mo) [mg/kg SS] v koruznih storţih.
(Povprečje ± standardna napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko
med vrednostmi koncentracij elementov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA,
Duncanov test, p<0,05). ............................................................................................................. 43
Slika 19: Koncentracija Br [mg/kg SS] v koruznih storţih. (Povprečje ± standardna napaka,
N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi koncentracij
elementov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05). .............. 43
Slika 20: Specifična aktivnost radionuklidov [Bq/kg SS] v koruznih storţih. (Povprečje ±
standardna napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi
specifičnih aktivnosti radionuklidov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA,
Duncanov test, p<0,05). ............................................................................................................. 44
Slika 21: Koncentracija Ca [mg/kg SS] v poganjkih trave. (Povprečje ± standardna napaka, N=
2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi koncentracij elementov
na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05). ............................... 44
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. XII
Slika 22: Koncentracija mikroelementov [mg/kg SS] v poganjkih trave. (Povprečje ±
standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi
koncentracij elementov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test,
p<0,05). ...................................................................................................................................... 45
Slika 23: Koncentracija Cd [mg/kg SS] v poganjkih trave. (Povprečje ± standardna napaka,
N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi koncentracij
elementov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05). .............. 45
Slika 24: Specifična aktivnost radionuklidov [Bq/kg SS] v poganjkih trave. (Povprečje ±
standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi
specifičnih aktivnosti radionuklidov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA,
Duncanov test, p<0,05). ............................................................................................................. 46
Slika 25: Specifična aktivnost Pb-210 in K-40 [Bq/kg SS] v poganjkih trave. (Povprečje ±
standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi
specifičnih aktivnosti radionuklidov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA,
Duncanov test, p<0,05). ............................................................................................................. 46
Slika 26: Linearna diskriminančna analiza za koncentracije mineralov in radionuklidov v
listih. .......................................................................................................................................... 47
Slika 27: Izračunani bioakumulacijski faktorji (trava poganjki/rizosferna zemlja trave) za
nekatere kovine. (Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci
pomenijo stat. razliko med vrednostmi BAFpog na posameznih področjih (enosmerna ANOVA,
Duncanov test, p<0,05). ............................................................................................................. 49
Slika 28: Izračunani bioakumulacijski faktorji (trava poganjki/rizosferna zemlja trave) za
radionuklide. (Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo
stat. razliko med vrednostmi BAFpog na posameznih področjih (enosmerna ANOVA,
Duncanov test, p<0,05). ............................................................................................................. 50
Slika 29: Izračunani bioakumulacijski faktorji (koruza storţ/rizosferna zemlja koruze) za
nekatere kovine. (Povprečje ± standardna napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci
pomenijo stat. razliko med vrednostmi BAFstorţ na posameznih področjih (enosmerna
ANOVA, Duncanov test, p<0,05). ............................................................................................ 50
Slika 30: Izračunani bioakumulacijski faktorji (koruza storţ/rizosferna zemlja koruze) za
radionuklide. (Povprečje ± standardna napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo
stat. razliko med vrednostmi BAFstorţ na posameznih področjih (enosmerna ANOVA,
Duncanov test, p<0,05). ............................................................................................................. 51
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
XIII
KAZALO PRILOG
PRILOGA A1: Povprečne vrednosti koncentracij elementov [mg/kg SS] in specifičnih
aktivnosti radionuklidov [Bq/kg SS] s pripadajočimi standardnimi napakami v prsti
PRILOGA A2: Povprečne vrednosti koncentracij elementov [mg/kg SS] in specifičnih
aktivnosti radionuklidov [Bq/kg SS] s pripadajočimi standardnimi napakami v koreninah
PRILOGA A3: Povprečne vrednosti koncentracij elementov [mg/kg SS] in specifičnih
aktivnosti radionuklidov [Bq/kg SS] s pripadajočimi standardnimi napakami v koruznih
steblih, listih in storţih
PRILOGA A4: Povprečne vrednosti koncentracij elementov [mg/kg SS] in specifičnih
aktivnosti radionuklidov [Bq/kg SS] s pripadajočimi standardnimi napakami v travnih
poganjkih
PRILOGA B: Bioakumulacijski faktorji za nekatere kovine in radionuklide
PRILOGA C: Naravna razpadna veriga: 238
U in 232
Th
PRILOGA Č: Primerjava povprečnih svetovnih specifičnih aktivnosti in izračunanih
slovenskih specifičnih aktivnosti radionuklidov v kravjem mleku (m) in govejem mesu (f)
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
XIV
OKRAJŠAVE IN SIMBOLI
X – kemijski elementi AX – izotopi
Z – atomsko (ali vrstno) število
A – masno število atoma
Cd – kadmij
Ni – nikelj
Pb – svinec
Cu – baker
Zn – cink
K – kalij
Ca – kalcij
Mn – mangan
Fe – ţelezo
N oz. N2 – dušik
Mo – molibden
P – fosfor
Mg – magnezij
Cl – klor
Na – natrij
S – ţveplo
Ba – barij
Sr – stroncij
Br – brom
Rb – rubidij
Y – itrij
Zr – cirkonij
Nb – niobij
Ti – titan
U – uran
Th – torij 222
Rn – plin radon 238
U, 235
U, 234
U – radioizotopi urana 137
Cs – radioizotop cezija 228
Th, 230
Th, 232
Th – radioizotopi torija 226
Ra, 228
Ra – radioizotopa radija 137
Ba, 137
Ba – radioizotopa barija
210Bi,
212Bi – radioizotopa bizmuta
208Tl – radioizotop talija
212Po – radioizotop polonija
206Pb,
207Pb,
208Pb,
210Pb – radioizotopi
svinca 228
Ac - radioizotop aktinija 40
K – radioizotop kalija 40
Ar – radioizotop argona 129
I – radioizotop joda
241Am – radioizotop americija
109Cd,
55Fe,
241Am radioaktivni izvor –
kadmijev, ţelezov, americijev radioaktivni
izvor
H+
– vodikovi ioni
K+
– kalijevi ioni
Cu2+
– bakrovi ioni
Cr (III) ali Cr3+
– kromovi ioni
Mg2+
– magnezijevi ioni
U6+
, U4+
– uranova iona
UO22+
– uranilni ion
UO2 – uraninit
HNO3 – dušikova (V) kislina
U3O8 – uranov koncentrat ali rumena
pogača
PbSO4 – svinčev sulfat
TiO2 – titanov dioksid
α, β, γ sevanje/razpad – sevanje/razpad
alfa, beta, gama
A – aktivnost [Bq]
a – specifična aktivnost [Bq/kg]
OV – opozorilna imisijska vrednost
KV – kritična imisijska vrednost
MV – mejna imisijska vrednost
MPS – mediane porazdelitve teţkih kovin
v Sloveniji
MDV – maksimalne dovoljene vsebnosti
PV – priporočene vrednosti elementov
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. XV
MDK – maksimalno dovoljene količine
elementov
MINV – minimalno potrebne količine
elementov
MZ – meja zaznavnosti
XRF – rentgenska fluorescenčna
spektroskopija
AAS – atomska absorpcijska
spektrometrija
PAAS – plamenski atomski absorpcijski
spektrofotometer
VLG – visokoločljivostna spektrometrija
gama
QUAES – Quantitative Analysis of
Environmental Samples
HPGe (High Purity Germanium) detektor –
visokoločljivostni germanijev detektor
Si(Li) detektor (Silicon Lithium Detector)
– polprevodniški detektor
ARSO – Agencija Republike Slovenije za
okolje
IAEA – Mednarodna agencija za atomsko
energijo
UNSCEAR - znanstveni komite Zdruţenih
narodov za posledice jedrskega sevanja
IJS – Inštitutu Joţef Stefan
TF – prenosni faktor
BAF – bioakumulacijski faktor,
BTR – biološki prenosni faktor
BCF – splošni biokoncentracijski faktor
DI – dnevni vnos
Σ – vsota
Cdzem – koncentracija kadmija v zemlji
[mg/kg]
Cozem – količina dnevno zauţite zemlje na
ţival [kg/d]
Cdkrma – koncentracija kadmija v krmi
[mg/kg]
Cokrma – količina dnevno zauţite krme na
ţival [kg/d]
Ct – koncentracija Cd v organu [mg/kg
SvS]
t – čas
am,i – specifična aktivnost radionuklida i v
mleku [Bq/kg]
af,i – specifična aktivnost radionuklida i v
mesu [Bq/kg]
Fm – prenosni faktor radionuklida i iz krme
v mleko [d/L]
Ff – prenosni faktor radionuklida i iz krme
v meso [d/kg]
ai − specifična aktivnost radionuklida i v
krmi (SS) [Bq/kg]
Q – količina dnevno zauţite krme (SS) na
ţival [kg/d]
aw,i − specifična aktivnost radionuklida i v
vodi [Bq/m3]
Qw − količina dnevno zauţite vode na
ţival [m3/d]
λi – razpadna konstanta radionuklida i [1/d]
tm – povprečni čas med molţnjo mleka in
njegovim zauţivanjem (za sveţe mleko je
to navadno 1 dan) [d]
tf – povprečni čas med zakolom krave in
zauţivanjem mesa (navadno 20 dni) [d]
ppm (parts per million) – delci na milijon
ppb (parts per billion) – delci na bilijon
DNK – deoksiribonukleinska kislina
SS – suha snov
SvS – sveţa snov
TAB d.d. – Tovarna akumulatorskih baterij
d.d.
RUŢV – Rudnik urana Ţirovski vrh
RŢV – Rudnik Ţirovski vrh
RZK – rizosferna zemlja koruze
RZT – rizosferna zemlja trave
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
XVI
SLOVAR
Aktivnost (A) je definirana kot število radioaktivnih razpadov na enoto časa. En razpad na
sekundo predstavlja aktivnost enega becquerela (Bq). Aktivnost snovi s časom upada z
zakonom o radioaktivnem razpadu (Slovar izrazov ..., 2013).
Specifična aktivnost (a) pomeni število atomskih razpadov na enoto časa na enoto mase
(Bq/kg) in se uporablja za prikaz vsebnosti radionuklida v kamnini, hrani, krmi itd. (IAEA,
2003).
Teţka kovina je izraz, ki se dejansko nanaša na stabilne kovine, ki imajo gostoto večjo od 5
do 6 cm3/g. Dandanes pa se termin pogosto nanaša na kovine, ki se sproščajo kot stranski
proizvodi v industrijski dejavnosti. Sem spadajo npr. kadmij, baker, svinec, ţivo srebro, nikelj,
cink in arzen, ki pridejo v zemljo in vodo z odlaganjem iz atmosfere, ob neposredni uporabi
gnojil, kanalizacijskega blata itd. (Keepax in sod., 1999).
Mejna imisijska vrednost (MV) je gostota posamezne nevarne snovi v tleh, ki pomeni takšno
obremenitev tal, da se zagotavljajo ţivljenjske razmere za rastline in ţivali, in pri kateri se ne
poslabšuje kakovost podtalnice ter rodovitnost tal. Pri tej vrednosti so učinki ali vplivi na
zdravje človeka ali okolje še sprejemljivi (Uredba o mejnih …, 1996).
Opozorilna imisijska vrednost (OV) je gostota posamezne nevarne snovi v tleh, ki pomeni
pri določenih vrstah rabe tal verjetnost škodljivih učinkov ali vplivov na zdravje človeka ali
okolje (Uredba o mejnih …, 1996).
Kritična imisijska vrednost (KV) je gostota posamezne nevarne snovi v tleh, pri kateri zaradi
škodljivih učinkov ali vplivov na človeka in okolje onesnaţena tla niso primerna za pridelavo
rastlin, namenjenih prehrani ljudi ali ţivali ter za zadrţevanje ali filtriranje vode (Uredba o
mejnih …, 1996).
Prenosni faktor (TF) med zemljo in rastlino je definiran kot kvocient med specifično
aktivnostjo radionuklida (v Bq/kg suhe ali sveţe snovi) v uţitnem delu rastline in specifično
aktivnostjo radionuklida (v Bq/kg suhe ali sveţe mase zemlje) v zemlji (Zorko in sod, 2010).
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 1
1 UVOD
Kovine in nekateri radioizotopi so široko razširjene naravne sestavine kamnin in mineralov
zemeljske skorje, ki kroţijo v okolju preko naravnih procesov preperevanja in vulkanske
dejavnosti (Keepax in sod., 1999). Z razvojem industrije, intenzivno kmetijsko dejavnostjo,
odlaganjem in seţiganjem odpadkov, kopičenjem komunalnih odpadnih voda, naraščajočim
prometom (Cui, 2004), rudarjenjem (Zhuang, 2009) in vsesplošnim povečanim izkoriščanjem
zemeljskih virov postaja antropogeno onesnaţevanje okolja s potencialno strupenimi kovinami
in radionuklidi vse bolj izrazito (Keepax in sod., 1999). V največji meri se posledice odraţajo
z obremenitvijo tal tako v urbanih kot kmetijskih okoljih po celem svetu. Kemijske in
fizikalne lastnosti kovin in radioaktivnih izotopov v tleh in njihova biodostopnost rastlinam so
v večji meri odvisne od talnih dejavnikov (količina in tip gline, prisotnost oksidov/hidroksidov
in karbonatov, deleţ organske snovi, pH) (Keepax in sod., 1999), klimatskih razmer, genotipa
same rastline in tudi načina kmetovanja (McLaughlin in sod., 1999). Prekomerno
kopičenje teh onesnaţil na kmetijskih zemljiščih in njihov prenos v poljščine, zelenjavo, sadje
in krmo, predstavljata potencialno tveganje za zdravje ţivali in ljudi, ki to hrano uţivajo
(Zhuang, 2009). Medtem ko lahko ljudje s predhodno pripravo in čiščenjem hrane, dodatno
zmanjšajo koncentracijo potencialno strupenih kovin in radionuklidov v hrani (Vogel-Mikuš,
2012), pa ţivali te opcije nimajo, saj z neočiščen krmo zauţijejo tudi delce prsti, ki so pritrjeni
nanjo. Še bolj kot z uţivanjem hrane pa so ljudje in ţivali izpostavljeni vnosu kovin preko
inhalacije prašnih delcev in s pitjem onesnaţene vode (Finţgar in Leštan, 2008).
Kovine kot so kadmij (Cd), baker (Cu), svinec (Pb) in krom (Cr) spadajo med pomembne
okoljske onesnaţevalce, saj lahko njihova prisotnost v zraku, zemlji in vodi ter nadaljnja
bioakumulacija v prehranjevalno verigo ogrozi vse organizme. Te kovine so zelo škodljive
zlasti zaradi svoje biološke nerazgradljivosti, dolge biološke ţivljenjske dobe, zmoţnosti
kopičenja v različnih delih telesa in zaradi svoje topnosti v vodi. Tudi nizke koncentracije
določenih kovin škodljivo učinkujejo na ţivali in ljudi, saj nimajo razvitih nobenih učinkovitih
mehanizmov za njihovo odstranitev iz telesa. Nekatere kovine kot so npr. ţelezo (Fe), baker
(Cu), mangan (Mn), cink (Zn) in krom (Cr) so v sledovih esencialne za rastline, ţivali in ljudi,
medtem ko Cd in Pb nimata znanih bioloških vlog in sta za organizme strupena (Suruchi in
Pankaj Khanna, 2011).
Radionuklidi tako naravnega kot antropogenega izvora, v okolju kroţijo in zlahka vstopajo v
prehranjevalne verige. Nekateri radionuklidi prehajajo v podtalnico in površinske vode, s
čimer vstopajo v zemljin vodni cikel ali pa z zračnimi tokovi potujejo naokoli. Določeni
radionuklidi pa ostanejo kot sestavina tal, od koder jih lahko vase privzamejo rastline. Ţivali z
zauţivanjem teh rastlin, pitjem vode in dihanjem zraka prenesejo radionuklide v svoja telesa,
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 2
ki se nalagajo v tkivih in drugih delih telesa. Tudi ljudje z uţivanjem rastlin, ţivalskega mesa
in mleka, pitjem vode in inhalacijo vase prevzamejo radionuklide, ki se prav tako značilno
nalagajo v telo (Radionuclides in the Ecosystem, 2012).
Na ozemlju današnje Slovenije je bilo ţe v 16. stoletju dobro razvito rudarstvo. V začetku 19.
stoletja pa se je začela širiti industrializacija in pojavili so se prvi industrijski obrati in
premogovniki. Razvoj industrije na slovenskem ozemlju pa je imel tudi negativne posledice
zaradi močnega onesnaţevanja okolja. Glede na slovensko zakonodajo najdemo s teţkimi
kovinami onesnaţena tla na območju Jesenic (Lapajne in sod., 1999). Šajn in Gosar (2004) sta
preučevala vpliv dolgotrajne ţelezarske aktivnosti na okolico in ugotovila, da na kritično
onesnaţenem območju Jesenic izstopajo visoke vsebnosti Cd, Hg, Pb in Zn (Šajn in Gosar,
2004). Povečane koncentracije Cd, Zn in Pb v tleh najdemo tudi na območjih rudniških in
talilniških dejavnosti v Meţiški dolini in v Celjski kotlini (Šajn, 2003; Ribarič Lasnik in sod.,
2002; Lobnik in sod., 1989). Na kritično onesnaţenem območju Meţiške doline povprečna
vsebnost Pb presega slovensko povprečje za več kot 20-krat, povprečje Cd pa za skoraj 12-
krat (Šajn in Gosar, 2004). Celje je zaradi intenzivnega industrijskega razvoja onesnaţeno z
nekaterimi potencialno strupenimi kovinami kot so Cd, Zn in Pb (Lobnik in sod, 2010).
Rudnik urana Ţirovski Vrh (RUŢV) je bil ustanovljen leta 1976 in je obratoval do leta 1990.
Kljub zaprtju rudnika in prenehanju izkoriščanja uranove rude (Mele, 2003), je v okolici
nekdanjega RUŢV še vedno prisotna onesnaţenost z dolgoţivimi radionuklidi.
Najpomembnejši vir radioaktivnega onesnaţevanja predstavlja radon 222
Rn s svojimi
kratkoţivimi potomci. Zaradi rudarjenja uranove rude je obsevna obremenitev pribliţno 6 %
večja od povprečne, ki nastane kot posledica naravnega sevanja v tem okolju (ARSO, 2002).
Na vseh omenjenih območjih se opravlja kmetijska dejavnost, natančneje, prideluje se krma za
ţivali. Na podlagi rezultatov, ki pričajo o onesnaţenosti tal s strupenimi kovinami, je bilo
smiselno nadaljevati raziskave z analizo vsebnosti kovin in radionuklidov v rizosferni zemlji,
krmni travi in koruzi na onesnaţenih tleh Jesenic, Meţiške doline, Celjske kotline in RŢV.
Kot kontrolno območje smo si izbrali Škofjo Loko in rezultate primerjali med seboj.
1.1 OPREDELITEV PROBLEMA IN NAMEN DIPLOMSKE NALOGE
Kovine in radionuklidi se nahajajo povsod v okolju in zato so jim ţivali in ljudje nenehno
izpostavljeni, zlasti na industrijskih območjih in v bliţinah rudnikov ter metalurških obratov.
Za ţivali je pomemben vir izpostavitve strupenim kovinam in radioaktivnim delcem
zauţivanje kontaminirane krme. Njihovo zdravje je najbolj ogroţeno s pašo na kritično
onesnaţenih območjih Slovenije. Kot osrednjega člena prehranjevalne verige, smo si – izmed
vseh domačih ţivali – izbrali govedo, saj je prireja govejega mesa poleg prireje kravjega
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 3
mleka najpomembnejša proizvodna usmeritev slovenskega kmetijstva. Poraba govejega mesa
je na prebivalca v Sloveniji za okoli 30 % višja od povprečja EU kot celote (Zagorc in sod.,
2012). Leta 2010 je v Sloveniji prireja kravjega mleka znašala 603.930 t, medtem ko sta bili
prireji ovčjega (541 t) in kozjega (1.326 t) mleka občutno niţji (Stele, 2012). Preko uţivanja
onesnaţenega govejega mesa, kravjega mleka in vrste mlečnih izdelkov pa je v končni fazi
ogroţeno tudi zdravje ljudi.
Namen diplomskega dela je bil tako:
a) Izmeriti koncentracije potencialno strupenih kovin (predvsem Cd in Pb) in ostalih
elementov (npr. K, Ca, Mn, Fe, Zn …) ter radionuklidov (U-238, Ra-226, Ra-228, Th-
228, Pb-210, Cs-137, K-40) v vzorcih koruze, trave (zelena krma) in zemlje, ki
izhajajo iz območja Jesenic, Meţiške doline, Celjske kotline, okolice nekdanjega
Rudnika urana Ţirovski vrh in Škofje Loke.
b) Preveriti ali izmerjene koncentracije strupenih kovin in radionuklidov v rastlinah in
tleh presegajo zakonsko določene mejne vrednosti in na ta način ogroţajo zdravje
ţivali in ljudi.
c) Izračunati predvideno koncentracijo kadmija v ledvicah in jetrih goveda in preveriti ali
teoretične vrednosti presegajo zakonsko določene maksimalne dovoljene vrednosti.
d) Izračunati predvidene specifične aktivnosti radionuklidov v mleku in govejem mesu in
teoretične vrednosti primerjati s svetovnimi povprečnimi vrednostmi.
1.2 DELOVNE HIPOTEZE
a) Predvidevamo, da bodo v vzorcih koruze, trave in zemlje nabranih na območju Jesenic,
Meţiške doline, Celjske kotline in Rudnika Ţirovski vrh (RŢV) prisotne potencialno
strupene kovine, ki jih na neonesnaţenih območjih ni oz. so prisotne v znatno manjših
koncentracijah.
b) Predvidevamo, da bodo v vzorcih nabranih v okolici nekdanjega Rudnika urana
Ţirovski vrh prisotne najvišje specifične aktivnosti izotopov urana 238
U, torija 228
Th in
radija 226
Ra, 228
Ra.
c) Predvidevamo, da bodo koncentracije potencialno strupenih kovin v vzorcih zemlje in
krme na vseh onesnaţenih področjih presegle zakonsko določene mejne vrednosti.
d) Predvidevamo, da bodo teoretične vrednosti Cd v ledvicah in jetrih goveda z
onesnaţenih območij presegle zakonsko določene maksimalno dovoljene vrednosti.
e) Predvidevamo, da bodo izračunane specifične aktivnosti radionuklidov v mleku in
govejem mesu z onesnaţenih območij višje v primerjavi s svetovnimi povprečnimi
vrednostmi.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 4
2 PREGLED OBJAV
2.1 VIRI KOVIN IN RADIONUKLIDOV
Kovinski elementi in nekateri radionuklidi so nepogrešljive sestavine okolja. Mnoge kovine
(npr. Fe, Cu, Mn in Zn) so bistveni del naravnih biogeokemičnih ciklov, ki vzdrţujejo
ţivljenje na Zemlji. Vendar pa je razvoj tehnologije in industrijske dejavnosti pripeljal do
izrazitega onesnaţevanja tal, voda in zraka tako s kovinami kot tudi z radioaktivnimi izotopi.
V svetovnem merilu so glavni viri kovin v tleh zgorevanje premoga in odpadki gospodarskih
proizvodov ter uporaba kemikalij v industriji in pesticidov v kmetijstvu. Negativni učinki
rudarjenja in talilne dejavnosti, četudi potekajo na lokalni ravni, se kaţejo na veliko širšem
območju zaradi atmosferske razpršitve delcev. Na lokalni ravni je odlaganje komunalnega
blata na zemljišča eden najpomembnejših povzročiteljev kovinskega onesnaţevanja tal
(Keepax in sod., 1999).
Radionuklidi so nestabilni izotopi elementov, ki radioaktivno razpadejo in pri tem oddajajo
sevanje alfa (α), beta (β) in/ali gama (γ). Vse tri vrste sevanja predstavljajo potencialno
nevarnost za zdravje ţivali in ljudi (Keepax in sod., 1999). Specifične aktivnosti radioizotopov
kalija in uranove ter torijeve razpadne verige so v naravnem okolju relativno visoke in
posledično proizvajajo ţarke gama z zadostno energijo in aktivnostjo, da jih lahko merimo s
spektrometrijo gama. Povprečne koncentracije teh elementov v zemeljski skorji so: 2–2,5 %
K, 2–3 ppm U in 8–12 ppm Th (IAEA, 2003). V okolju se nahajajo tudi umetni viri sevanja, ki
jih je ustvaril človek (Koţelj in sod., 2006). Glavni antropogeni viri, ki pripomorejo k
onesnaţenje okolja z radionuklidi, so jedrske elektrarne, rudarjenje in predelava uranove rude,
predelava komercialnih goriv, geološka odlagališča in skladišča visoko radioaktivnih jedrskih
odpadkov (Hu in sod., 2010). Tudi testiranje jedrskih oroţji od 1940 do 1960 leta je
povzročilo stratosfersko kroţenje mnogih umetnih radionuklidov po vsem svetu in s
padavinami njihov prenos v tla. K splošnemu širjenju radionuklidov v tleh sta veliko
prispevali na Hirošimo in Nagasaki odvrţeni atomski bombi (leta 1945) in tudi jedrske nesreče
npr. černobilska eksplozija reaktorja (Keepax in sod., 1999).
2.1.1 Rudarjenje in predelava uranove rude kot vir onesnaţil
Na številnih območjih po vsem svetu rudarjenje in topilniške dejavnosti povzročajo povišane
koncentracije onesnaţil v tleh oz. sedimentu in vodah. Ruda predstavlja le majhen del celotne
količine izkopanega materiala (Siegel, 2002) in tako na leto z rudarjenjem nastane več milijard
ton jalovine in ostalih rudniških odpadkov. Rudarjenje poteka v več zaporednih korakih
(Hoskin in sod, 2000), pri čemer vsi procesi predelave rude ustvarijo velike količine
odpadkov, ki lahko vsebujejo kovine ali kemikalije iz proizvodnih procesov (Siegel, 2002).
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 5
V svetovnem merilu je pri rudarjenju urana iz okoli 4384 rudnikov nastalo 938 × 106 m
3
hidrometalurške jalovine. Njena radioaktivnost je odvisna od tipa rude in se giblje od manj kot
1 Bq/g do več kot 100 Bq/g (Abdelouas, 2006). Nepravilno odlaganje hidrometalurške
jalovine v zgodnjih desetletjih rudarjenja urana je pripeljalo do znatnega onesnaţenja tal,
površinskih voda in podtalnice (IAEA, 2004). Poleg tega so bili nekateri ostanki, povečini
grobi pesek, celo uporabljeni kot gradbeni material (IAEA, 2004). V uranovi hidrometalurški
jalovini se nahajajo različni uranovi izotopi (238
U, 235
U, in 234
U), 230
Th, 226
Ra in 222
Rn, izmed
katerih sta 238
U in 230
Th dolgoţiva sevalca alfa. Poleg radioaktivnih snovi pa uranova
hidrometalurška jalovina pogosto vsebuje povišano koncentracijo nekaterih kovin (Abdelouas,
2006) kot so Mo, Pb, Zn in Cr (Morrison in Spangler, 1992).
Pri procesu predelave uranove rude se večina radionuklidov (do 70%), prisotnih v rudi, sprosti
iz jalovine v okolje. Odpadni material je sicer osiromašen z uranom in sta zato po večini edina
navzoča dolgoţiva radionuklida 230
Th (razpolovna doba 75.400 let) in 226
Ra (razpolovna doba
1600 let) (Kriţman in sod., 1995). Mineralogija in kemične lastnosti odpadkov so odvisne od
mineralogije same rude in od procesa izluţenja (s kislino ali bazo), ki se uporablja za
ekstrakcijo urana iz rude. Prisotnost sulfidnih mineralov v rudi lahko povzroči nastanek kisle
izcedne vode, ki omogoča sproščanje radionuklidov in potencialno strupenih kovin iz jalovine
v okolje (Abdelouas, 2006). Če je uranova ruda obogatena s torijem, jalovina vsebuje potomce
razpadne verige 232
Th. Posledično postaneta stopnja radioaktivnosti in emisija radona iz
jalovine pomembni, saj je radioaktivnost take uranove jalovine večja od radioaktivnosti
rumene pogače. Kemijske reakcije, ki potekajo v jalovini, lahko čez čas povzročijo
spremembe v mineralogiji jalovine in sestavi porne vode. Raztopljeni radionuklidi, kovine in
metaloidi lahko a) ostanejo v raztopini; b) se obarjajo ali koprecipitirajo preko interakcije z
določenimi komponentami jalovine; c) se absorbirajo na trdne snovi jalovine (kot je glina).
Potencialna sprostitev radionuklidov, kovin in metaloidov iz trdnih snovi jalovine v porno
vodo in posledična prisotnost teh elementov v raztopini je seveda nezaţelena. Tekočina iz
jalovine, ki je kontaminirana z onesnaţili, lahko uide iz skladišča jalovine in s tem onesnaţi
vodonosnike ali površinske vode. Mobilizacijo onesnaţil iz trdnih delcev v tekočinski del
jalovine lahko povzroči več faktorjev. Eden izmed njih je tudi izluţevanje s kislinami ali
redukcija ţelezovih in manganovih oksihidroksidaz. Oksihidroksidaze namreč lahko pod
kislimi ali reducirajočimi pogoji postanejo nestabilne, kar vodi v desorpcijo in posledično
mobilizacijo poprej fiksiranih radionuklidov in ostalih onesnaţil. Drugi pomemben faktor so
reducirajoče bakterije. Sulfat in ţelezo reducirajoče bakterije znotraj jalovine lahko spodbujajo
povečanje koncentracije raztopljenega 226
Ra, saj reducirajo trdne sulfate in ţelezove
oksihidrokside do sulfidov in s tem omogočijo sprostitev radija iz sulfatnih soli (Lottermoser,
2010).
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 6
2.2 PREHRANJEVALNA VERIGA IN POTI IZPOSTAVLJENOSTI GOVEDA
KOVINAM IN RADIONUKLIDOM
Rastline iz zemlje absorbirajo več elementov in nekateri izmed njih nimajo znane biološke
funkcije oz. so v nizkih koncentracijah zanje celo strupeni. Ker rastline predstavljajo temelj
prehranjevalne verige, teţavo predstavljajo strupene koncentracije nekaterih elementov, ki se
transportirajo iz rastlin v višje sloje prehranjevalne verige (Peralta-Videa in sod., 2009).
Kovine tako iz tal prehajajo v rastje, preko krmljenja v ţivali in nato preko zauţitja hrane v
človeka (Finţgar in Leštan, 2008). Glavni vir radionuklidov za ţivali in človeka predstavlja
zauţivanje rastlin, ki rastejo na tleh onesnaţenih z radioaktivnim prahom in/ali so zalivane z
onesnaţeno vodo, pitje kontaminirane vode in za človeka tudi zauţivanje mesa (predvsem
govejega) (Abdelouas, 2006). V hrano rastlinskega izvora prehajajo radionuklidi predvsem
prek koreninskega sistema rastlin, lahko pa tudi s površine listov, kamor se odloţijo kot
usedline iz atmosfere. Rastlinski organi se lahko z radionuklidi površinsko kontaminirajo tudi
zaradi neposrednega stika z zemljo, kar velja predvsem za gomolje, korenike, čebule in
plodove, ki uspevajo pri tleh (Vogel-Mikuš, 2012). Pomemben vir izpostavljenosti je tudi
vdihavanje radioaktivnega prahu in radioaktivnega plina radona (Abdelouas, 2006) (Slika 1).
Slika 1: Najpogostejše poti izpostavljenosti goveda in ljudi kovinam in radionuklidom.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 7
2.3 ONESNAŢENA OBMOČJA PO SLOVENIJI
Območje Slovenije je od davnin znano po številnih rudnikih in predelavi kovin. Zato je
rudarstvo v Sloveniji ena najstarejših panog, stara več kot 2000 let. V sredini 19. stoletja sta
rudarstvo in topilništvo doţivela razcvet. Največ je bilo ţelezarstva, pridobivali pa so tudi
barvne kovine (Pb, Zn, Hg, Cu, Sb). Na prehodu v 20. stoletje so manjši rudniki in rudokopi
ter metalurški obrati zaradi revne rude in premajhnih zalog prenehali obratovati in so se
obdrţali le največji rudniki (Budkovič in sod., 2003), ki so z manjšimi prekinitvami delovali
do začetka osemdesetih let prejšnjega stoletja. Sledila je odločitev o postopnem zapiranju vseh
kovinskih rudnikov in večine premogovnikov (Bajţelj, 2001). V Sloveniji so tako v preteklem
desetletju vsi kovinski rudniki prenehali z obratovanjem, zapiralna dela v nekaterih rudnikih
pa še potekajo. Glede na naravo predelovalnih postopkov so za njimi ostale številne anomalije
teţkih kovin, saj pri pridobivanju ţelenih kovin nastanejo velike količine jalovine, ki vsebujejo
kovine in kemikalije iz predelovalnega postopka (Budkovič in sod., 2003). Največji rudniki v
Sloveniji so Meţica (Pb, Zn in Mo), Idrija (Hg), Litija (Hg, Au in Pb), Ţirovski vrh (uranov
oksid) ter Savske jame (ţelezova ruda). Večje topilnice barvnih kovin so bile vezane predvsem
na rudnike in so tako nastale hkrati z njimi. Izjema sta cinkarna v Celju in Kidričevo. Večje
ţelezarne se nahajajo na Jesenicah, Ravnah na Koroškem in Štorah. Večje raziskave so ţe
potekale na območjih velikih kovinskih rudnikov (Idrija, Meţica). Proučevali so tudi vpliv
cinkarne Celje na okolje in tudi vpliv ţelezarn na območju Jesenic, Štor in Raven na
Koroškem. Na omenjenih raziskanih območjih so ocenili, da je skupno na pribliţno 80 km2
preseţena kritična mejna vrednost vsaj ene potencialno strupene kovine v tleh (Budkovič in
sod., 2003).
2.3.1 Jesenice z okolico
Ţelezarska dejavnost na Jesenicah sega v leto 1530, medtem ko je bila prva topilnica odprta
leta 1868. Od takrat so vse nastale topilniške odpadke (ţlindro) deponirali v neposredni bliţini
livarne. Današnje stanje je zaskrbljujoče predvsem zaradi spiranja kovin v podtalnico.
Območje, kamor so bili deponirani odpadki, je kontaminirano z Sb, Cu, Zn, Cr, Mn, Pb in
dioksini. V času največje proizvodnje je livarna vsako leto pridelala okoli 10.000 ton ţlindre.
Ocenjeno je bilo, da se na odlagališčih v okolici ţelezarne nahaja okoli 1.600.000 ton
ţelezarskih odpadkov (Druţina in Perc, 2010). Tudi Šajn in Gosar (2004) sta preučevala vpliv
večstoletne ţelezarske aktivnosti na območju Jesenic in ugotovila, da je na raziskanem
območju dejansko vsa zemlja onesnaţena s Cd, Hg, Pb in Zn (Šajn in Gosar, 2004).
2.3.2 Meţica z okolico
Prvi pisni viri o izkoriščanju svinčeve rude na območji Meţice segajo v leto 1665, a šele v 20.
stoletju se je rudnik začel močno razvijati. V celotnem obdobju rudarjenja so pridobili okoli
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 8
19 milijonov ton svinčeve in cinkove rude in v drugi polovici 20. stoletja tudi majhne količine
Mo (Šajn, 2002). Rudarsko jalovino, ki je nastala v rudniku svinca in cinka Meţica so odlagali
v doline in delno na pobočja v okolici rudnika in tako je nastalo kar 31 odlagališč, na katerih
naj bi bilo okoli 20 milijonov ton jalovine. Večji del jalovine predstavljata kamnini apnenec in
dolomit s sledovi rude in ostankov kovin. Vsebnost Pb v jalovini znaša do 3,8 % in Zn od
0,65 % do 7,7 % (Presečnik, 2003, cit. po Druţina in Perc, 2007). Zaradi izčrpanih rudnih
zalog je bilo leta 1993 odkopavanje ustavljeno in s tem tudi predelava domačega Pb. Od
nekdanjega kombinata Rudnika Meţica, je ostala še zmanjšana topilnica za predelavo
kupljenih svinčevih odpadkov in tovarna akumulatorjev v Ţerjavu (Gospodarstvo, 2012).
Včasih so nastalo jalovino uporabljali za gradnjo stanovanjskih objektov in vzdrţevanje cest,
zaradi česar je bilo potrebno izvesti analizo o morebitni kontaminaciji jalovine z naravnimi
radionuklidi. Izkazalo se je, da je zaradi dolomitne podlage, vsebnost radionuklidov relativno
nizka (Druţina in Perc, 2007). Močna onesnaţenost okolja v Meţiški dolini s strupenimi
kovinami je torej posledica dolgotrajnega rudarjenja in taljenja Pb in Zn rude. Kljub zaprtju
rudnika, kontaminacija še vedno poteka z onesnaţenimi prašnimi delci (Ribarič Lasnik in sod.,
2002), z izpusti flotacijskega mulja v reko Meţo in z odlaganjem metalurških odpadkov
(Finţgar in Leštan, 2008). Rezultati analiz talnih vzorcev so pokazali, da koncentracije Cd, Zn
in Pb presegajo opozorilne vrednosti, na nekaterih območjih pa celo kritične vrednosti glede
na Uredbo o mejnih, opozorilnih in kritičnih imisijskih vrednosti nevarnih snovi v tleh (Šajn in
Gosar, 2004). V Meţiški dolini predstavlja Pb največjo nevarnost za zdravje prebivalcev,
zlasti otrok, ki so zaradi obnašanja in fizioloških značilnosti najbolj ogroţeni (Finţgar in
Leštan, 2008).
2.3.3 Celje z okolico
Celje je tretje največje slovensko mesto, ki je doţivelo v 19. in 20. stoletju intenziven
industrijski razvoj (Lobnik in sod, 2010). Leta 1873 je bilo ustanovljeno podjetje Cinkarna
Celje. Tega leta je potekala tudi izgradnja topilnice cinka. Leta 1938 so pričeli s proizvodnjo
cinkografskih in ofsetnih plošč na osnovi Zn, 1962 leta s proizvodnjo ţveplove kisline in štiri
leta kasneje s proizvodnjo ofsetnih plošč iz aluminija (Zgodovina Cinkarne, 2013). Od leta
1968 je preteţno metalurško podjetje z razvojem postopno prešlo v prevladujočo kemijsko-
predelovalno dejavnost. Danes se Cinkarna Celje ukvarja s proizvodnjo in trţenjem pigmenta
titanovega dioksida (TiO2) (O podjetju, 2013). Posledice industrijske dejavnosti so se in se še
danes odraţajo v okolju in sicer v povečanih koncentracijah nekaterih potencialno strupenih
kovin kot so Cd, Zn in Pb (Lobnik in sod, 2010). V procesu proizvodnje TiO2 pa nastajajo tudi
nizkoradioaktivni odpadki (radionuklidi iz 238
U in 232
Th razpadne verige) (UNSCEAR, 2008).
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 9
2.3.4 Okolica nekdanjega rudnika urana na Ţirovskem vrhu
Rudnik urana Ţirovski Vrh je bil ustanovljen leta 1976 (Mele, 2003). Pridobivanje uranove
rude se je začelo leta 1982 in 1984 je sledila proizvodnja uranovega koncentrata (Zgodovina,
2010). V letih od 1984 do 1990 je bilo izkopano 3.307.000 t izkopanine (od tega 633.000 ton
uranove rude) in pridobljeno 452 ton uranovega koncentrata (U3O8), imenovanega tudi rumena
pogača. Pri proizvodnji uranovega koncentrata je nastalo pribliţno 3.500.000 ton sive jalovine.
Za trajno odlaganje jalovine sta se oblikovali dve veliki odlagališči: Jazbec in Boršt
(Zgodovina, 2010). Večji del jalovine je sestavljala z ţveplovo kislino izluţena zdrobljena
ruda, ki je bila nevtralizirana z apnom in deponirana na odlagališče Boršt. Alkohol, ki je
vseboval uran, je bil po solventni ekstrakciji urana nevtraliziran, s čimer je nastalo tako
imenovano rdeče blato. Le-to je bilo deponirano na odlagališče Jazbec (Kriţman in sod.,
1995). Površina odlagališča rudarske jalovine Jazbec je ob prenehanju proizvodnje znašala
4,5 ha. Nanj je bilo odloţeno 1.567.273 t jamske jalovine, 48.000 t rdečega blata, ostanki
filtriranja na čistilni napravi, gradbene ruševine itd. Celotna količina odloţenega materiala na
odlagališču je znašala 1.910.425 t. Sanacija odlagališča se je začela v letu 2005 in končala ob
koncu leta 2008 (Odlagališče rudarske ..., 2010). Začetek izvajanja del, za trajno ureditev
odlagališča hidrometalurške jalovine Boršt, se je pričel 2007 leta in traja še danes (Odlagališče
hidrometalurške …, 2010).
2.4 MEJNE, OPOZORILNE IN KRITIČNE IMISIJSKE VREDNOSTI KOVIN V TLEH
Vrednosti posameznih nevarnih snovi (z izjemo radioaktivnih snovi) v tleh v Sloveniji določa
Uredba o mejnih, opozorilnih in kritičnih imisijskih vrednostih nevarnih snovi v tleh (Uradni
list RS, št. 68/96). Ta uredba velja za celotno območje Republike Slovenije ne glede na
sestavo ali vrsto rabe tal (Uredba o mejnih …, 1996).
Preglednica 1: Mejne (MV), opozorilne (OV) in kritične (KV) vrednostih nekaterih kovin v tleh (Uredba o
mejnih …, 1996) in mediane porazdelitve kovin v Sloveniji (MPS) (Šajn in Gosar, 2004).
(Uredba o mejnih …, 1996) (Šajn in Gosar, 2004)
ELEMENT MV
(mg/kg SS)
OV
(mg/kg SS)
KV
(mg/kg SS)
MPS
(mg/kg SS)
Cd 1 2 12 0,52
Cr 100 150 380 85
Cu 60 100 300 35
Pb 85 100 530 42
Zn 200 300 720 124
Ni 50 70 210 47
Mo 10 40 200 0,92
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 10
Mejna imisijska vrednost (MV), opozorilna imisijska vrednost (OV), kritična imisijska
vrednost (KV) in mediane porazdelitve teţkih kovin v Sloveniji (MPS) so podane v mg/kg SS
in predstavljene v Preglednici 1. Slovenske mediane vrednosti presegajo povprečne vrednosti
Zn, Cd in Pb v zemeljski skorji, katerih vrednosti znašajo 75, 0,1 in 14 ppm. Po drugi strani pa
povprečna koncentracija Mo v zemeljski skorji znaša 1,5 ppm, s čimer presega MPS (Keepax
in sod., 1999).
2.5 MINERALNA PREHRANA RASTLIN
Mineralna hranila so elementi v zemlji, ki so potrebni za rastline in se primarno nahajajo v
obliki anorganskih ionov. Mineralna absorpcija je pri rastlinah zaradi velike površine korenin
zelo učinkovita, saj so zmoţne absorbirati ione, kljub njihovim nizkim koncentracijam v prsti.
Po absorpciji se mineralni elementi transportirajo v različne dele rastline, kjer se uporabijo za
številne biološke procese (Bloom, 2002). Mineralna hranila imajo specifične in ključne naloge
v rastlinskem metabolizmu. Nekateri elementi so za rastline esencialni in zato ob njihovi
odsotnosti rastlina ne more zaključiti ţivljenjskega cikla. Pri višjih rastlinah je esencialnih
elementov kar 14, pri čemer je potreba po Cl in Ni omejena le na določeno število rastlinskih
vrst. Mikroelementi so elementi, katere rastlina nujno potrebuje v zelo nizkih koncentracijah,
nasprotno pa so makroelementi nujno potrebni v večjih količinah. Vrednosti mineralnih hranil
so lahko zelo različne in variirajo glede na rastlinske vrste, starost rastlin in koncentracijo
drugih mineralnih elementov (Marschner, 1995).
2.5.1 Esencialni elementi
Glavne funkcije makroelementov npr. N, S in P so, da sluţijo kot sestavni deli proteinov,
fosfolipidov in nukleinskih kislin. Druga mineralna hranila kot so Mg in mikroelementi so
lahko sestavni del organskih struktur, predvsem molekul encimov, kjer so posredno ali
neposredno vpleteni v katalitsko funkcijo encimov (Marschner, 1995).
Kalcij ima pomembno vlogo pri vzdrţevanju strukture mitohondrijev, ribosomov in
kromosomov, nevtralizira organske kisline, s katerimi tvori soli in s tem deluje kot pH
regulator citoplazme, je aktivator encimov, sodeluje pri popravilu poškodovanih celičnih sten,
pospešuje kalitev semen in rast pelodne cevi ter skupaj s H+ ioni in K
+ ioni regulira
prepustnost biomembran (Krajnčič, 2008).
Koncentracija prostega K je najvišja med vsemi esencialnimi elementi, zaradi česar ima
ključno vlogo v celični ozmoregulaciji. K+ aktivira več kot 50 ključnih metabolnih encimov,
ki med drugim sodelujejo v fotosintezi in sintezi proteinov. Tipične koncentracije K v tkivu
poganjkov variirajo med 4 in 8 % SS (Marschner, 1995).
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 11
Ţelezo deluje kot katalizator v sintezi klorofilov in je potreben za izgrajevanje številnih
encimov, kot je npr. citokromoskidaza v mitohondrijih. Ţelezovi ioni so vezani v beljakovino
feredoksin, ki je pomemben sprejemnik elektronov pri fotosintezi. Nahaja se tudi v
citokromih, ki so tipični prenašalci elektronov in v katalazi, peroksidazi ter hemoglobinu
(Krajnčič, 2008).
Metabolna funkcija Zn je osnovana na močni tendenci tvorjenja tetraedričnih kompleksov z
dušikovimi, kisikovimi in ţveplovimi ligandi (Barker in Pilbeam, 2006). Je sestavina številnih
encimov (npr. alkohol dehidrogenaza, karboanhidraza) in koencim več encimov. Poleg tega je
tudi sestavni del ribosomov, ki sodelujejo pri sintezi proteinov. Potreben je tudi za sintezo
avksinov, ker pospešuje aktivnost triptofan sintetaze, ki katalizira proizvajanje avksinov in
aminokisline triptofana. Na ta način Zn preko avksinov pospešuje rast, zlasti pelodne cevi in
tako pospešuje tudi oploditvene procese (Krajnčič, 2008).
Mangan aktivira mnogo encimskih reakcij, ki so povezane z metabolizmom organskih kislin,
fosforja in dušika. Najbolj poznana funkcija Mn je njegova vloga pri nastanku fotosinteznega
kisika v kloroplastih. Je tudi sestavni del nekaterih respiratornih encimov in drugih encimov
odgovornih za proteinsko sintezo in aktivator encimov, ki so vključeni v cikel karboksilne
kisline in metabolizem ogljikovih hidratov. Skupaj z Fe sodelujeta pri tvorbi klorofilov. Med
mikronutrienti je Mn verjetno še najpomembnejši za razvoj rezistence rastlin za koreninske in
listne bolezni glivičnega izvora (Adriano, 2001).
Baker je sestavna komponenta in aktivator mnogih encimskih sistemov. Nezadostne
koncentracije Cu vplivajo na mnogo fizioloških procesov v rastlini npr. na metabolizem
ogljikovih hidratov (fotosinteza, respiracija), dušika (N2 fiksacija), celične stene (sinteza
lignina), oslabljena pa je tudi odpornost proti boleznim in privzem Fe v rastlino. Na splošno
pomanjkanje Cu bolj prizadene reproduktivno (tvorba semen in sadeţev) kot pa vegetativno
fazo razvoja rastline (Adriano, 2001).
Za Ni velja, da je v povišanih koncentracijah za organizme strupen, a v zelo majhnih količinah
vseeno nujno potreben za številne biološke procese. Med drugim je ključna komponenta v
strukturi encima ureaze. Pomanjkanje Ni se v rastlinah odraţa kot motnja v dušikovem
metabolizmu in metabolizmu aminokislin. Po absorpciji niklja iz zemlje v korenine, se Ni
transportira dalje preko ksilema v obliki organskega kompleksa. Med vegetativno rastjo se ga
zaradi dobre mobilnosti največ prenese ravno v liste rastlin (Adriano, 2001).
Najpomembnejše funkcije Mo v rastlinah so povezane z metabolizmom dušika, saj sodeluje v
aktivaciji nitrogenaze in nitrat reduktaze. Ta element ima tudi posreden vpliv na regulacijo
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 12
aktivnosti drugih encimov, ki sodelujejo v metabolizmu ogljikovih hidratov, anionskem
ravnoteţju, nadzoru nad boleznimi itd. (Adriano, 2001).
2.5.2 Neesencialni oz. strupeni elementi
Rastline iz zemlje poleg esencialnih elementov absorbirajo tudi elemente, ki so zanje povsem
nekoristni ali pa celo strupeni (Peralta-Videa in sod., 2009). Elementi kot so Zn, Ni, Cu in Cr
so v sledovih za rastline esencialni, vendar ob prevelikih koncentracijah hitro postanejo
strupeni. Po drugi strani pa Hg, Cd in Pb nimajo nobene poznane biološke funkcije kot
mineralna hranila in so strupeni tako za rastline kot za ţivali in ljudi (Niess, 1999). Ob večjih
koncentracijah kovin v zemlji se pri rastlini kmalu pojavijo simptomi strupenosti. Izrazit je
negativni vpliv na aktivnost encimov, poškodujejo se plazmatske membrane in zavrta je rast
korenin. Kovine stimulirajo tvorbo prostih radikalov in reaktivnih kisikovih spojin kar se
odraţa z oksidativnim stresom. Negativne posledice se kaţejo tudi v oteţenem sprejemu vode
in ionov, ovirani fotosintezi in transportu asimilatov (Dietz in sod., 1999).
Svinec je dostopen rastlinam tako iz zemlje kot iz zraka v obliki aerosolov. Lane in Martin
(1977) sta raziskovala privzem Pb v rastline in ugotovila, da so korenine sposobne iz zemlje
privzeti znatne količine te kovine, medtem ko je njegova translokacija v poganjke močno
omejena. Zadrţevanje Pb v koreninah je posledica njegove vezave na mesta izmenjave ionov
na celični steni in mesta izvenceličnega izločanja, večinoma v obliki svinčevega karbonata,
odloţenega v celično steno (Jarvis in Leung, 2002). Ahmad in sod. (2011) so preučevali
fitotoksične učinke Pb na kaljivost semen, rast sadik, učinkovitost fotosinteze in akumulacijo
mineralnih snovi (K+ in Cu
2+) v dveh koruznih genotipih, tretiranih z različnimi
koncentracijami svinčevega sulfata (PbSO4). Izkazalo se je, da Pb bistveno zmanjša odstotek
kaljivosti semen, dolţino rastnega vršička poganjka in korenine in vrednost sveţe (SvS) in
suhe mase (SS). Večje koncentracije Pb prav tako zmanjšajo učinkovitost fotosinteze in izrabe
vode ter povečujejo stopnjo transpiracije. V koreninah, steblu in listih se zmanjšajo
koncentracije K+ in Cu
2+, kar bi lahko bila neposredna posledica izrazitega povečanja Pb v teh
tkivih (Ahmad in sod., 2011). Tudi Kabata-Pendias in Pendias (1992) sta opazila, da visoke
koncentracije svinca v različnih rastlinskih tkivih povzročajo izrazito neravnovesje v mineralni
prehrani, saj Pb tekmuje z različnimi kationi (K+, Cu
2+, Ca
2+, Mg
2+) za privzem v rastlino
(Małkowski in sod., 2002).
Krom velja za pomemben element tako v rastlinski kot v ţivalski prehrani. Pri koruzi, ki raste
v hranilni raztopini z 0,5 ppm Cr (III), je moč zaslediti stimulirano rast. Koncentracija Cr okoli
5 ppm pomeni za koruzo zmerno strupenost, medtem ko vrednost 50 ppm povzroči izrazito
zavrtje rasti. Isti efekt se pri rastlini pojavi pri koncentraciji 100 ppm Cr (III) v zemlji.
Preseţek Cr naj bi v rastlini motil metabolizem Fe, Mo, P in N. Poleg tega visoke
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 13
koncentracije Cr vplivajo na privzem mnogih mineralnih elementov kot so K, Mg, Mn in Ca
(Adriano, 2001).
Kadmij se preko rastlinskih korenin prenese in akumulira v vse rastlinske dele, vključujoč
plodove in zrnje (Page in sod., 1981). V preseţnih količinah lahko postane strupen in s tem
resno ogroţa mnoga ţiva bitja (Jackson in Alloway, 1992). Pri rastlinah se ob zastrupitvi s Cd
pojavijo naslednji simptomi: kloroze, nekroze, venenje, redukcija v rasti poganjkov in korenin,
poškodbe notranje in zunanje koreninske strukture, zmanjšana koreninska prevodnost, motnje
mineralne absorpcije in translokacije, kar vodi v mineralno neravnovesje, redukcijo števila
klorofilov, motnje v delovanju encimov povezanih s fotosintezo, zmanjšano stomatalno
prevodnost in odprtost listnih reţ (Adriano, 2001).
2.6 MINERALNA PREHRANA GOVEDA
Poglavitni vir esencialnih elementov za govedo predstavlja krma, v manjši meri pa tudi voda
in zemlja. Sama absorptivnost posameznih elementov je zelo raznolika in močno odvisna od
vrste elementa. Absorpcija poteka načeloma iz prebavnega trakta. V manjši meri lahko
vstopijo posamezni elementi v telo ţivali tudi preko inhalacije, skozi koţo in z injekcijami. Če
znaša koncentracija mineralnih elementov v telesu več kot 100 ppm, jih opredelimo kot
makroelemente (Ca, K, Cl, P, Mg, Na in S). V primeru, da koncentracija ne preseţe 100 ppm,
takim mineralnim elementom rečemo mikroelementi (Fe, Zn, Cu, Mn, Cr, Mo, Ni ...)
(Ţgajnar, 1990).
2.6.1 Esencialni elementi
Cink je komponenta številnih encimov, sodeluje v presnovi ogljikovih hidratov, sintezi
beljakovin in nukleinskih kislin. Potrebe po Zn znašajo pribliţno 40 mg/kg sušine obroka
(Ţgajnar, 1990).
Manganovega biološkega pomena še ni mogoče v celoti pojasniti, dokazano pa je, da sodeluje
v encimskih sistemih. Posledice pomanjkanja Mn se odraţajo s slabšo rastjo, nenormalnim
razvojem kosti, prizadeto reprodukcijo, rojstvom nenormalnih telet, pojavom motenj v
ţivčnem sistemu (Ţgajnar, 1990).
Kar 99 % Ca se nahaja v kosteh in zobeh, medtem ko ga je v telesnih tkivih samo 1 %. Iz kosti
se mobilizira v druge dele telesa, vendar se v primeru premočne ali dolgotrajne mobilizacije
kosti izčrpajo in postanejo krhke ter lahko lomljive. Pomanjkanje Ca vodi pri mladih ţivalih
do rahitisa, pri starejši do osteomalacije. S Ca so bogate mnoge zelene rastline (npr. trave),
medtem ko je le-tega v ţitih malo (Suttle, 2010). Potreba po Ca je ocenjena na 5400-
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 14
6000 mg/kg v sušini obroka za krave (Orešnik, 2008). Pomanjkanje kalcija se utegne pojaviti
pri ţivalih, katere krmijo z veliko ţita in kjer krave dajejo veliko mleka, saj se z vsakim litrom
izloči pribliţno 1,2 g Ca (Ţgajnar, 1990).
Kalij ima pomembno vlogo v intracelularnih tekočinah, sodeluje pri ohranjanju kislinsko-
bazičnega ravnoteţja, osmotskega tlaka, aktivaciji določenih encimov, kontrakcijah srčne
mišice itd. (Ţgajnar, 1990). Potrebe po K za govedo znašajo 9000 mg/kg v sušini obroka
(Orešnik, 2008).
Dobra polovica vsega Fe je v ţivalih vezana v hemoglobin, ki skrbi za prenos kisika iz pljuč v
tkiva. Do 20 % ga je vezanega v mišično barvilo mioglobin in okoli 20 % ga je v obliki
depoja. Majhen deleţ Fe se nahaja tudi v številnih encimih (npr. v citokromih). Potrebe po Fe
pri odraslem govedu znašajo okoli 50 mg/kg v sušini obroka (Ţgajnar, 1990).
Baker je ključni element v procesih pigmentacije dlake, pri formiranju kosti in vezivnega
tkiva, funkciji srca, nastajanju hemoglobina, v reprodukcijskih procesih in bistven element pri
številnih oksidacijskih encimih (Ţgajnar, 1990).
Molibden ima pomembno vlogo pri nastanku in aktivnosti treh različnih encimov –
ksantinoksidaze, aldehidoksidaze in sulfitoksidaze, ki so vključeni v DNK in RNK presnovo
in proizvodnjo sečne kisline. Potreben je tudi za normalno rast mikroorganizmov v prebavnem
traktu preţvekovalcev. Eden od antagonistov Mo je Cu. Ob kontaminaciji zelene krme z Mo in
ob skromni preskrbi z Cu se pri ţivalih razvije bolezen molibdenoza. Potrebe po Mo so za
govedo ocenjene kot nizke in načeloma zadostuje ţe 1 mg/kg sušine obroka (Ţgajnar, 1990).
2.6.2 Neesencialni oz. potencialno strupeni elementi
Svinec inhibira mnoge encimske aktivnosti, ki zagotavljajo normalno biološko delovanje
(Adriano, 2001). Pri govedu so simptomi akutne zastrupitve izguba apetita, otopelost,
abdominalna bolečina, zaprtje ali driska. Pri kronični zastrupitvi pa se pojavijo izguba apetita,
zaprtost, slabokrvnost, motnje v prebavnem traktu, centralnem ţivčnem sistemu in pri
nastajanju rdečih krvnih telesc. Pri govedu se Pb slabo absorbira in se ga le majhen deleţ
prenese v krvni obtok. Večji del gre s portalnim obtokom v jetra, z ţolčem v tanko črevo in
nazadnje v blato. Na ta način se drugi organi izognejo njegovim negativnim vplivom. Svinec,
ki pride v telo ţivali z inhalacijo, se večinoma izloči s sečem. Največ Pb se nalaga v skeletu
telesa, majhne količine ga najdemo tudi v mišicah (Ţgajnar, 1990).
V krmi je v normalnih razmerah zelo malo Cd in zato njegova strupenost ne pride so izraza.
Drugače pa je seveda na območjih z rudniki in topilnicami barvnih kovin. Govedo nima
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 15
homeostatičnega mehanizma za njegovo regulacijo v tkivih, zaradi česar je koncentracija v
telesu direktno odvisna od zauţite oz. inhalirane količine Cd. Kadmij negativno vpliva na
delovanje metabolnih procesov, povzroča škodo z nalaganjem v določene vitalne organe in
blokira transportne sisteme drugih esencialnih elementov (npr. Cu, Fe in Zn). Moţnost
zastrupitve ljudi s Cd, preko zauţivanja onesnaţenega mleka in mesa goveda, je zaradi nizke
absorpcije majhna (Ţgajnar, 1990), seveda ob predpostavki, da ne uţivamo ledvic in jeter.
Ravno v teh glavnih dveh tarčnih organih, se namreč večina Cd veţe na metalotioneine (Cd-
metalotioneini), nizkomolekularne, s cisteinom bogate celične beljakovine v tkivih sesalcev, ki
lahko absorbirajo kadmijeve ione in s skladiščenjem ščitijo pred strupenostjo te kovine
(Waalkes in Liu, 2009).
2.6.3 Prenos kadmija iz krme v ledvice in jetra goveda
Krma, s katero hranimo govedo morda ustrezati predpisanim kriterijem, kajti le s tem
zagotovimo normalen razvoj ţivali in hkrati zmanjšamo moţnost izpostavitve človeka
potencialno nevarnim spojinam. S prenosom onesnaţil iz krme v govedo in s tem v mišice
(meso), jetra in ledvice ţivali, so strupom kot naslednji člen prehranjevalne verige
izpostavljeni tudi ljudje, zlasti v primeru kovine kot je Cd. Zaradi visokih stroškov in
zamudnega dela je skoraj nemogoče nenehno preverjati vse komponente prehranjevalne verige
– od zemlje do krme ter proizvodov rastlinskega in ţivalskega izvora (van der Fels-Klerx in
sod., 2011). Zaradi tega so se oblikovali različni modeli, s pomočjo katerih ocenimo
potencialno nevarnost nekaterih kovin za govedo in ljudi, na podlagi njihovih koncentracij v
zemlji ali vegetaciji (van den Brink in sod, 2011). Dnevni vnos nizkih koncentracij večine
kovin ne vodi do akutne zastrupitve goveda, razen v primeru zauţitja kovine kot je Cd, ki se
zadrţuje v telesu. Njegova koncentracija se zato v telesu počasi povečuje in s staranjem
goveda narašča tudi njegov negativni vpliv na zdravje ţivali (Alonso in sod., 2002). Za oceno
prenosa Cd iz krme v ledvice in jetra goveda je potrebno najprej izračunati dnevni vnos
kadmija v telo ţivali. Dnevni vnos Cd (DI v mg Cd na dan) izračunamo po Enačbi 1.
DI = Σ (Cdzem × Cozem) + (Cdkrma × Cokrma) … (1)
kjer so: Cdzem – koncentracija kadmija v zemlji [mg/kg],
Cozem – količina dnevno zauţite zemlje na ţival [kg/d],
Cdkrma – koncentracija kadmija v krmi [mg/kg],
Cokrma – količina dnevno zauţite krme na ţival [kg/d].
Vrednosti kadmija v zemlji (Cdzem) in krmi (Cdkrma) po podane v mg/kg SS. Vrednosti Cozem
in Cokrma predstavljata količino dnevno zauţite zemlje in krme (SS) v kg/dan za govedo.
Zauţitje zemlje je posledica neoprane krme, na kateri se nahajajo delci prsti. Vrednost Cozem je
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 16
ocenjena na 3 % celotne zauţite krme (Cokrma). Prenos Cd v organe izračunamo z uporabo
biološkega prenosnega faktorja (BTR) z enoto kg-1
tkiva. Ct pomeni koncentracijo Cd v organu
[mg/kg SvS] po času t (dan) (Enačba 2).
Ct = BTR × DI × t … (2)
Zgornja enačba nam poda ireverzibilen prenos Cd v ledvice in jetra, kjer ne upoštevamo
njegovega izločanja iz teh dveh tarčnih organov in s tem prenosa v meso in mleko (van der
Fels-Klerx in sod., 2011). Po zgledu Franz in sod. (2008) smo izračunali biološki prenosni
faktor za 3 leta (t) staro kravo s pomočjo splošnega biokoncentracijskega faktorja (BCF). BCF
nima enote in ga izračunamo kot kvocient med koncentracijo Cd v organu [mg/kg SvS] in
povprečno koncentracijo Cd v zauţiti hrani [mg/kg SS]. Hooft (1995) je določil vrednost BCF
tako za ledvice (2,99) kot tudi za jetra (0,554). Vrednost BCF (Enačba 3) smo delili s količino
krme (Mtotal), ki jo krava poje v 3 letih (t) (15,96 kg SS krme/dan × 1095 dni) in na ta način
izračunali vrednosti BTR za ledvice (1,17 × 10-4
kg-1
) in jetra (3,17 × 10-5
kg-1
) (Franz in sod.,
2008).
BTR = BCF / (Mtotal × t) … (3)
2.7 MEJNE IN PRIPOROČENE VREDNOSTI ELEMENTOV V KRMI
Teţke kovine predstavljajo potencialno nevarnost za zdravje ţivali, ljudi ali okolje in bi lahko
škodljivo vplivale na proizvodnjo rejnih ţivali, zaradi česar njihova količina ne sme presegati
maksimalne dovoljene vsebnosti (MDV). Največje vsebnosti Pb v posamičnih krmilih (npr. v
koruzi) z 12-odstotno vsebnostjo vlage znašajo 10 mg/kg (ali 11,4 ppm SS) in v zeleni krmi
(npr. v senu, sveţi travi) 30 mg/kg (ali 34,1 ppm SS), medtem ko so maksimalne dovoljene
vsebnosti Cd v posamičnih krmilih rastlinskega izvora 1 mg/kg (ali 1,14 ppm SS)
(Pravilnik …, 2006). Priporočene vrednosti elementov (PV), minimalno potrebne količine
elementov (MINV), maksimalno dovoljene količine elementov (MDK) in maksimalne
dovoljene vsebnosti (MDV) v obrokih za krave so podane v mg/kg SS (Ţgajnar, 1990;
Orešnik, 2008) in predstavljene v Preglednici 2.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 17
Preglednica 2: Maksimalne dovoljene vsebnosti (MDV) kovin v krmi (Pravilnik …, 2006; Reinds in sod., 2006),
priporočene vrednosti elementov (PV) (Ţgajnar, 1990; Orešnik, 2008), minimalno potrebne količine elementov
(MINV) in maksimalno dovoljene količine elementov (MDK) v obrokih za krave (Ţgajnar, 1990).
a (Pravilnik …, 2006)
b (Reinds in sod., 2006)
c (Ţgajnar, 1990)
d (Orešnik, 2008)
(Ţgajnar, 1990) (Ţgajnar, 1990)
ELEMENT MDV
(mg/kg) SS
PV
(mg/kg SS)
MINV
(mg/kg SS)
MDK
(mg/kg SS)
Cd 1,14a - - -
Cu 45,5b 10
c 10 80
Pb 11,4 oz. 34,1a - - -
Zn 284,1b 50
c 40 1000
Fe - 50c 50 1000
Mn - 50c 40 1000
K - 9000d - -
Ca - 5700d - -
- ni podatka
2.8 SEVANJE IN RADIOAKTIVNOST
Atom je sestavljen iz jedra in elektronske ovojnice, po kateri se gibljejo elektroni z različnimi
energijami. Jedro sestavljajo pozitivno nabiti protoni in električno nevtralni nevtroni. Število
protonov v jedru elementa (X) označujemo kot atomsko (ali vrstno) število (Z). Vsota
protonov in nevtronov (nukleonov) v jedru predstavlja masno število atoma (A) (IAEA, 2003).
Atom je v normalnem stanju električno nevtralen, kar pomeni, da ima v jedru toliko protonov,
kolikor ima v elektronski ovojnici elektronov (Koţelj in sod., 2006). Atomi elementa z enakim
vrstnim številom (enakim številom protonov), a različnim številom nevtronov se imenujejo
izotopi (IAEA, 2003). Izotopi imajo enake kemične lastnosti, vendar različne fizikalne
lastnosti. Običajno pri zapisu določenega izotopa kemijskega elementa (X) vrstnega števila (Z)
ne navajamo, temveč samo masno število (A), katero se spreminja glede na izotop (AX).
Izotop urana, katerega vrstno število znaša 92 in število nevtronov 143, zapišemo 235
U ali U-
235. Vsak element ima lahko več izotopov (Koţelj in sod., 2006). Atomi, ki imajo enako
število protonov in nevtronov se imenujejo nuklidi. Atomska jedra nekaterih elementov imajo
preseţek energije, so nestabilna in zato razpadejo (jedrski razpad) (IAEA, 2003). Pri tem se
nestabilno jedro spremeni v jedro drugega kemičnega elementa ali pa spremeni svojo notranjo
energijo. Take nestabilne atome imenujemo radioaktivni izotopi ali radionuklidi. Pri prehodu v
stabilnejše stanje jedra oddajajo energijo na tri načine, ki jih imenujemo razpad alfa (α),
razpad beta (β) in razpad gama (γ). Pravimo, da ob tem nastanejo tri vrste sevanja in sicer
sevanje alfa, sevanje beta in sevanje gama (Koţelj in sod., 2006).
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 18
2.8.1 Vrste radioaktivnega razpada in sevanja
Razpad alfa je radioaktivni razpad, pri katerem jedro izseva delec α (helijevo jedro). Alfa
delec je sestavljen iz 2 protonov in 2 nevtronov. Tako se zniţa vrstno število jedra za 2 in
njegovo masno število za 4 (Kegel, 2011) (Izraz 4).
AX →
A-4Y + α; ZY = ZX – 2 … (4)
Z razpadom α razpadajo atomska jedra teţkih elementov (npr. nestabilna elementa torija (Th)
in urana (U)). Th in U najdemo v naravi, ker imajo nekateri njuni izotopi zelo dolge
razpolovne čase. Izraz 5 prikazuje razpad U-238.
238
U → 234
Th + α … (5)
Sevanje alfa ni prodorno. V zraku prodre le nekaj centimetrov daleč, zaustavi pa ga ţe list
papirja. Viri sevanj alfa torej ne predstavljajo resne nevarnosti, če je vir sevanja zunaj telesa.
Nevarnost pa se pojavi, če razpadajoča jedra prispejo v človekovo telo, ker povzročijo veliko
škodo telesnim celicam (Koţelj in sod., 2006).
Sevanje beta je tok delcev β (elektronov β- ali pozitronov β
+), ki nastanejo pri razpadu beta
(Koţelj in sod., 2006). Pri razpadu se v jedru en nevtron spremeni v proton ali obratno, jedro
odda elektron ali pozitron, vrstno število se ustrezno poveča ali zmanjša za 1, masno pa se ne
spremeni (Izraz 6) (Kegel, 2011).
AX →
AY + β
-; ZY = ZX + 1 … (6)
Pri razpadu beta – jedro izseva beta delec, ki je enak negativno nabitemu elektronu (Izraz
7). Razpad beta +, ki je manj pogost, pa izseva pozitivno nabit pozitron (IAEA, 2003).
137
Cs → 137
Ba* + β
- … (7)
Sevanje beta je prodornejše kot sevanja alfa. V zraku prodre nekaj metrov daleč. Zaustavi ga
nekaj mm debela aluminijasta ali steklena plošča. Tudi to sevanje je najbolj škodljivo, če nas
obseva od znotraj. Kot zunanji vir povzroča poškodbe na koţi in očesni leči. Večina izotopov
po razpadu β še ni stabilnih. V stabilno stanje preidejo tako, da izsevajo foton γ. Vzbujeno
stanje jedra je označeno z znakom "*" ob simbolu.
Sevanje gama je tok fotonov γ, ki nastanejo pri razpadu gama. Jedrsko reakcijo gama
radioaktivnega razpada zapišemo kot je prikazano v Izrazu 8 (Koţelj in sod., 2006).
AX
* →
AX + γ … (8)
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 19
Izraz 9 prikazuje gama razpad Ba-137.
137
Ba* →
137Ba + γ … (9)
Pri razpadu gama, jedro s preseţkom energije z izsevanjem ţarka gama odda višek energije.
Pri tem ostaneta masno in vrstno število nespremenjena (Kegel, 2011). Sevanje gama je
elektromagnetno valovanje zelo kratke valovne dolţine (oz. visokih energij) in visokih
frekvenc. Od vseh vrst radioaktivnih sevanj je le-to najprodornejše. V zraku lahko fotoni
prepotujejo nekaj kilometrov. Pred sevanjem gama se zavarujemo z debelimi plastmi snovi, ki
vsebujejo atome teţkih elementov (npr. Pb). Sevalci gama so nevarni kot zunanji in kot
notranji viri sevanj. Pri radioaktivnem razpadu velikokrat nastanejo atomska jedra, ki so še
vedno nestabilna. Takšna jedra nadalje razpadajo in oddajajo sevanje α, β ali γ. Proces se
ponavlja do nastanka stabilnih jeder. Veriţni razpad nestabilnih jeder tvori t.i. razpadno vrsto
(Koţelj in sod., 2006). Nekateri radionuklidi lahko razpadejo na več načinov. 66 % 212
Bi
razpade v 212
Po in pri tem odda sevanje beta, preostalih 34 % pa razpade v 208
Tl , pri čemer
nestabilno jedro izseva delec α. Ne glede na vrsto sevanja, je razpolovna doba vedno enaka
(IAEA, 2003).
2.8.2 Naravni in umetni radionuklidi
Naravni radionuklidi so prisotni v okolju ţe od samega nastanka Zemlje. Poleg virov
naravnega sevanja so v okolju tudi drugi viri, ki jih je ustvaril človek in jih imenujemo
antropogeni viri sevanj. Tako je razvoj jedrske energije povzročil nastanek umetnih
radionuklidov (npr. 137
Cs), ki zaradi visokih koncentracij in strupenosti predstavljajo resen
problem za okolje. Za vse radionuklide pa je značilno, da ob vnosu v telo – bodisi s
hranjenjem, pitjem ali dihanjem – večji del energije sevanja oddajo telesu (Koţelj in sod.,
2006).
2.8.2.1 Uran-238
Uran je naravno prisoten radioaktiven element zemeljske skorje. Radioaktivnost uranove rude
in nastalih odpadkov je posledica razpada radioaktivnih izotopov. Uran ima 3 naravne izotope
(238
U, 235
U in 234
U). Vsi so radioaktivni in razpadejo v potomce, pri čemer izsevajo tako delce
alfa in beta kot tudi ţarke gama. 238
U in 235
U sta starševska izotopa mnogih radionuklidov,
medtem ko je 234
U je razpadni produkt 238
U izotopa. Ti nastali radionuklidi razpadajo dalje v
nove nuklide in pri tem oddajajo različna sevanja. Razpadna veriga U-238 se konča s
stabilnim neradioaktivnim potomcem Pb-206 (Priloga C) in U-235 s Pb-207 (Lottermoser,
2010). Razpolovna časa 238
U in 235
U sta 4,46×109 in 7,13×10
8 let (IAEA, 2003). Uran se v
naravi pojavlja povečini v U6+
ali U4+
oksidacijskem stanju. Pod oksidativnimi pogoji se U4+
oksidira v U6+
, ki se nahaja v obliki dobro topnega, stabilnega in mobilnega uranilnega iona
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 20
(UO22+
) (Abdelouas, 2006). Uran se transportira v oksidirano podzemno in površinsko vodo.
Tu doseţe koncentracija U6+
ionov več deset ali celo tisoč mg/L, odvisno od pH in
koncentracije ligandov (Lottermoser, 2010). Pod reducirajočimi pogoji, anaerobne bakterije v
hidrometalurški jalovini reducirajo U6+
v U4+
, kar vodi v obarjanje teţko topnih uraninitov
(UO2). Na odlagališču jalovine prevladujejo oksidativni pogoji, vendar lahko npr. mikrobna
aktivnost vodi k lokaliziranim območjem z redukcijskimi pogoji. Kljub prevladujočim
oksidacijskim pogojem, se uranilni ioni (UO22+
) še vedno absorbirajo na Fe oksihidrokside in s
tem postanejo nemobilni. Prav tako igra pomembno vlogo pri stabilizaciji urana
koprecipitacija s karbonati in fosfati. Zakisanje vode v porah jalovine je posledica oksidacije
sulfidnih mineralov prisotnih v rudi in lahko povzroči desorpcijo uranila iz trdne snovi. S tem
se ohranjajo visoke koncentracije urana v porni vodi jalovine (Abdelouas, 2006). Raztopljeni
uran lahko migrira več kilometrov stran od samega vira, dokler se ne spremeni njegova
topnost preko obarjanja uranovih mineralov (Lottermoser, 2010).
2.8.2.2 Radij-226 in radij-228 226
Ra je pomemben radionuklid, ki je velikokrat prisoten v uranovi jalovini, saj je razpadni
produkt 238
U verige (Priloga C). Pri rudarjenju in predelavi uranove rude predstavlja ravno
Ra-226 največjo nevarnost, saj znaša njegova razpolovna doba kar 1600 let, zaradi česar je
zelo dolgo prisoten v jalovini. Poleg tega ima podobne geokemične in biogeokemične lastnosti
kot npr. Ca, Ba, Sr in formira spojine, ki jih lahko ljudje, rastline in ţivali vnesejo v svoja
telesa. 226
Ra je tudi visoko radiotoksičen in se lahko akumulira v kosteh ljudi in ţivali. V
primerjavi s uranom in torijem, je radij bolj topen in se lahko iz porne vodi jalovine hitro
mobilizira v površinske vode in podtalnico (Lottermoser, 2010). 228
Ra je razpadni produkt 232
Th verige in ne 238
U razpadne vrste, kot 226
Ra. Poleg tega ima Ra-228 krajšo razpolovno
dobo (5,8 let) kot Ra-226 in je za razliko od slednjega sevalec beta, ki nadalje razpade v Th-
228. Po topnosti sta oba izotopa radija med seboj primerljiva. V telesu najdemo največje
specifične aktivnosti 228
Ra v kortikalni kostnini (50 mBq/kg SvS) in gobasti kostnini
(50 mBq/kg SvS) (Eisenbud in Gesell, 1997).
2.8.2.3 Svinec-210 210
Pb je sevalec beta in razpadni produkt 238
U verige z razpolovnim časom 22 let (Priloga C).
Nadalje razpade v 210
Bi, ki je ravno tako sevalec beta, vendar z občutno krajšo razpolovno
dobo (5 dni). 210
Pb nastane po razpadu 222
Rn (in nekaj vmesnih potomcev) v atmosferi, vendar
ga tu zaradi njegove dolgoţivosti le malo razpade in se zato z deţjem in snegom useda na
zemeljsko površino. Razmerje med 210
Pb in 238
U v površinski zemlji znaša pribliţno 2 proti 1
(Eisenbud in Gesell, 1997).
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 21
2.8.2.4 Radon-222
Je inertni radioaktivni plin z kratkim razpolovnim časom (3,8 dni) in je pomemben
kancerogen. Nedavna študija je pokazala, da se tveganje za pljučnega raka poveča za 16 % pri
vsakem povečanju aktivnosti radona za 100 Bq/m3
(Abdelouas, 2006). Določena koncentracija 222
Rn vedno ostaja v jalovini, ker je radon potomec dolgoţivega Ra-226 (Priloga C). Radon
prehaja skozi zemljo zaradi pritiska in/ali temperaturno inducirane konvekcije in nato z
molekularno difuzijo v pore, ki so napolnjene bodisi z zrakom ali z vodo (Abdelouas, 2006),
zato je nujno potrebna ustrezna sanacija odlagališča. Na odlagališču rudarske jalovine Jazbec
(del nekdanjega RUŢV) so na jalovino poloţili tesnilno plast, s čimer so preprečili vtok
padavinske vode in izhajanje radona (Odlagališče rudarske ..., 2010).
2.8.2.5 Torij-228
Torij se v naravi pojavlja v obliki radioizotopa 232
Th (IAEA, 2003), ki dalje razpada v 228
Ra, 228
Ac in 228
Th, ki je sevalec alfa in ima razpolovni čas 1,9 leta (Priloga C). Ta nadalje razpada
do stabilnega izotopa 208
Pb. Največje koncentracije 232
Th najemo v limfnih vozlih na območju
pljuč in v pljučih samih. To pomeni, da je glavna pot izpostavljenosti toriju za ljudi in ţivali
ravno inhalacija talnih delcev. Največje specifične aktivnosti 228
Th najdemo v kortikalni
kostnini (100 mBq/kg SvS), gobasti kostnini (28 mBq/kg SvS), pljučih (15 mBq/kg SvS) in
ledvicah (10 mBq/kg SvS) (Eisenbud in Gesell, 1997).
2.8.2.6 Kalij-40 40
K je radioaktivni izotop kalija in predstavlja 0,012 % naravnega kalija. Ta izotop razpade v 40
Ar, pri čemer odda ţarke gama z energijo 1,46 MeV. Ker je razmerje med K in 40
K fiksno,
lahko s pomočjo izsevanih ţarkov gama ocenimo celotno vrednost prisotnega K. Razpolovna
doba 40
K znaša 1,3×109 let (IAEA, 2003).
2.8.2.7 Cezij-137
Cezij je glavni izpadni produkt jedrskih eksplozij in nesreč, ki pri radioaktivnem razpadu
oddaja razmeroma močno sevanje gama (IAEA, 2003) in beta. 137
Cs najprej razpade do
kratkoţivega Ba-137 in nadalje v nereaktivno obliko barija. Razpolovna doba Cs-137 je 30 let
(EPA Facts About Cesium-137, 2002). V Sloveniji je Cs-137 je prisoten v vrhnji plasti zemlje,
rastlinju in ostali hrani zaradi jedrskih poskusov in nesreče v Černobilu, detektiran pa je tudi v
izpustih Nuklearne Elektrarne Krško (Vogel-Mikuš, 2012). Zaradi kemične narave cezija, se
le-ta brez teţav razširja v okolju, s čimer je oteţeno njegovo odstranjevanje iz narave. Na
kultiviranih površinah privzem Cs-137 v rastline prek koreninskega sistema omejuje predvsem
vezava atomov Cs-137 v tleh (na glinene in organske delce) (Vogel-Mikuš, 2012). Ker se
radioaktivni cezij transportira preko K-kanalov, lahko s kalijevimi gnojili občutno zmanjšamo
privzem tega radionuklidov v rastline. Tudi povečane koncentracije Ca2+
in Mg2+
nekoliko
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 22
zmanjšajo privzem Cs, saj ti dvovalentni kationi v apoplastu tekmujejo s Cs ioni (Zhu in
Smolders, 2000). Kot velja za vse radionuklide, tudi izpostavljanje sevanju zaradi Cs-137
povečuje tveganje za nastanek raka. Pri zelo visoki izpostavljenosti, se lahko pojavijo resne
opekline ali celo smrt osebka, vendar so tako primeri zelo redki. Obseg tveganja je odvisen od
pogojev izpostavljenosti (dolţine izpostavljenosti, oddaljenost od vira itd.) (EPA Facts About
Cesium-137, 2002).
2.8.3 Prenos radionuklidov iz krme v telo ţivali
Radionuklidi se prenašajo iz zemlje v rastlino preko korenin. Merilo za količino črpanja
radioaktivnosti preko koreninskih sistemov predstavlja t. i. prenosni faktor. To je kvocient
med specifično aktivnostjo radionuklida v krmi ali hrani in specifično aktivnostjo istega
radionuklida v zemlji (Zorko in sod., 2010).
Kalij, 40
K, je naravni sevalec beta in gama. Po zauţitju hrane ali krme se kalij iz prebavnega
trakta preko krvnega obtoka hitro preseli po celem telesu. Ker pa je količina kalija v telesu
homeostatsko uravnavana, se njegov preseţek hitro izloči iz telesa z blatom oz. preko ledvic in
tako sam vnos kalija v telo ne vpliva na njegovo koncentracijo v telesu. Podobno kot pri
kaliju, se tudi atomi radija, 226
Ra, hitro izločijo iz telesa. Količina zauţitega 226
Ra v telesu se
zniţa za dve tretjini začetne vrednosti ţe v treh dneh, preostanek pa se adsorbira na površini
kosti. Sčasoma atomi preidejo v sredico kosti, kjer lahko tudi ostanejo. Atomi svinca, 210
Pb,
preko koreninskega sistema preidejo v zelenjavo, sadje, krmo in nadalje v telesa ljudi in ţivali,
kjer se kopičijo večinoma v kostni masi, radioizotopi kot je Cs-137 pa v mišičnih tkivih.
Atomi urana, 238
U, se izločijo iz telesa v nekaj dneh po zauţitju hrane (Zorko in sod., 2010;
Vogel-Mikuš, 2012).
Transport radionuklidov iz krme v mleko ali telo ţivali opišemo s prenosnima faktorjema Fm
in Ff. Prvi prenosni faktor določa transport radionuklida i iz krme v mleko, drugi pa iz krme v
meso ţivali. Specifična aktivnost radionuklida i v mleku (Enačba 10) ali mesu (Enačba 11) je
neposredno odvisna od specifične aktivnosti istega radionuklida v krmi, katero zauţije krava
molznica oz. govedo. Koncentracijo radionuklida i v mleku ali mesu izračunamo kot (IAEA,
2001):
am,i = Fm (ai Q + Cw,i Qw) eks (-λitm) ... (10)
af,i = Ff (ai Q + Cw,i Qw) eks (-λitf) ... (11)
kjer so: am,i – specifična aktivnost radionuklida i v mleku [Bq/kg],
af,i – specifična aktivnost radionuklida i v mesu [Bq/kg],
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 23
Fm – prenosni faktor radionuklida i iz krme v mleko [d/L],
Ff – prenosni faktor radionuklida i iz krme v meso [d/kg],
ai − specifična aktivnost radionuklida i v krmi (SS) [Bq/kg],
Q – količina dnevno zauţite krme (SS) na ţival [kg/d],
aw,i − specifična aktivnost radionuklida i v vodi [Bq/m3],
Qw − količina dnevno zauţite vode na ţival [m3/d],
λi – razpadna konstanta radionuklida i [1/d],
tm – povprečni čas med molţnjo mleka in njegovim zauţivanjem (za
sveţe mleko je to navadno 1 dan) [d],
tf – povprečni čas med zakolom krave in zauţivanjem mesa (navadno
20 dni) [d].
Iz zgoraj navedenih enačb lahko izračunamo celodnevni vnos posameznih radionuklidov v
telo ţivali, ki se nakopiči v 1 L kravjega mleka ali 1 kg govejega mesa (IAEA, 2001). V
Preglednici 3 so prikazani prenosni faktorji krma-kravje mleko in krma-govedina in vrednosti
razpadnih konstant λi (IAEA, 2010) za radionuklide, katere smo detektirali v naših vzorcih.
Vrednost Fm za Th-228 je vzeta iz poročila Mednarodne agencije za atomsko energijo (IAEA,
2001) in predstavlja transportni faktor iz krme v mleko. Tudi vrednosti Fm in Ff za K-40 sta
vzeti iz poročila IAEA (1994).
Preglednica 3: Prenosna faktorja krma-mleko (Fm) in krma-meso (Ff) za radionuklide, ki so bili prisotni v krmi
in vrednosti razpadnih konstant λi (IAEA, 1994, IAEA, 2001, IAEA, 2010).
ELEMENT Fm [d/kg] Ff [d/kg] λi [1/d]
U-238 1,8 × 10-3
3,9 × 10-4
4,25 × 10-13
Ra-226 3,8 × 10-4
1,7 × 10-3
1,19 × 10-6
Pb-210 1,9 × 10-4
7,0 × 10-4
8,52 × 10-5
Ra-228 3,8 × 10-4
1,7 × 10-3
3,29 × 10-4
Th-228 5,0 × 10-4
2,3 × 10-4
9,94 × 10-4
K-40 7,2 × 10-3
2,0 × 10-2
1,52 × 10-12
Cs-137 4,6 × 10-3
2,2 × 10-2
6,33 × 10-5
2.8.4 Specifična aktivnost naravnih radionuklidov v zemlji in mlečnih ter mesnih
izdelkih
Glede na podatke znanstvenega komiteja Zdruţenih narodov za posledice jedrskega sevanja
(UNSCEAR) znašajo v Sloveniji specifične aktivnosti K-40 v zemlji od 15 do 1410 Bq/kg
SvS (povprečna vrednost 370) in Ra-226 od 2 do 210 Bq/kg SvS (povprečna vrednost 41). Pri
pretvorbi sveţe snovi v suho snov smo upoštevali 19 % vsebnost vode v zemlji oz. faktor 0,81
(Preglednica 4) (UNSCEAR, 2000). Glede na karto naravne radioaktivnosti Slovenije znašajo
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 24
koncentracije urana v tleh od 0,11 do 16,8 mg/kg, povprečno 3,3 mg/kg ali 40 Bq/kg (ARSO,
2002). V Preglednici 5 so navedene svetovne referenčne vrednosti specifičnih aktivnosti
naravnih radionuklidov [Bq/kg SS] v mlečnih in mesnih izdelkih (UNSCEAR, 2000).
Preglednica 4: Povprečne oz. mediane specifične aktivnosti K-40, U-238 in Ra-226 v zemlji v Sloveniji oz. na
svetu (UNSCEAR, 2000; ARSO, 2002).
Izotop a [Bq/kg SS]
Povprečje (Slovenija) Mediana (svet)
K-40 456,79 493,83
U-238 40,00 43,21
Ra-226 50,62 43,21
Preglednica 5: Svetovne referenčne vrednosti specifičnih aktivnosti naravnih radionuklidov v mlečnih in mesnih
izdelkih (UNSCEAR, 2000).
Izotopi a [Bq/kg SS]
Mlečni izdelki Mesni izdelki
U-238 0,001 0,002
Ra-226 0,005 0,015
Pb-210 0,015 0,080
Ra-228 0,005 0,010
Th-228 0,0003 0,001
2.8.5 Biološki učinki sevanja
Učinke ionizirajočega sevanja lahko razporedimo na molekularno, celično, tkivno raven, raven
organov in celotnega telesa. Ionizirajoče sevanje v bioloških snoveh povzroči zaporedje
različno dolgih procesov, ki jih razdelimo v tri faze (Preglednica 6). Prva faza je fizikalna faza
in predstavlja interakcijo ionizirajočega sevanja z atomi, ki sestavljajo biološko snov. Sevanje
pri prehodu skozi snov reagira predvsem z orbitalnimi elektroni v atomih, kjer povzroči
ionizacijo (izbitje elektronov) ali vzbujanje (dvig elektrona na višji energetski nivo brez
izbitja). Izbiti elektroni, ki nastanejo pri ionizaciji, imajo lahko dovolj veliko energijo, da
ponovno ionizirajo ali vzbujajo druge elektrone v sosednjih atomih. To vodi v zaporedje
ionizacijskih dogodkov. Druga faza je kemična faza, ki obsega dogodke v času, ko
poškodovani atomi in molekule reagirajo z drugimi celičnimi sestavinami v hitrih kemičnih
reakcijah. Ionizacija in vzbujanje prekineta kemične vezi in povzročata tvorbo prostih
radikalov. V tem trenutku je ključna navzočnost lovilcev prostih radikalov, ki z nevtralizacijo
zmanjšajo učinek sevanja. Tretja faza je biološka faza, ki predstavlja vse nadaljnje dogodke.
Prične se z encimskimi reakcijami, ki popravljajo povzročeno škodo v celici. Popravljalni
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 25
mehanizmi celice uspešno popravijo večino poškodb na molekuli DNK, če pa je škoda
nepopravljiva, lahko celica odmre ţe pri prvem poskusu delitve. Zaradi smrti celic, ki skrbijo
za obnavljanje organov, nastanejo kmalu po obsevanju poškodbe koţe, kostnega mozga ali
sluznice tankega črevesa. V nekaj letih po obsevanju se pojavijo pozne reakcije npr. fibroza,
poškodba hrbtenjače in krvnih ţil in na koncu rak. Biološka faza lahko traja od nekaj dni do
nekaj let po izpostavljenosti ionizirajočemu sevanju (Serša, 2004).
Preglednica 6: Časovni potek dogodkov, ki jih povzroči ionizirajoče sevanje v telesu (Serša, 2004).
Časovna skala Biološki učinki Faza procesov
Delček sekunde
10-12
–10-15
s
Adsorpcija energije
Vzbujanje / ionizacija
Fizikalna
10-6
–10-9
s
10-3
s
Tvorba prostih radikalov
Difuzija prostih radikalov
Kemična reakcija
Začetek poškodbe DNK
Poškodbe DNK
Kemična faza
Sekunde
Ure
Dnevi
Leta
Popravljanje DNA
Stabilizacija poškodbe
Umiranje celic
Mutacije
Transformacija celic
Kromosomske aberacije
Teratogeni učinki
Nastanek raka
Dedni učinki
Biološka faza
3 METODE DELA
3.1 IZBIRA VZORČNIH LOKACIJ
Vzorčevanje je potekalo na območju Jesenic, Celjske kotline, Meţiške doline in nekdanjega
Rudnika urana Ţirovski vrh (Slika 2). V vseh omenjenih lokacijah namreč obstaja nevarnost
onesnaţenosti s kovinami oz. radionuklidi. Kot kontrolno neonesnaţeno lokacijo smo izbrali
Puštal, ki je predmestno naselje v občini Škofja Loka. Vzorčevanje je potekalo v dveh sklopih
konec meseca julija. Mesta vzorčevanja so prikazana v Preglednici 7 in na Sliki 2. Zaporedne
številke, ki so navedene v Preglednici 7, se ujemajo z številčnimi oznakami vzorčevanih mest
na Sliki 2 (poleg modrih simbolov).
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 26
Preglednica 7: Seznam vzorčevalnih mest na območju Jesenic, Meţice, Celja, RŢV in Škofje Loke.
ZAPOREDNA ŠT. TIP VZORCA LOKACIJE VZORČEVANIH OBMOČIJ
1 koruza in trava Hrušica 72B
JESENICE 2 koruza Straţa 3
3 koruza Potoška pot 11
4 trava Cesta Borisa Kidriča 50
5 koruza in trava Breg 23
MEŢICA
6 trava Leška cesta 23
7 koruza in trava Onkraj Meţe 16
8 koruza in trava Onkraj Meţe 23
9 koruza in trava Poljana 20
10 koruza in trava Trnoveljska cesta 94
CELJE
11 koruza in trava Poštna pot 22
12 koruza in trava Obrtna cesta 17
13 koruza in trava Bukovţlak 91
14 koruza in trava Slance 4
15 koruza in trava Gorenja Dobrava 12
RŢV
16 trava Jazbec
17 trava Boršt
18 koruza in trava Gorenja Dobrava 26
19 koruza in trava Bačne 1
20 koruza in trava Todraţ 6
21 koruza in trava Ţirovski Vrh Sv. Urbana 11
22 koruza in trava
(3-krat) Puštal 104 ŠKOFJA LOKA
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 27
Slika 2: Satelitski posnetek okolice Jesenic, Meţice, Celja, Ţirovskega vrha in Škofje Loke številčnimi oznakami
vzorčevanih mest (Google maps ..., 2013).
3.2 POSTOPEK VZORČEVANJA KORUZE, TRAVE IN ZEMLJE
Na vsakem območju smo z lopato nabrali od 2 do 7 vzorcev trave in rizosferne zemlje trave
(RZT) in od 3 do 5 vzorcev koruze in rizosferne zemlje koruze (RZK). Na posamezni njivi je
bil nabran en vzorec koruze, pri čemer smo povečini vzorčevali na sredini njive, le v Škofji
Loki smo iz vsake tretjine njive vzeli eno koruzo. V Celju in Škofji Loki so bili vzorci trave
vzorčevani v smiselni oddaljenosti od roba koruznih polj. V Jesenicah, Meţici in RŢV pa
vzorci koruze (in RZK) in trave (in RZT) niso bili nujno vzeti v istih naseljih (Preglednica 7).
Poganjke s koreninami in rizosferno zemljo (globine od 0 do 15 cm) smo shranili v predhodno
označene črne plastične vrečke. Pri tem je bil vsak vzorec koruze (in RZK) in trave (in RZT)
shranjen v ločeno vrečko, s čimer je bila preprečena kontaminacija.
3.3 PREDPRIPRAVA MATERIALA ZA ANALIZO ELEMENTOV IN
RADIONUKLIDOV
Nabranih vzorcev nismo oprali z vodo, saj govedo zauţije krmo v taki obliki in bi s spiranjem
zagotovo vplivali na koncentracijo prenesenih kovin in radionuklidov. V laboratoriju smo
vsako koruzo ločili na storţe, liste, steblo in korenine, s katerih smo odstranili rizosferno
zemljo. Vzorce trave smo sortirali na poganjke, korenine in rizosferno zemljo. Rastlinski
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 28
material in zemljo smo štiri dni sušili na 45 °C v sušilni omari, dokler ni bila doseţena
konstantna masa vzorcev.
3.4 OSNOVE RENTGENSKE FLUORESCENČNE SPEKTROSKOPIJE (XRF)
Rentgenska fluorescenca je pojav, ki temelji na vzbujanju atomov snovi z rentgenskim
sevanjem. Pri tem se vzbudijo predvsem močno vezani elektroni v K in L lupinah atoma.
Vzbujeni elektroni pri prehodu v osnovno stanje oddajo odvečno energijo v obliki
fluorescenčnega sevanja. Glede na energijo karakterističnega sevanja lahko identificiramo
atome v vzorcu. Na podlagi intenzitete emitiranega sevanja pa lahko določimo koncentracijo
elementov (Nečemer, 1995).
3.4.1 Interakcija rentgenske svetlobe s snovjo
Pri prehodu rentgenske svetlobe skozi določeno snov pride do interakcije z elektroni atomov.
Zaradi interakcije, ki jo v energijskem intervalu 1–100 keV predstavljajo povečini elastično in
neelastično sipanje ter fotoefekt, se število fotonov rentgenske svetlobe eksponentno manjša
po Beer-Lambertovem zakonu. Pri fotoefektu pride do interakcije med fotonom in vezanim
elektronom v atomu. Foton se absorbira in njegova energija se porabi za ionizacijo atoma.
Preostanek energije obdrţi izbiti elektron kot kinetično energijo. Po izbitju elektrona nastane
vzbujen ioniziran atom, ki ima prazno mesto na eni od atomskih lupin. Nastalo vrzel zapolni
elektron iz višjih orbital, razlika v energiji pa se pri tem izseva kot karakteristični foton
rentgenske svetlobe. Nastali pojav imenujemo rentgenska fluorescenca (Slika 3). Lahko pa se
foton po relaksaciji ne izseva v obliki fluorescenčnega ţarka, ampak se energija porabi za
izbitje elektrona iz višje lupine (npr. L ali M) (Augerjev elektron). Augerjev efekt konkurira
rentgenski fluorescenci. Rentgenska fluorescenca zato ni učinkovita za določanje elementov z
atomskim številom (Z) pod 20, še posebej tistih z atomskim številom pod 10, saj pri laţjih
atomih Augerjev prehod prevladuje nad radiacijskim prehodom (Gangl, 1997).
3.4.2 Eksperimentalna oprema
Pri rentgenski fluorescenčni analizi potrebujemo vzbujevalni vir: kadmijev (109
Cd), ţelezov
(55
Fe) ali americijev (241
Am) radioaktivni izvor, vzorec in rentgenski spektrometer, ki je
sestavljen iz polprevodniškega Si(Li) detektorja (Canberra) in elektronskega sistema:
predojačevalnik, ojačevalnik (Canberra M2024), analogno digitalni pretvornik (Canberra
M8075) in večkanalni analizator z računalnikom (S-100, Canberra) (Slika 3). Z virom
rentgenske svetlobe vzorec vzbujamo in pri tem merimo rentgenski fluorescenčni spekter, ki
ga vzorec oddaja. Jakost izbranega vrha določenega elementa v tem spektru je osnovni
podatek za izračun koncentracije ustreznega elementa v merjenem vzorcu. Napake pri
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 29
rezultatih koncentracij elementov v vzorcu znašajo praviloma od 5 % do 10 % (Nečemer in
sod., 2008).
Slika 3: Princip delovanja rentgenske fluorescenčne spektrometrije (Humphrey in sod., 2013; X-Ray
Fluorescence, 2009).
3.4.3 Analiza spektra in kvantitativna analiza
Analizo spektrov smo izvedli z računalniškim programom AXIL, kvantitativno analizo pa z
programom QUAES (Quantitative Analysis of Environmental Samples), ki ga je razvil dr.
Peter Kump (IJS). Program QAES uporablja podatke za jakost karakterističnih vrhov iz
izmerjenega vzorca in vrednost izmerjene absorpcije (z Mo tarčo pri vzorcih korenin in prsti
ali Cu tarčo pri poganjkih). S pomočjo teh podatkov se določijo koncentracije elementov v g/g
(Kump, 1988; Kump in sod., 2005).
3.4.4 Priprava materiala za analizo kovin
Za merjenje z rentgenskim fluorescenčnim spektrometrom je bilo potrebno rastlinski material
fino uprašiti z analiznim mlinčkom oz. tekočim dušikom. Material smo s pomočjo hidravlične
stiskalnice stisnili v tableto s premerom 2,5 cm in površino 4,9 cm2, katero je bilo potrebno
pred meritvijo tudi stehtati.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 30
3.4.5 Določanje vsebnosti elementov v nadzemnih delih rastlinskih vzorcev
Meritve s spektrometrom rentgenskega sevanja in nadaljnje analize smo izvedli na Odseku za
fiziko nizkih in srednjih energij Instituta Joţef Stefan v Ljubljani. Merjenje spektra rastlinskih
vzorcev – z izjemo korenin – je potekalo 4000 sekund. Za fluorescenčno ekscitacijo smo
uporabili 109
Cd radioizotopni vir in na ta način izmerili koncentracije Cl, K, Ca, Mn, Fe, Cu,
Zn, Pb, Br, Rb, Sr, Y, Zr, Nb in Mo v vzorcih. Zaradi slabše občutljivosti metode XRF, smo
Cd v poganjkih pomerili z AAS.
3.4.6 Določanje vsebnosti elementov v vzorcih zemlje in podzemnih delih rastlinskih
vzorcev
Merjenja spektra vzorcev zemlje in korenin je potekalo 2500 sekund. Za fluorescenčno
ekscitacijo smo prav tako uporabili 109
Cd radioizotopni vir in izmerili koncentracije Cl, K, Ca,
Ti, Cr, Mn, Fe, Ni, Cu, Zn, Pb, Br, Rb, Sr, Th, Y, U, Zr, Nb in Mo v vzorcih. Za določitev
vrednosti Cd v materialu smo za vzbujanje uporabili 241
Am obročasti radioizotopni vir.
3.5 OSNOVE ATOMSKE ABSORPCIJSKE SPEKTROMETRIJA (AAS)
Pri atomski spektrometriji se element, ki je prisoten v vzorcu, pretvori v plinaste atome ali
elementarne ione, v procesu imenovanem atomizacija. Osnovo atomske absorpcijske
spektrometrije tako predstavljajo posamezni nevzbujeni atomi v plinastem stanju, ki
absorbirajo elektromagnetno valovanje s specifično valovno dolţino. AAS se lahko uporablja
za kvalitativno in kvantitativno določitev pribliţno 70 elementov (npr. Ca, Cd, Co, Cu, Fe, K,
Mg, Na, Pb, Zn) v najrazličnejših vzorcih. Metoda je zelo hitra, priročna in selektivna.
Občutljivost AAS metod je reda velikosti od ppm (10-6
) do ppb (10-9
) (Flame photometry ...,
2010)
3.5.1 Priprava materiala za analizo kadmija
Vzorce je bilo potrebno predhodno razklopiti. V očiščene teflonke smo zatehtali po 100 mg
suhega rastlinskega materiala in vanje odpipetirali 3 ml 65 % dušikove (V) kisline (HNO3).
Teflonke smo postavili v MARSXpress mikrovalovko (CEM), v kateri je nato potekal razklop
vzorcev. Naslednji dan smo ohlajene razklopljene vzorčke prelili iz teflonk v predhodno
označene falkonke in jih z bidestilirano vodo razredčili do volumna 10 mL. Tako smo
pripravili vzorce za meritev z plamensko atomsko absorpcijsko spektrometrijo (PAAS).
3.5.2 Določanje vsebnosti kadmija v nadzemnih delih rastlinskih vzorcev
Meritve so potekale v laboratoriju Katedre za Zoologijo, kjer smo s plamenskim atomskim
absorpcijskim spektrofotometrom (PAAS) (PerkinElmer Aanalyst 100) izmerili vsebnost Cd v
rastlinskih vzorcih. Krmiljenje instrumenta je potekalo računalniško s programskim paketom
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 31
AA Winlab. Pred začetkom merjenja koncentracije Cd smo morali pripraviti umeritveno
krivuljo. To smo naredili tako, da smo v plamen izmenično razprševali raztopino HNO3 in
pripravljene standardne raztopine kadmija z različnimi koncentracijami (0,25 mg/L, 0,5 mg/L,
1,0 mg/L, in 2,0 mg/L). Med merjenjem raztopin vzorcev smo večkrat ponovili umerjanje s
pomočjo standardov.
3.6 OSNOVE VISOKOLOČLJIVOSTNE SPEKTROMETRIJE GAMA (VLG)
Spektrometrija gama je metoda za merjenje aktivnosti radionuklidov, ki sevajo ţarke gama s
karakteristično energijo. Gama spektrometrične meritve torej temeljijo na kvantifikaciji ţarkov
gama (IAEA, 2003). Ko vzbujeno jedro atoma preide v osnovno stanje, izseva odvečno
energijo v obliki ţarka gama. Energije jedrskih vzbujenih stanj so za posamezne radionuklide
specifične, s tem pa tudi energije ţarkov gama, ki ustrezajo energijski razliki med začetnim in
končnim stanjem jedra. Tako lahko z merjenjem energij ţarkov gama točno določimo, kateri
radionuklid razpada. Pri merjenju sevanja gama je ključna interakcija ţarkov gama z
materialom detektorja. Pri spektrometriji gama se povečini uporabljajo polprevodniški
detektorji. Pri detektorju iz izjemno čistega germanija (HPGe) (Slika 4) se kot element, ki je
občutljiv na ţarke gama, uporablja germanijev kristal, ki je nameščen v kriostat (Reguigui,
2006; Urbanč, 2012).
Slika 4: Shema visokoločljivostnega spekrometra gama z germanijevim (Ge) detektorjem: (1) germanijev
detektor obdan s svinčenim ščitom, (2) Dewarjeva posoda s kriostatom in predojačevalnikom, (3)
visokonapetostni usmernik, (4) ojačevalnik, (5) osciloskop, (6) računalnik z analogno-digitalnim pretvornikom in
večkanalnim analizatorjem s potrebno programsko opremo (Gamma-ray detection system, 2010).
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 32
Germanijevi detektorji morajo biti hlajeni na temperaturo –196 °C (77 K), da bi se zmanjšal
elektronski šum in s tem dosegla čim boljša ločljivost. Ustrezno temperaturo doseţemo tako,
da Dewarjevo posodo s kriostatom napolnimo s tekočim dušikom. Pri meritvah ţarkov gama
je potrebno detektorje v čim večji meri ščititi pred vplivom ţarkov gama iz okolice, s čimer
povečamo občutljivost merske metode. Ščit je navadno narejen iz svinca, njegova debelina pa
je odvisna od energij ţarkov gama iz ozadja in načeloma znaša od 5 do 10 cm. Pri absorpciji
ţarkov gama s fotoefektom v svinčenem ščitu nastajajo Pb X-ţarki. Da bi preprečili
registracijo ţarkov v spektru, je notranjost ščita obloţena še s pribliţno 1 mm debelim slojem
teţke kovine (npr. Cd), ki te rentgenske ţarke absorbira. To lahko rezultira v nastanku
kadmijevih X-ţarkov, zato je v notranjosti ščita še tanka plast bakra (≈ 1 mm), ki absorbira Cd
X-ţarke (Reguigui, 2006; Urbanč, 2012).
3.6.1 Priprava materiala za analizo radionuklidov
Večje koščke povsem suhe zemlje smo zdrobili s pomočjo kovinskega bata in vse skupaj
presejali skozi dvomilimetersko sito. Kamenje in ostanke korenin, ki so ostali na situ smo
zavrgli. Cilindrične posode premera 90 cm in višine 5 cm smo napolnili s homogeniziranimi
vzorci zemlje in jih hermetično zaprli. Posušene rastlinske vzorce smo na grobo zmleli z
Boschovim mešalnikom in jih glede na njihovo količino shranili v posodice s premerom od
60 mm do 111 mm ter jih na koncu hermetično zaprli. Tako smo pripravili ves material za
merjenje z visokoločljivostno spektrometrijo gama.
3.6.2 Določanje vsebnosti radionuklidov v rastlinskih vzorcih in vzorcih zemlje
Na podlagi nedestruktivne visokoločljivostne spektrometrije gama smo določili vsebnost 238
U, 226
Ra in drugih pomembnih radionuklidov v vseh vzorcih. Vrednosti Rn-222 v diplomski
nalogi nismo posebej predstavili. Je pa radon v vzorcih zagotovo prisoten, saj je Pb-210
njegov razpadni produkt in tako je redno spremljanje koncentracij Pb-210 lahko dober
pokazatelj morebitnih povišanih koncentracij Rn-222. Na odseku F2 Instituta Joţef Stefan v
Ljubljani smo v Laboratoriju za radiološke merilne sisteme in meritve radioaktivnosti izmerili
aktivnosti sevalcev gama z visokoločljivostno spektrometrijo gama (VLG). Meritve smo
opravili po postopku LMR-DN-10 in so potekale v energijskem območju od 5 do 3000 keV v
hermetično zaprtih plastičnih cilindričnih posodah. Vzorci morajo biti homogeni, kajti le tako
so sevalci gama enakomerno porazdeljeni v vzorcu in s tem matrika vzorca homogena. S
pomočjo računalnika smo zbrali podatke, obdelali spektre ter analizirali podatke. Analiza
spektra poteka v dveh korakih. Najprej se identificira sevalce gama v vzorcu in nato se
izračuna še njihove aktivnosti. Aktivnosti nekaterih dolgoţivih izotopov uranove in torijeve
razpadne verige smo določali iz aktivnosti njihovih kratkoţivih potomcev (Glavič - Cindro,
2012).
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 33
3.7 STATISTIČNA ANALIZA
Iz vseh dobljenih podatkov smo s pomočjo računalniškega programa Microsoft Excel 2010
izračunali povprečne vrednosti, standardno deviacijo in standardno napako ter to prikazali
grafično in s preglednicami. Rezultate meritev smo nato statistično obdelali s programom
StatSoft Statistica verzija 7.0, kjer smo uporabili Duncanov test. Različne črke na vrhu
vsakega stolpca na posameznih slikah pomenijo statistično značilno razliko med vrednostmi
koncentracij elementov oz. specifičnih aktivnosti radionuklidov na posameznih področjih, pri
čemer je p < 0,05.
Nekatere koncentracije elementov so na določenih lokacijah pod mejo zaznavnosti (MZ). Zato
smo v teh primerih pri statistični obdelavi podatkov za posamezen element uporabili najniţje
izmerjene vrednosti tega elementa (ne glede na lokacijo), ki smo jih določili v sklopu naših
meritev. Teh vrednosti pri grafični upodobitvi nismo upoštevali.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 34
4 REZULTATI
4.1 KONCENTRACIJE ELEMENTOV IN RADIONUKLIDOV V ZEMLJI
Največje koncentracije K v rizosferni zemlji koruze (RZK) najdemo na območju RŢV in
najmanjše na območju Jesenic oz. Meţice (Slika 5), medtem ko so njegove koncentracije v
rizosferni zemlji trave (RZT) na posameznih področjih med seboj primerljive (Priloga A1).
Največje vrednosti Ca v RZK smo izmerili na območju Jesenic, medtem ko so njegove
koncentracije najmanjše v škofjeloški in celjski RZK (Slika 5). Koncentracije Ca v RZT so
med ploskvami zaradi velike variabilnosti med seboj primerljive (Priloga A1).
Slika 5: Koncentracija makroelementov (K in Ca) [mg/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K). (Povprečje ±
standardna napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi koncentracij
elementov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Največje koncentracije Mn v RZK najdemo na območju Škofje Loke in najmanjše v Celju
(Slika 6), medtem ko so njegove vrednosti v RZT med seboj primerljive (Priloga A1).
Največje vrednosti Zn v obeh rizosfernih zemljah smo določili na območju Meţice (Slika 6).
Med vrednostmi Fe na posameznih področjih ni statistično značilnih razlik (Priloga A1).
Največje koncentracije Ni v RTK smo izmerili na območju Celja, Meţice in RŢV (Slika 7),
medtem ko med koncentracijami Ni v RZT na posameznih področjih ni statistično značilnih
razlik (Priloga A1). Le v škofjeloški zemlji so vrednosti Ni pod mejo zaznavnosti (MZ).
Največje koncentracije Cu v RZK in RZT smo določili v okolici Jesenic (Slika 7). Na
kontrolnem območju v Škofji Loki so pa so njegove vrednosti v obeh zemljah pod mejo
zaznavnosti. Najvišje koncentracije Mo v RZK najdemo na območju RŢV, medtem ko so v
ab a b
a ab
a
b
ab
c
a
0
20000
40000
60000
80000
100000
120000
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Ko
nce
ntr
aci
ja K
in
Ca
[m
g/k
g S
S]
v p
rsti
K (K) Ca (K)
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 35
Jesenicah in Škofji Loki njegove vrednosti pod mejo zaznavnosti. Pod mejo zaznavnosti so
tudi koncentracije Mo v škofjeloški RZT (Slika 7).
Slika 6: Koncentracija mikroelementov (Mn in Zn) [mg/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K) in trave (T).
(Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi
koncentracij elementov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Slika 7: Koncentracija mikroelementov (Ni, Cu in Mo) [mg/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K) in trave (T).
(Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi
koncentracij elementov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Največje koncentracije Cr v RZK najdemo na območju RŢV, medtem ko so njegove vrednosti
v RZT med seboj primerljive (Slika 8). Le v škofjeloški zemlji so koncentracije Cr pod mejo
zaznavnosti. Največje vrednosti Pb smo določili v meţiški zemlji (Slika 8).
a ab ab
ab b
ab
b
a
a
a
bc
c
a
ab
a
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Ko
nce
ntr
aci
ja M
n i
n Z
n [
mg
/kg
SS
] v
prs
ti
Mn (K) Zn (K) Zn (T)
b b b ab
a MZ
ac
ab ab
b
c
MZ
b
ab
ab
c
a MZ
ab ab b a
MZ a
MZ
b b b b a
MZ 0
50
100
150
200
250
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Ko
nce
ntr
aci
ja m
ikro
elem
ento
v [
mg
/kg
SS
] v
prs
ti
Ni (K) Cu (K) Cu (T) Mo (K) Mo (T)
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 36
Slika 8: Koncentracija neesencialnih oz. potencialno strupenih elementov (Cr in Pb) [mg/kg SS] v rizosf. zemlji
koruze (K) in trave (T). (Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat.
razliko med vrednostmi koncentracij elementov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test,
p<0,05).
Največje koncentracije Br v RZK najdemo na območju RŢV, medtem ko so v jeseniški RZK
njegove vrednosti pod mejo zaznavnosti (Slika 9). Vrednosti Br v RZT so na posameznih
področjih med seboj primerljive. Največje vrednosti Cd smo v obeh rizosfernih zemljah
določili na območju Meţice, medtem ko so njegove vrednosti v Škofji Loki pod mejo
zaznavnosti (Slika 9).
Slika 9: Koncentracija neesencialnih oz. potencialno strupenih elementov (Br in Cd) [mg/kg SS] v rizosf. zemlji
koruze (K) in trave (T). (Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat.
razliko med vrednostmi koncentracij elementov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test,
p<0,05).
Največje specifične aktivnosti U-238 in Ra-226 smo v obeh zemljah izmerili na območju
Jesenic (Slika 10). Najmanjše specifične aktivnosti U-238 smo v RZK določili v okolici
ab ab b ab
a MZ
a
b
a a
a
a
b
a
a
a 0
500
1000
1500
2000
2500
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Ko
nce
ntr
aci
ja C
r in
Pb
[m
g/k
g
SS
] v
prs
ti
Cr (K) Pb (K) Pb (T)
ac ab
b
c MZ
ab ab
b
a a
a MZ
c
d
ab bc
a MZ
0
5
10
15
20
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Ko
nce
ntr
aci
ja B
r in
Cd
[m
g/k
g
SS
] v
prs
ti
Br (K) Cd (K) Cd (T)
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 37
Škofje Loke. Največje specifične aktivnosti Pb-210 v RZK najdemo v Jesenicah in RŢV,
medtem ko so v RZT vrednosti svinca najvišje na območju Jesenic. Največje specifične
aktivnosti Ra-228 in Th-228 v RZK smo izmerili v RŢV, Škofji Loki in Celju, medtem ko so
njune vrednosti v RZT najvišje v RŢV. Najniţje vrednosti Ra-228 smo v obeh rizosfernih
zemljah določili v okolici Jesenic. Največje specifične aktivnosti Cs-137 v RZK najdemo v
Jesenicah in Meţici in v RZT v Jesenicah. Najmanjše specifične aktivnosti K-40 smo izmerili
v jeseniški zemlji, medtem ko so v RZT v Škofji Loki in RŢV njegove vrednosti največje
(Slika 10, 11 in 12).
Slika 10: Specifična aktivnost radionuklidov [Bq/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K) in trave (T). (Povprečje ±
standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi specifičnih
aktivnosti radionuklidov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Slika 11: Specifična aktivnost radionuklidov [Bq/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K) in trave (T). (Povprečje ±
standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi specifičnih
aktivnosti radionuklidov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
ab ab ab
b
a a a a
b
a
a a a
b
a a a a
b
a a a
b
b
a a a a
b
a
0
100
200
300
400
500
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Sp
ecif
ičn
a a
kti
vn
ost
rad
ion
uk
lid
ov
[Bq
/kg
SS
] v
prs
ti
U-238 (K) U-238 (T) Ra-226 (K) Ra-226 (T) Pb-210 (K) Pb-210 (T)
b ab b a
b ab ab b
a ab b ab b a
b ab a b
a ab a
b
a
b
a a
a
a
b
a
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Sp
ecif
ičn
a a
kti
vn
ost
rad
ion
uk
lid
ov
[Bq
/kg
SS
] v
prs
ti
Ra-228 (K) Ra-228 (T) Th-228 (K) Th-228 (T) Cs-137 (K) Cs-137 (T)
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 38
Slika 12: Specifična aktivnost K-40 [Bq/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K) in trave (T). (Povprečje ±
standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi specifičnih
aktivnosti radionuklidov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
S pomočjo linearne diskriminančne analize (LDA) smo na podlagi izmerjenih elementov in
radionuklidov v tleh ugotavljali podobnost oz. različnost posameznih vzorcev tal iz različnih
lokacij. V LDA smo vključili koncentracije različnih mineralov (Cl, K, Ca, Ti, Cr, Mn, Fe, Ni,
Cu, Zn, Pb, Br, Rb, Sr, Th, Y, U, Zr, Nb, Mo in Cd) in radionuklidov (U-238, Ra-226, Pb-210,
Ra-228, Th-228, K-40 in Cs-137).V primeru koncentracij mineralov in radionuklidov v tleh
nam LDA Funkcija 1 pojasni 51,9 % variabilnosti podatkov, Funkcija 2 pa 26,1 %
variabilnosti, skupno torej 78 % (Slika 13). Test Wilksove lambde kaţe, da se koncentracije
mineralov in radionuklidov v tleh na posameznih lokacijah statistično značilno razlikujejo
tako po Funkciji 1, kot tudi po Funkciji 2 (Preglednica 8). K Funkciji 1 v pozitivni smeri
največ prispevajo Ra-228, Ni, Ra-226, Zr in Cu, v negativni pa Th-228, U, Fe, Pb in Pb-210
(Preglednica 9). K Funkciji 2 pa v pozitivni smeri Ra-228, Sr, Ra-226, Pb in Fe, v negativni pa
Th-228, U-238, Rb in Mn. Iz Slike 13 je tako razvidno, da se tla ločijo predvsem po
koncentracijah Th-228, ki ga je veliko v Škofji Loki in Ţirovskem vrhu, k razlikovanju ostalih
tal pa veliko prispeva tudi Ra-228.
b b
b
a
b
ab ab
b
a
b
0
100
200
300
400
500
600
700
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Sp
ecif
ičn
a a
kti
vn
ost
K-4
0
[Bq
/kg
SS
] v
prs
ti
K-40 (K) K-40 (T)
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 39
Slika 13: Linearna diskriminančna analiza za koncentracije mineralov in radionuklidov v tleh.
Preglednica 8: Test signifikance, lastne vrednosti in kanonična korelacija za diskriminančne funkcije izračunane
iz koncentracij mineralov in radionuklidov v tleh.
Test Wilksove lambde Lastne vrednosti, pojasnjena varianca,
kanonična korelacija
Wilks'
Lambda Chi Sq DF P Eigenvalue % of Var. Cum. % Can. Corr.
Funkcija 1 0,000 295,777 108 0,000 42,996 51,874 51,874 0,989
Funkcija 2 0,001 197,389 78 0,000 21,611 26,073 77,948 0,978
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 40
Preglednica 9: Standardizirani koeficienti diskriminančnih funkcij za koncentracije mineralov in radionuklidov
v tleh.
Spremenljivka Funkcija 1 Funkcija 2
K -0,277 0,758
Ca -1,306 -1,040
Ti 0,803 0,050
Cr -1,319 -0,178
Mn 0,695 -1,130
Fe -3,909 1,336
Ni 4,543 -0,190
Cu 2,155 -0,336
Zn 1,581 -0,348
Pb -1,957 1,365
Br -0,111 -1,007
Rb -1,455 -1,715
Sr 0,831 1,644
Th 1,013 -0,064
Y 0,387 0,150
U -5,256 0,364
Zr 2,927 -0,254
Nb -0,503 -0,567
Mo 2,055 0,259
Cd 0,430 -0,508
U-238 -0,667 -1,868
Ra-226 3,506 1,503
Pb-210 -1,946 -0,458
Ra-228 4,774 4,740
Th-228 -8,485 -5,157
4.2 KONCENTRACIJE ELEMENTOV IN RADIONUKLIDOV V LISTIH IN STORŢIH
KORUZE TER POGANJKIH TRAVE
Največje koncentracije K v listih koruze smo izmerili na območju RŢV, medtem ko so bile
njegove vrednosti najmanjše na območju Škofje Loke. Najmanjšo vrednost Ca pa najdemo na
območju RŢV (Slika 14).
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 41
Slika 14: Koncentracija makroelementov (K in Ca) [mg/kg SS] v koruznih listih. (Povprečje ± standardna
napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi koncentracij elementov na
posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Med vrednostmi Mn v listih koruze na posameznih področjih ni statistično značilnih razlik,
zato so koncentracije med seboj primerljive (Priloga A3). Največje koncentracije Fe v listih
koruze najdemo na območju Škofje Loke. Največje vrednosti Cu v koruznih listih smo določili
na območju Celja, medtem ko so njegove vrednosti najmanjše v Škofji Loki in RŢV. Največje
vrednosti Mo smo izmerili na območju Meţice in Jesenic. Koncentracije Mo v škofjeloških
koruznih listih pa so pod mejo zaznavnosti (Slika 15).
Slika 15: Koncentracija mikroelementov [mg/kg SS] v koruznih listih. (Povprečje ± standardna napaka, N= 3−5).
Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi koncentracij elementov na posameznih
področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
ab ab
b
ab a
a a b
a a
0
10000
20000
30000
40000
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Ko
nce
ntr
aci
ja K
in
Ca
[mg
/kg
SS
] v
lis
tih
ko
ruze
K Ca
a
a
a
a
b
b ab a ab a
a a
b b b
a
b
a
b
a MZ
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Ko
nce
ntr
aci
ja M
o [
mg
/kg
SS
] v
lis
tih
ko
ruze
Ko
nce
ntr
aci
ja m
ikro
elem
ento
v [
mg
/kg
SS
]
v l
isti
h k
oru
ze
Fe Cu Zn Mo
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 42
Koncentracije Pb v listih koruze so na vseh območjih pod mejo zaznavnosti. Vrednosti Br so
največje na območju Škofje Loke, medtem ko so vrednosti Cd najvišje v Meţici in Celju, le v
škofjeloških listih koruze so njegove koncentracije pod mejo zaznavnosti (Slika 16).
Slika 16: Koncentracija neesencialnih oz. potencialno strupenih elementov [mg/kg SS] v koruznih listih.
(Povprečje ± standardna napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi
koncentracij elementov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Specifične aktivnosti U-238 so v koruznih listih na posameznih področjih med seboj
primerljive (Priloga A3), medtem ko so vrednosti Ra-226 najvišje na območju Celja in
najmanjše v RŢV. Največje specifične aktivnosti Ra-228, Th-228 in Cs-137 smo izmerili na
območju Jesenic. Najmanjše vrednosti Cs-137 pa najdemo v okolici RŢV in v celjskih
koruznih listih (Slika 17). Med vrednostmi Pb-210 in K-40 v listih koruze na posameznih
področjih ni statistično značilnih razlik, zato so specifične aktivnosti med seboj primerljive
(Priloga A3).
Slika 17: Specifična aktivnost radionuklidov [Bq/kg SS] v koruznih listih. (Povprečje ± standardna napaka, N=
3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi specifičnih aktivnosti radionuklidov na
posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
a a
a a
b
b b
ab ab
a MZ
0
5
10
15
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Ko
nce
ntr
aci
ja n
eese
nci
aln
ih
elem
ento
v [
mg
/kg
SS
] v
list
ih k
oru
ze
Br Cd
a
ab
b
ab
ab ab a a
b a a
a a
b
a a b
a
c
ab
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Sp
ecif
ičn
a a
kti
vn
ost
rad
ion
uk
lid
ov
[Bq
/kg
SS
] v
lis
tih
ko
ruze
Ra-226 Ra-228 Th-228 Cs-137
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 43
Med vrednostmi makroelementov K in Ca in mikroelementov Fe in Zn v koruznih storţih na
posameznih področjih ni statistično značilnih razlik (Priloga A3). Največje koncentracije Mn,
Cu in Mo v koruznih storţih najdemo na območju Meţice, medtem ko so vrednosti Mo na
območju Škofje Loke pod mejo zaznavnosti (Slika 18).
Slika 18: Koncentracija mikroelementov (Mn, Cu in Mo) [mg/kg SS] v koruznih storţih. (Povprečje ±
standardna napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi koncentracij
elementov na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Koncentracije Pb in Cd v storţih koruze so na vseh območjih pod mejo zaznavnosti. Največje
koncentracije Br v storţih koruze smo ravno tako izmerili na območju Celja, medtem ko so
njegove vrednosti v škofjeloških in meţiških koruznih storţih najmanjše (Slika 19).
Slika 19: Koncentracija Br [mg/kg SS] v koruznih storţih. (Povprečje ± standardna napaka, N= 3−5). Različne
črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi koncentracij elementov na posameznih področjih
(enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Največje specifične aktivnosti U-238 smo v koruznih storţih določili na območju Meţice,
medtem ko so bile njegove vrednosti v Jesenicah pod mejo zaznavnosti. Največje specifične
aktivnosti Ra-226 najdemo na območju Jesenic. Specifične aktivnosti Cs-137 so najvišje v
a
b
ab a
a a
b
a a a
ab b ab ab a
MZ 0
50
100
150
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Ko
nce
ntr
aci
ja
mik
roel
em
ento
v [
mg
/kg
SS
] v
ko
ruzn
ih s
torţ
ih
Mn Cu Mo
b
a
ab ab
a
0
5
10
15
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Ko
nce
ntr
aci
ja B
r v
[mg
/kg
SS
] v
ko
ruzn
ih
sto
rţih
Br
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 44
meţiških koruznih storţih, medtem ko so v celjskih koruznih storţih njegove vrednosti pod
mejo zaznavnosti. Med vrednostmi Pb-210, Ra-228, Th-228 in K-40 v koruznih storţih na
posameznih področjih ni statistično značilnih razlik, zato so specifične aktivnosti med seboj
primerljive (Slika 20).
Slika 20: Specifična aktivnost radionuklidov [Bq/kg SS] v koruznih storţih. (Povprečje ± standardna napaka, N=
3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi specifičnih aktivnosti radionuklidov na
posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Koncentracije K so v poganjkih trave med posameznimi ploskvami zaradi velike variabilnosti
med seboj primerljive (Priloga A4). Vrednosti Ca so najvišje na območju RŢV in najmanjše v
celjskih poganjkih trave (Slika 21).
Slika 21: Koncentracija Ca [mg/kg SS] v poganjkih trave. (Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne
črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi koncentracij elementov na posameznih področjih
(enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Največje koncentracije Mn v poganjkih trave najdemo na območju RŢV, medtem ko so
njegove vrednosti najmanjše na območju Škofje Loke. Največje vrednosti Zn smo določili na
območju Meţice in najmanjše vrednosti na območju RŢV in Škofje Loke. Vrednosti Mo so
ab
b
ab
a MZ
a a
a
a
b
a a MZ
c abc bc ab 0
10
20
30
40
50
60
70
80
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Sp
ecif
ičn
a a
kti
vn
ost
rad
ion
uk
lid
ov
[Bq
/kg
SS
] v
ko
ruzn
ih s
torţ
ih
U-238 Ra-226 Cs-137
a ab
b ab
ab
0
5000
10000
15000
20000
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Ko
nce
ntr
aci
ja C
a [
mg
/kg
SS
] v
po
ga
njk
ih t
rav
e
Ca
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 45
najvišje v meţiških in jeseniških poganjkih trave, medtem ko so na območju Škofje Loke pod
mejo zaznavnosti. Najvišje koncentracije Fe najdemo v RŢV in najmanjše v Meţici (Slika 22).
Med vrednostmi Cu v poganjkih trave na posameznih področjih ni statistično značilnih razlik
(Priloga A4) .
Slika 22: Koncentracija mikroelementov [mg/kg SS] v poganjkih trave. (Povprečje ± standardna napaka, N=
2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi koncentracij elementov na posameznih
področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Koncentracije Pb v poganjkih trave so na vseh območjih pod mejo zaznavnosti. Vrednosti Br
so v poganjkih trave zaradi velike variabilnosti med seboj primerljive (Priloga A4). Na
območju Škofje Loke so vrednosti Cd pod mejo zaznavnosti, medtem ko smo izmerili najvišje
koncentracije Cd v meţiških travnih poganjkih (Slika 23).
Slika 23: Koncentracija Cd [mg/kg SS] v poganjkih trave. (Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne
črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi koncentracij elementov na posameznih področjih
(enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Med specifičnimi aktivnostmi U-238, Ra-228 in Th-228 v poganjkih trave na posameznih
področjih ni statistično značilnih razlik (Priloga A4). Največje specifične aktivnosti Ra-226,
ab ab
b ab
a
ab b
a
ab
a
ab a ab a b MZ
ab a
b
ab
ab
0
500
1000
1500
2000
2500
0
50
100
150
200
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Ko
nce
ntr
aci
ja F
e [m
g/k
g S
S]
v p
og
an
jkih
tra
ve
Ko
ncen
tra
cij
a
mik
ro
ele
men
tov
[m
g/k
g S
S]
v
po
ga
njk
ih t
ra
ve
Mn Zn Mo Fe
b
c
b b
a MZ
0
2
4
6
8
10
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Ko
nce
ntr
aci
ja
Cd
[mg
/kg
SS
] v
po
ga
njk
ih
tra
ve
Cd
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 46
Cs-137 in Pb-210 smo v poganjkih trave določili na območju Jesenic. Na območju Škofje
Loke smo izmerili največje specifične aktivnosti K-40, medtem ko so njegove vrednosti
najmanjše v celjskih poganjkih trave (Slika 24 in 25).
Slika 24: Specifična aktivnost radionuklidov [Bq/kg SS] v poganjkih trave. (Povprečje ± standardna napaka, N=
2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi specifičnih aktivnosti radionuklidov na
posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Slika 25: Specifična aktivnost Pb-210 in K-40 [Bq/kg SS] v poganjkih trave. (Povprečje ± standardna napaka,
N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi specifičnih aktivnosti radionuklidov na
posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Na podlagi izmerjenih elementov in radionuklidov v listih koruze in trave smo s pomočjo
LDA ugotavljali podobnost oz. različnost posameznih vzorcev listov iz različnih lokacij. V
a a
ab
b
a a
a a
b
a
0,00
5,00
10,00
15,00
20,00
25,00
30,00
35,00
40,00
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Sp
ecif
ičn
a a
kti
vn
ost
ra
dio
nu
kli
do
v
[Bq
/kg
SS
] v
po
ga
njk
ih t
rav
e
Ra-226 Cs-137
a a a
b
a
a
ab ab
ab
b
0,00
200,00
400,00
600,00
800,00
1000,00
1200,00
1400,00
CELJE MEŽICA ŽIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
Sp
ecif
ičn
a a
kti
vn
ost
Pb
-21
0 i
n
K-4
0 [
Bq
/kg
SS
] v
po
ga
njk
ih
tra
ve
Pb-210 K-40
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 47
primeru koncentracij mineralov in radionuklidov v listih nam LDA Funkcija 1 pojasni 66,8 %
variabilnosti podatkov, Funkcija 2 pa 16,3 % variabilnosti, kar je skupaj 83,1 % (Slika 26).
Test Wilksove lambde kaţe, da se koncentracije mineralov in radionuklidov v listih na
posameznih lokacijah statistično značilno razlikujejo tako po Funkciji 1, kot tudi po Funkciji 2
(Preglednica 10). K Funkciji 1 v pozitivni smeri največ prispevajo Cs-137, Th-228, Sr, Zr, Ra-
226 in Mn v negativni pa Fe, Rb, Zn in Cu. K Funkciji 2 pa v pozitivni smeri Ra-228, Cd in
Zr, v negativni pa Fe, K-40 in Ra-226 (Preglednica 11). Glede na koncentracijo Cd, Ra-228,
Zr, Pb in Pb-210 v listih odstopa Meţica, Škofja Loka glede Fe in Ţirovski vrh glede Ra-226
in K-40 (Slika 26).
Slika 26: Linearna diskriminančna analiza za koncentracije mineralov in radionuklidov v listih.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 48
Preglednica 10: Test signifikance, lastne vrednosti in kanonična korelacija za diskriminančne funkcije
izračunane iz koncentracij mineralov in radionuklidov v listih.
Test Wilksove lambde Lastne vrednosti, pojasnjena varianca, kanonična
korelacija
Wilks'
Lambda Chi Sq DF P Eigenvalue % of Var. Cum. % Can.Corr.
Funkcija 1 0,001 212,435 92 0,000 21,631 66,807 66,807 0,978
Funkcija 2 0,011 125,094 66 0,000 5,288 16,331 83,138 0,917
Preglednica 11: Standardizirani koeficienti diskriminančnih funkcij za koncentracije mineralov in radionuklidov
v listih.
Spremenljivka Funkcija 1 Funkcija 2
Cl -1,003 0,402
K -0,136 0,398
Ca 0,184 0,278
Mn 1,329 -0,215
Fe -5,187 -1,887
Cu -1,200 0,299
Zn -1,694 -0,669
Pb 0,814 1,009
Br 0,238 -0,149
Rb -1,709 0,369
Sr 1,717 -0,482
Y 0,431 0,046
Zr 1,462 1,165
Nb 0,197 -0,171
Mo -0,857 0,151
Cd -0,281 1,281
U-238 0,312 0,038
Ra-226 1,425 -0,975
Pb-210 -0,304 0,791
Ra-228 -0,437 1,219
Th-228 2,591 -0,026
K-40 0,252 -0,994
Cs-137 2,642 0,022
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 49
4.3 RAZMERJE MED KOVINAMI IN RADIONUKLIDI V POGANJKIH TRAVE IN
RZT IN MED KORUZNIMI STORŢI IN RZK
Oceno mobilnosti kovin iz prsti v rastline določa t.i. bioakumulacijski faktor (BAF), ki smo ga
izračunali kot kvocient med koncentracijo kovine ali radionuklida i v poganjkih trave (Slika
27 in 28) oz. storţih koruze (Slika 29 in 30) in koncentracijo kovine ali radionuklida i v
rizosferni prsti. Koeficient translokacije temelji izključno na sprejemu kovin preko prsti in ne
vključuje njihove absorpcije preko listov. Modra črta na vseh grafih prikazuje vrednost
bioakumulacijskega faktorja 1. Za vse izračunane BAF (Priloga B), ki se nahajajo pod modro
črto velja, da so koncentracije elementov oz. specifične aktivnosti radionuklidov višje v prsti v
primerjavi s travnimi poganjki ali koruznim storţem. V nasprotnem primeru, torej če
izračunane vrednosti BAF presegajo modro črto, to pomeni, da so vrednosti kovin in izotopov
večje v poganjkih in storţih kot pa v prsti.
BAFpog za kadmij na območju Jesenic in RŢV presega modro črto (Slika 27). Na Sliki 28
ravno tako izstopa bioakumulacijski faktor za radionuklid K-40, ki na vseh območjih presega
vrednost 1.
Slika 27: Izračunani bioakumulacijski faktorji (trava poganjki/rizosferna zemlja trave) za nekatere kovine.
(Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi
BAFpog na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 50
Slika 28: Izračunani bioakumulacijski faktorji (trava poganjki/rizosferna zemlja trave) za radionuklide.
(Povprečje ± standardna napaka, N= 2−7). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi
BAFpog na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
BAFstorţ za Cu in Zn na nobenem območju ne presegata modre črte (Slika 29). Na Sliki 30 pa
izstopa bioakumulacijski faktor za radionuklid K-40, ki na območjih Celja, Jesenic in Meţice
presega vrednost 1. Bioakumulacijska faktorja za U-238 in Pb-210 na območju Meţice
znašata 1,180 in 1,326.
Slika 29: Izračunani bioakumulacijski faktorji (koruza storţ/rizosferna zemlja koruze) za nekatere kovine.
(Povprečje ± standardna napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi
BAFstorţ na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 51
Slika 30: Izračunani bioakumulacijski faktorji (koruza storţ/rizosferna zemlja koruze) za radionuklide.
(Povprečje ± standardna napaka, N= 3−5). Različne črke nad stolpci pomenijo stat. razliko med vrednostmi
BAFstorţ na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).
4.4 PREDVIDENA KONCENTRACIJA Cd V LEDVICAH IN JETRIH GOVEDA
Odrasla krava mora dnevno zauţiti od 11,4 do 19,7 kg suhe krme (Črv, 2011), odvisno do
njene starosti in količine proizvedenega mleka. Glede na potrebe povprečne krave molznice,
smo pri našem poskusu upoštevali, da krava zauţije okoli 16 kg SS krme na dan. Trava in
koruza sta bili vzorčevani v poletnih mesecih, zato smo v izračunu upoštevali, da krava
dnevno poje 5 kg mrve, 55 kg sveţe trave in 2 kg koruze po zgledu Zorka in sod. (2010).
Povprečna vrednost suhe snovi (SS) v mrvi znaša 860 g/kg in v koruzi 880 g/kg (Verbič,
1999). V sveţi travi je deleţ suhe snovi precej manjši in znaša zgolj 180 g/kg (Pirman in sod.,
2007). Navedene deleţe smo upoštevali pri pretvorbi sveţe snovi v suho snov in nadalje pri
izračunu dnevnega obroka za kravo. Pri Enačbi 1 nismo posebej upoštevali uţivanja zemlje,
saj naših vzorcev nismo oprali in je tako deleţ Cozem ţe zajet v Cokrma. Poleg tega se je
izkazalo, da so koncentracije Cd v koruznih storţih pod mejo detekcije in smo za računanje
uporabili le vrednosti kadmija v krmni travi. V Preglednici 12 so tako prikazane povprečne
vrednosti Cd v travi [mg/kg SS] in količine kadmija [mg/d], ki ga krava v enem dnevu zauţije
s krmo [v kg SS] (4,3 kg SS mrve, 9,9 kg SS trave) ter koncentracije Cd v ledvicah in jetrih
[mg/kg SvS]. Največje teoretične vrednosti kadmija v ledvicah in jetrih triletnega goveda
najdemo na območju Meţice in najmanjše na območju Jesenic. Glede na to, da na območju
Škofje Loke ţe v sami krmi nismo zaznali kadmija, tega ne pričakujemo niti v tarčnih organih
goveda.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 52
Preglednica 12: Koncentracija Cd v travi [mg/kg SS], količina dnevno zauţitega kadmija s krmno travo [mg/d]
in koncentracije Cd v ledvicah in jetrih [mg/kg SvS].
LOKACIJA CCd [mg/kg SS] DI [mg/d] Cledvice [mg/kg SvS] Cjetra [mg/kg SvS]
Celje 5,55 78,88 10,11 2,74
Meţica 7,37 104,65 13,41 3,63
Ţirovski vrh 5,31 75,35 9,65 2,62
Jesenice 4,82 68,42 8,77 2,38
Škofja Loka - - - -
4.5 PREDVIDENE SPECIFIČNE AKTIVNOSTI RADIONUKLIDOV V MLEKU IN
GOVEJEM MESU
V preglednicah 14 in 15 so prikazane izračunane specifične aktivnosti radionuklidov v mleku
in govejem mesu glede na zauţito krmo. Kot testno govedo smo si izbrali odraslo kravo
molznico, ki dnevno zauţije (Cokrma) 4,3 kg mrve (SS), 9,9 kg trave (SS) in 1,76 kg koruznega
zrna (SS), kar znaša 16 kg SS krme. Pričakovano specifično aktivnost radionuklidov v mleku
in govejem mesu smo izračunali iz zmnoţka specifičnih aktivnosti posameznih radionuklidov
[Bq/kg] in količine dnevno zauţite krme na kravo [kg/d] (Preglednica 13) ter prenosnih
faktorjev za specifičen izotop [d/kg]. Pri izračuni nismo upoštevali specifičnih aktivnosti
radionuklidov v vodi, saj predvidevamo, da so te vrednosti zanemarljive in ne vplivajo na
končni rezultat.
Odrasla krava s krmo dnevno zauţije največ 238
U na območju Meţice in najmanj na območju
Škofje Loke. Največ 226
Ra, 210
Pb in 137
Cs na dan zauţije krava na območju Jesenic in najmanj
na območju Škofje Loke. Vrednosti dnevno konzumiranega 228
Ra in 228
Th sta največji na
območju RŢV. Največje količine K-40 zauţije molznica na območju Škofje Loke in sicer
17.971 Bq/dan in najmanj na območju Celja, kjer v povprečju prejme le 9.079 Bq/dan.
Preglednica 13: Aktivnost radionuklidov (A) v dnevno zauţiti krmi [Bq/dan/kravo].
IZOTOPI A [Bq/dan/kravo]
CELJE MEŢICA ŢIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
U-238 218,20 262,80 161,04 117,11 84,07
Ra-226 127,72 130,34 188,28 373,95 55,85
Pb-210 534,56 454,19 622,50 1669,60 209,98
Ra-228 39,79 39,39 77,39 34,81 35,77
Th-228 18,50 29,07 41,37 23,42 13,91
K-40 9078,80 13887,69 13345,35 12208,86 17970,62
Cs-137 22,52 57,78 33,88 210,81 13,19
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 53
Vsebnosti radionuklidov v kravjem mleku (Preglednica 14) in govejem mesu (Preglednica 15)
izhajajo iz podatkov navedenih v Preglednici 13. Največje specifične aktivnosti 238
U v mleku
in mesu smo izračunali na območju Meţice in najmanj na območju Škofje Loke. Največje
vrednosti 226
Ra, 210
Pb in 137
Cs pričakujemo na območju Jesenic in najmanjše na območju
Škofje Loke. Pričakovane vrednosti 228
Ra oz. 228
Th v mleku in mesu so največje na območju
RŢV in najmanjše na območju Jesenic oz. Škofje Loke. Največje teoretične specifične
aktivnosti 40
K v kravjem mleku pričakujemo na območju Škofje Loke in najmanjše na
območju Celja.
Preglednica 14: Izračunane specifične aktivnosti (a) radionuklidov v kravjem mleku glede na vzorčevano krmo.
IZOTOPI Specifične aktivnosti (a) [Bq/kg]
CELJE MEŢICA ŢIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
U-238 0,393 0,473 0,290 0,211 0,151
Ra-226 0,049 0,050 0,072 0,142 0,021
Pb-210 0,102 0,086 0,118 0,317 0,040
Ra-228 0,015 0,015 0,029 0,013 0,014
Th-228 9,24 × 10-3
0,015 0,021 0,012 6,95 × 10-3
K-40 65,367 99,991 96,087 87,904 129,388
Cs-137 0,104 0,266 0,156 0,970 0,061
Preglednica 15: Izračunane specifične aktivnosti (a) radionuklidov v govejem mesu glede na vzorčevano krmo.
IZOTOPI Specifične aktivnosti (a) [Bq/kg]
CELJE MEŢICA ŢIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
U-238 0,085 0,102 0,063 0,046 0,033
Ra-226 0,217 0,222 0,320 0,636 0,095
Pb-210 0,374 0,317 0,435 1,167 0,147
Ra-228 0,067 0,067 0,131 0,059 0,060
Th-228 4,17 × 10-3
6,55 × 10-3
9,33 × 10-3
5,28 × 10-3
3,14 × 10-3
K-40 181,58 277,75 266,91 244,18 359,41
Cs-137 0,495 1,270 0,744 4,632 0,290
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 54
5 RAZPRAVA IN SKLEPI
5.1 RAZPRAVA
5.1.1 Vrednosti esencialnih elementov v tleh in v krmi po različnih območjih
5.1.1.1 Kalij
Najvišje koncentracije K v rizosferni zemlji koruze (RZK) najdemo na območju RŢV,
medtem ko so njegove koncentracije v rizosferni zemlji trave (RZT) med seboj primerljive
(Priloga A1). V krmi so koncentracije K tako visoke, da močno presegajo PV (9000 mg/kg),
ne glede na območje vzorčenja. Koncentracije K najbolj izstopajo v škofjeloški travi
(33.733 mg/kg) in v meţiški koruzi (38.700 mg/kg) (Priloga A3 in A4).
V naravnih razmerah je za rastline glavni vir K preperevanje mineralov zemeljske skorje, kjer
znaša njegova povprečna koncentracija kar 21.000 ppm (Abundance of elements ..., 2013). Na
celotnem območju Škofje Loke prevladujejo apnenci in dolomiti in taka tla ţe naravno
vsebujejo nekaj K. K visokim koncentracijam K znatno pripomore tudi intenzivno kmetijstvo,
saj gnojenje s kalijevimi umetnimi gnojili (KCl, K2SO4) ali sestavljenimi umetnimi gnojili
(NPK) in uporaba fitofarmacevtskih sredstev, ki vsebujejo kalijeve fosfonate, obogatijo prst in
krmo s K.
Za mlade zelene rastline je na splošno značilno, da vsebujejo veliko več K, kot ga ţivali
dejansko potrebujejo (tj. 9000 mg/kg v sušini obroka) (Ţgajnar, 1990). S K obogatena krma
lahko negativno vpliva na govedo, saj K deluje antagonistično na absorpcijo in izkoriščanje
Mg, kar vodi v pašniško tetanijo. Pri teletih, ki so uţivali krmo s 60.000 mg K/kg SS, so
opazili zmanjšanje apetita in rasti (Suttle, 2010). V meţiških vzorcih trave je znašala
koncentracija K 26.940 ppm in v koruzi 38.700 ppm, vendar pa kljub preseţenim
priporočenim vrednostim, govedo ne bo utrpelo večjih posledic, saj ima v telesu učinkovite
homeostatične mehanizme za uravnavanje koncentracije K.
5.1.1.2 Kalcij
S Ca močno obogateno prst najdemo na območju Meţice in Jesenic (Priloga A1). Tudi v travi
koncentracije Ca presegajo PV (5700 mg/kg) in so največje v okolici RŢV (14.246 mg/kg). Po
drugi strani pa so vrednosti Ca v koruzi najbolj izrazite v Meţici (3677,5 mg/kg), a ne
presegajo PV (Priloga A3 in A4).
V naravnih razmerah je za rastline glavni vir Ca preperevanje mineralov zemeljske skorje, kjer
znaša njegova povprečna koncentracija kar 41.000 ppm (Abundance of elements ..., 2013). Tla
na apnencu in dolomitu, ki so bogata s Ca, najdemo tudi na območju Meţice in Jesenic, kar je
eden od razlogov za visoke koncentracije Ca v prsti. Za obogateno krmo pa je najverjetneje
odgovorno gnojenje s kombiniranimi umetnimi gnojili kot je npr. KAN (kalcijev amonijev
nitrat), ki je pri nas najbolj razširjeno gnojilo.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 55
Vrednosti kalcija so v zelenih rastlinah kot je npr. trava občutno večje kot pa v ţitih (Suttle,
2010), kar smo opazili tudi v naših vzorcih. Kljub temu, da je vzorčevana trava iz območja
RŢV zelo bogata s kalcijem, pa je njegova absorpcija v telo goveda odvisna od mnogo
dejavnikov npr. starosti ţivali (Ţgajnar, 1990). Poleg tega pa homeostatični mehanizmi
poskrbijo, da se preseţek Ca v veliki meri z blatom izloči iz telesa (Suttle, 2010).
5.1.1.3 Cink
S Zn najbolj bogata tla najdemo na meţiškem in tudi celjskem območju. Koncentracije Zn v
obeh zemljah na območju Celja in zlasti Meţice krepko presegajo KV (720 mg/kg). Na
območju Jesenic koncentracija Zn v tleh presega OV (300 mg/kg) (Priloga A1). Na območju
RŢV in Škofje Loke koncentracije Zn v krmi ustrezajo PV (50 mg/kg), medtem ko so v Celju
(trava 114,6 mg/kg in koruza 164,9 mg/kg), Jesenicah (trava 79,9 mg/kg in koruza
60,1 mg/kg) in Meţici (trava 135,3 mg/kg in koruza 181,4 mg/kg) vrednosti višje, vendar še
vedno pod MDV (284 mg/kg) (Priloga A3 in A4).
Nekaj Zn je ţe naravno prisotnega v zemeljski skorji, kjer znaša njegova povprečna
koncentracija 75 ppm (Abundance of elements ..., 2013). Za onesnaţenost Meţice s Zn je v
največji meri odgovorno rudarjenje in predelava svinčeve in cinkove rude. K onesnaţenosti
prsti in krme v Celju je nekoč največ prispevala predelava sfaleritnega koncentrata v obratih
Cinkarne Celje (1873-1970), danes pa je nezanemarljiv vpliv podjetja Štore Steel, ki se
ukvarja s proizvodnjo jekla (Stergar, 2001). K izraziti stopnji onesnaţenosti zemlje v
Jesenicah naj bi največ pripomogla ţelezarska industrija, svoj deleţ pa prispevajo tudi
zgorevanje premoga, uporaba fitofarmacevtskih sredstev in gnojenje kmetijskih površin
(CCCF, 2012) s cinkovim sulfatom in ostalimi mineralnimi gnojili, ki navadno vsebujejo tudi
nizke koncentracije Zn.
Simptomi strupenosti z Zn postanejo vidni pri večini ţit, ko koncentracije Zn v listih preseţejo
300 mg/kg SS. Pri bolj občutljivih vrstah ţit, pa se lahko ti znaki pojavijo ţe pri manj kot
100 mg/kg SS (Chaney, 1993). Pri koruzi iz območja Meţice, kljub visokim koncentracijam
cinka v rastlinskem tkivu, simptomov strupenosti nismo opazili.
5.1.1.4 Mangan
Z Mn je najbolj obogatena škofjeloška RZK, medtem ko so njegove vrednosti v RZT med
seboj primerljive (Priloga A1). Po drugi strani pa so njegove koncentracije v krmi najniţje
ravno v Škofji Loki, a še vedno presegajo PV (50 mg/kg), kar kaţe na nizko biodostopnost v
primerjavi z drugimi vzorčevanimi območji. Priporočene vrednosti so v travi preseţene tudi na
ostalih območjih (Priloga A3 in A4).
Nekaj Mn je ţe naravno prisotnega v zemeljski skorji, kjer znaša njegova povprečna
koncentracija 950 ppm (Abundance of elements ..., 2013). K onesnaţenosti prsti in krme na
območju Meţice, Jesenic, Celja in RŢV v največji meri predstavljajo emisije iz industrijskih
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 56
objektov, izgorevanje fosilnih goriv in gnojenje kmetijskih zemljišč, saj enostavna in
sestavljena mineralna gnojila pogosto vsebujejo mikroelemente, med katere spada tudi Mn.
Tudi uporaba fitofarmacevtskih sredstev, zlasti fungicidov iz skupine ditiokarbamatov z Zn in
Mn, ki se uporabljajo za zatiranje gliv plesnivk, lahko deloma pripomore k bogatenju tal z Mn.
Ker govedo večinoma uţiva krmo, v kateri prevladuje trava, bi lahko preseţene PV Mn v
krmni travi negativno vplivale na njihovo zdravje, četudi je znano, da te ţivali relativno dobro
prenašajo velike koncentracije Mn, tudi do 1000 mg/kg sušine obroka. Razlog je v tem, da
govedo Mn relativno slabo absorbira in ga nato hitro izloči z blatom (Ţgajnar, 1990). Zato
lahko, kljub oblini oskrbi goveda s to kovino, predvidevamo, da do upada zmogljivosti ne bo
prišlo. Tako kot pri Ca, smo tudi pri Mn opazili, da je zelena krma občutno bogatejša z Mn kot
ţita (Ţgajnar, 1990) in tako vrednosti Mn v krmni travi iz vseh lokacij presegajo PV, medtem
ko so v koruzi PV preseţene le na območju Meţice in RŢV.
5.1.1.5 Ţelezo
Koncentracije Fe v prsti so med posameznimi lokacijami med seboj primerljive (Priloga A1).
V krmni travi na območju RŢV vsebnosti Fe presegajo MDK (1000 mg/kg). Na ostalih
območjih pa koncentracije Fe v krmi presegajo PV (50 mg/kg) (Priloga A3 in A4).
Ţelezo je pomembna sestavina zemeljske skorje, saj znaša njegova povprečna koncentracija
kar 41.000 ppm (Abundance of elements ..., 2013). Pomembni antropogeni dejavniki, ki še
dodatno prispevajo k bogatenju Fe v prsti in krmi pa so tudi jeklarska industrija (Cinkarna
Celje, podjetje Štore Steel) in jeseniška ţelezarska industrija. Visoke koncentracije Fe v
škofjeloških tleh so verjetno posledica kmetovanja in uporabe ţelezovega sulfata kot gnojila in
herbicida, ki ga proizvajajo med drugim tudi v Cinkarni Celje.
Govedo načeloma dobro prenaša do 1000 mg Fe/kg sušine (Ţgajnar, 1990). Visoko
tolerantnost na preseţene količine zauţitega Fe omogočajo kompleksni regulacijski
mehanizmi. Pri tem igra osrednjo vlogo hormon hepcidin, ki se v glavnem sintetizira v jetrih
in vzdrţuje homeostazo ţeleza prek delovanja na transmembranske prenašalce in proteine
DMT1 (dvovalentni kovinski prenašalci). Ker preseţek Fe zmanjša izraţanje DMT1 v sluznici
dvanajstnika, lahko pride tudi do pomanjkanja drugih elementov, ki so deloma (npr. Cu) ali v
celoti (npr. Mn) odvisni od tega prenašalnega proteina pri absorpciji v citoplazmo epitelijskih
celic tankega črevesja (Suttle, 2010). V okolici RŢV znašajo koncentracije Fe v travi
1668 mg/kg in v Jesenicah 884 mg/kg, s čimer je vsaj v prvem primeru preseţena tolerantna
doza pri govedu. Ker prevelike količine Fe zmanjšajo uţivanje krme in prirejo mleka pri
kravah, to lahko pričakujemo tudi pri govedu, ki daljše obdobje uţiva to onesnaţeno krmno
travo.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 57
5.1.1.6 Baker
Najvišje koncentracije Cu smo izmerili v RZT na območju Jesenic. V obeh jeseniških zemljah
njegove vrednosti presegajo OV (100 mg/kg). Koncentracije Cu v obeh rizosfernih zemljah na
območju RŢV presegajo zakonsko določene MV (60 mg/kg). V RZT na območju Meţice in
RZK na območju Celja vrednost Cu presegajo mediane porazdelitve bakra v Sloveniji
(35 mg/kg), medtem ko koncentracije Cu v celjski RZT in meţiški RZK presegajo MV
(Priloga A1). Tudi v krmi koncentracije Cu na vseh območjih močno presegajo PV (10 mg/kg)
in v meţiških vzorcih koruze celo MDV (45,5 mg/kg) (Priloga A3 in A4).
Druţina in Perc (2010) sta raziskovala jeseniško območje in ugotovila, da so tla, kamor so bili
deponirani topilniški odpadki, onesnaţena z različnimi kovinami, med katerimi je tudi Cu. To
je najverjetneje tudi razlog za zelo visoke koncentracije tega elementa v jeseniški zemlji in
krmi.
Na ostalih območjih je razlog za onesnaţenost tal in krme najverjetneje gnojenje z
mineralnimi gnojili ali s hlevskim gnojem. Krmila za govedo in mineralno-vitaminske
mešanice za krave molznice, namreč vsebujejo Cu, ki ga ţivina ne absorbira v celoti in se z
blatom izloči iz telesa. Deloma prispeva k onesnaţenosti okolja s Cu tudi uporaba
fitofarmacevtskih sredstev (npr. Bakreni Antracol) za zatiranje rastlinskih bolezni. V
industrijskih mestih kot so Celje, Meţica in Jesenice pa k bogatenju tla s Cu največ prispevata
industrijska dejavnost in komunalni odpadki.
Visoke koncentracije Cu v krmi lahko povzročijo akutno zastrupitev odraslega goveda in sicer
ob 60 dnevnem uţivanju krme, ki vsebuje 80 mg Cu/kg sušine (Reis in sod., 2010). V
meţiških vzorcih trave znaša koncentracija Cu slabih 31 mg/kg in v koruzi 52,5 mg/kg. Do
akutne zastrupitve torej ne bo prišlo, kar pa še ne pomeni, da se negativne posledice ne bodo
izrazile v kaki milejši obliki.
5.1.1.7 Molibden
Vrednosti Mo na območju RŢV presegajo MV (10 mg/kg). Mejne vrednosti za Mo so
preseţene tudi v tleh Celja in Meţice in v primeru RZT v okolici Jesenic. V Škofji Loki je
vrednost Mo v obeh rizosfernih zemljah pod mejo zaznavnosti (Priloga A1). Na vseh
območjih, razen seveda v Škofji Loki, so tudi v krmi koncentracije Mo zelo visoke in v vseh
vzorcih trave presegajo MDK (5 mg/kg). Tako vrednosti Mo v jeseniški travi presegajo MDK
za 2,4-krat in v meţiški travi za 2,7-krat (Priloga A3 in A4).
Razlog za visoke vsebnosti Mo v meţiški zemlji je verjetno pridobivanje molibden iz
wulfenitovih kristalov v drugi polovici 20. stoletja v Rudniku Meţica. K bogatenju tal z Mo
pomembno prispeva tudi kmetijstvo z uporabo mineralnih gnojil, ki vsebujejo Mo ali tekočega
molibdenovega gnojila.
Za ţita velja, da le redko vsebujejo več kot 1 mg Mo/kg SS, medtem ko so njegove
koncentracije v travi načeloma večje (Suttle, 2010), kar smo opazili tudi pri naših vzorcih.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 58
Tako vrednosti Mo v meţiških vzorcih trave znašajo slabih 13,7 ppm, a v koruzi samo
3,2 ppm. Ob kontaminaciji zelene krme z Mo se pojavi pri ţivalih bolezen molibdenoza in
sicer ob zauţitju 5 mg Mo/kg sušine pri skromni preskrbi z bakrom ali ob zauţitju več kot 5
mg Mo/kg sušine pri oblini oskrbi z bakrom (Ţgajnar, 1990). Bolezen pri govedu povzroča
anemijo in poškodbe na kosteh. Glede na to, da koncentracije Mo v travi na vseh območjih
presegajo te vrednosti, predvidevamo da, bi se pri govedu, ki bi dalj časa uţivalo tako krmo,
omenjena bolezen zelo verjetno pojavila.
5.1.1.8 Nikelj
Z Ni obogateno prst najdemo na vseh območjih, razen v Škofji Loki, kjer so njegove vrednosti
pod mejo zaznavnosti. Tako koncentracije Ni na vseh onesnaţenih območjih presegajo MV
(50 mg/kg). Le na jeseniški RZK je njegova koncentracija (40,3 ppm) pod MV (Priloga A1).
Nekaj Ni je ţe naravno prisotnega v zemeljski skorji, kjer znaša njegova povprečna
koncentracija 80 ppm (Abundance of elements ..., 2013), poleg tega pa nastaja tudi med
gozdnimi poţari in se tako kopiči v tleh. Ker so vse vzorčevane lokacije industrijska mesta z
velikim številom prebivalcev, na povečane vrednosti Ni v prsti zagotovo vpliva gost promet in
kurišča, saj se ta kovina sprošča v okolje pri izgorevanju premoga in dizelskega ter kurilnega
olja (Iyaka, 2011) in pri seţiganje odpadkov (v celjski toplarni in v cementarni Salonit
Anhovo). Tudi uporaba nekaterih gnojil je pomemben vir Ni v okolju. V vseh poganjkih trave
in storţih koruze so bile vrednosti Ni pod mejo zaznavnosti, četudi so bile njegove vrednosti v
prsti precej visoke. Razlog je najverjetneje v zadrţevanju Ni v koreninah rastlin. Tudi na
splošno velja, da so koncentracije Ni v rastlinah 10-krat niţje kot v tleh (Zhanyuan in sod.,
2012).
5.1.2 Vrednosti neesencialnih oz. potencialno strupenih elementov v tleh in v krmi po
različnih območjih
5.1.2.1 Krom
Vrednosti Cr izstopajo v prsti na območju RŢV. Koncentracije Cr na vseh onesnaţenih
območjih presegajo OV (150 mg/kg) in v primeru RZT (432,7 mg/kg) na območju RŢV celo
KV (380 mg/kg) (Priloga A1). Četudi so vrednosti Cr v zemlji visoke, njegova koncentracija v
rastlinskem tkivu običajno pade pod 1 ppm, saj za absorbirani Cr velja, da se slabo prenaša po
rastlini in se v veliki meri zadrţi v koreninah (Adriano, 2001). Tudi v naših vzorcih trave in
koruze so bile koncentracije Cr pod mejo zaznavnosti, ker potrjuje, da je njegova
koncentracija v poganjkih dejansko zelo malo odvisna od celokupne koncentracije Cr v tleh.
Nekaj Cr je ţe naravno prisotnega v zemeljski skorji, kjer znaša njegova povprečna
koncentracija 100 ppm (Abundance of elements ..., 2013). Razlog za povišane koncentracije
Cr v RZK iz območja RŢV je najverjetneje predelava uranove rude, saj uranova
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 59
hidrometalurška jalovina, poleg radioaktivnih snovi, pogosto vsebuje tudi večje koncentracije
nekaterih kovin, med katere sodi tudi Cr (Morrison in Spangler, 1992). Med pomembnejšimi
antropogenimi viri Cr v okolju je jeklarska industrija (npr. celjsko podjetje Štore Steel in
jeseniški ACRONI d.o.o). Tudi zgorevanje premoga prispeva svoj deleţ k bogatenju tal, krme
in zraka s Cr.
5.1.2.2 Svinec
Najvišje koncentracije Pb v tleh najdemo na območju Meţice, kjer le-te krepko presegajo KV
(530 mg/kg). Na območju Celja in Jesenic so preseţene OV (100 mg/kg). V okolici RŢV in
Škofje Loke pa vrednosti Pb ne presegajo MV (85 mg/kg) (Priloga A1). Koncentracije Pb so v
krmni travi in koruzi pod mejo zaznavnosti (Priloga A3 in A4).
Prisotnost Pb v tleh je v manjši meri posledica naravnega preperevanja kamnin, saj znaša
njegova povprečna koncentracija v zemeljski skorji 14 ppm (Abundance of elements ..., 2013).
K močni onesnaţenosti meţiških tal s Pb je največ pripomogel Rudnik svinca in cinka Meţica
in nadaljnja predelava svinčeve rude v Ţerjavu. Svoj deleţ prispeva tudi podjetje TAB d.d.
(Tovarna akumulatorskih baterij), ki proizvaja vse vrste svinčevih baterij in je največje
podjetje v občini Meţica (Gospodarstvo, 2012). V Celju in Jesenicah je glavni krivec za
onesnaţenost s Pb industrijska dejavnost, medtem ko je k onesnaţenosti bliţnje in daljne
okolice RŢV s Pb najbolj pripomoglo pridobivanje uranove rude. K zmerni onesnaţenosti
škofjeloške okolice s Pb največ prispevajo industrija, kmetijstvo in promet oz. avtomobilski
izpušni plini. V Škofji Loki je kontaminacija prsti omejena na manjša lokalna območja in
bliţino prometnic, zlasti v pasu do 100 metrov stran od ceste, kjer se emisije iz prometa
odlagajo na zemljo (Okoljsko poročilo, 2010). Pomembni onesnaţevalci pa so tudi neurejena
gnojišča, uporaba umetnih gnojil, ki lahko vsebujejo nizke koncentracije Pb in neustrezno
urejene odpadne vode iz industrijskih obratov in gospodinjstev (Eick in sod., 1999; Okoljsko
poročilo, 2010).
Čeprav so koncentracije Pb zlasti v meţiških in tudi celjskih in jeseniških tleh izrazito visoke,
pa v samih poganjkih njegove vrednosti močno upadejo. V Meţici tako znaša koncentracija Pb
v RZK 1539 ppm in v koreninah 1172 ppm (Priloga A2), medtem ko so njegove koncentracije
v koruznem storţu pod mejo zaznavnosti. Podobna je situacija v RZT, kjer smo izmerili 1871
ppm Pb in v koreninah 1535 ppm (Priloga A2), medtem ko so v poganjkih trave njegove
vrednosti pod mejo zaznavnosti. Rastlinske korenine so sicer sposobne iz zemlje privzeti
znatne količine Pb, vendar pa se večina Pb zadrţi tu, saj je njegova translokacija iz korenin v
poganjke močno omejena (Lane in Martin, 1977).
Govedo je na svinec zelo občutljivo in se z njim relativno enostavno akutno ali kronično
zastrupi, najpogosteje z uţivanjem onesnaţene krme in vdihovanjem izpušnih plinov ob
prometnih cestah, v bliţinah rudnikov in obratov predelovalne industrije. Do kronične
zastrupitve s Pb pride ob uţivanju krme s 200 do 300 mg Pb/kg SS (Reis in sod., 2010). Ker so
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 60
v naših vzorcih koncentracije Pb pod mejo zaznavnosti, do kronične zastrupitve goveda
seveda ne bo prišlo.
5.1.2.3 Kadmij
S Cd najbolj obogatena tla najdemo na območju Meţice in Celja, pri čemer njegove
koncentracije v meţiških tleh presegajo celo KV (12 mg/kg). Na ostalih območjih vrednosti
Cd v obeh rizosfernih zemljah presegajo OV (2 mg/kg). V škofjeloški zemlji pa so vrednosti
Cd pod mejo zaznavnosti (Priloga A1). Koncentracije Cd v krmni travi močno presegajo
MDV (1,14 mg/kg), zlasti na območju Meţice in Celja. Le na kontrolni lokaciji je vsebnost Cd
v travi pod mejo zaznavnosti. Po drugi strani pa so koncentracije Cd v koruznih stroţih na
vseh lokacijah pod mejo zaznavnosti (Priloga A3 in A4).
V Jesenicah koncentracije Cd v travi presegajo MDV za 4,2-krat. Glavni razlog za
onesnaţenost okolja s Cd je v prvi vrsti ţelezarska industrija, v manjši meri pa tudi promet.
Zanimivo je tudi, da na tem območju bioakumulacijski faktor pri prenosu Cd iz zemlje v travo
presega vrednost 1, kar pomeni da je njegova koncentracija v prsti niţja od koncentracije v
poganjkih trave. Kadmij v prsti je sicer rastlinam lahko dostopen in se uspešno transportira
preko korenskega sistema v nadzemne dele rastlin, še vedno pa velja, da vsebujejo korenine
vsaj dvakrat višjo koncentracijo kadmija v primerjavi z vrednostjo v poganjkih (Adriano,
2001). V našem primeru je situacija drugačna. Koncentracija Cd v jeseniški RZT znaša
4,57 ppm, v koreninah trave 5,31 ppm (Priloga A2) in v poganjkih trave 4,82 ppm.
Koncentracija kadmija je v koreninah sicer najvišja, vendar le za slabih 10 procentov v
primerjavi s travnimi poganjki.
Na območju Meţice vrednosti Cd v travi presegajo MDV za 6,5-krat. Glavni krivec za močno
onesnaţenost meţiških tal in krme s Cd je Rudnik svinčeve in cinkove rude. Nezanemarljiv pa
tudi vpliv kmetijske dejavnosti, ki z uporabo pesticidov in gnojil bogati prst in krmo s Cd.
Govedo pa je na Cd zelo občutljivo in uţivanje krme, ki vsebuje od 5 do 30 mg Cd/kg sušine
povzroči vsesplošni upad zmogljivosti goveda, medtem ko vrednosti nad 30 mg/kg sušine
povzročijo resne zdravstvene teţave (Reis in sod., 2010). Izmerjene koncentracije Cd v
meţiški travi znašajo 7,4 mg/kg, kar pomeni, da bi dolgotrajno uţivanje takšne krme lahko
negativno vplivalo na počutje goveda in tudi na prirejo mleka.
Vrednosti Cd travi na območju Celja presegajo MDV za 4,9-krat. K temu je v večji meri
prispevala predelava sfaleritnega koncentrata v obratih Cinkarne Celje, danes pa obratovanje
podjetja Štore Steel, promet, kurišča in tudi kmetovanje. Ker je Cd običajno v krmi manj kot
1 mg/kg sušine obroka, njegova strupenost navadno ne pride so izraza. Drugače pa je seveda
na industrijskih območjih kot je Celje, kjer se zaradi visokih koncentracij Cd v zemlji in
rastlinah, njegov negativen vpliv odraţa tudi na ţivalih. Ker govedo nima homeostatskega
mehanizma za regulacijo kadmija v tkivih, je njegova koncentracija v telesu neposredno
odvisna od količine zauţitega Cd. Simptomi zastrupitve se kaţejo z zmanjšanjem uţivanja
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 61
krme, slabšo rastjo, slabokrvnostjo in povečanim poginom (Ţgajnar, 1990). V Celju znašajo
koncentracije Cd v travi 5,6 mg/kg, zaradi česar lahko pri govedu pričakujemo upad
zmogljivosti, seveda ob dolgotrajnem uţivanju te krme.
Na območju RŢV koncentracije Cd v travi za 4,6-krat presegajo MDV. K onesnaţenosti prsti
in krme s Cd na tem območju zagotovo pripomore tudi kmetovanje z uporabo fosfatnih in
organskih gnojil. Tako kot v Jesenicah, tudi v okolici RŢV bioakumulacijski faktor za prenos
Cd iz zemlje v travo presega vrednost 1, kar pomeni da se Cd uspešno transportira iz zemlje v
nadzemne dele rastlin, zaradi česar so njegove koncentracije v poganjkih večje kot v prsti.
Razlogov za to je lahko več, saj so primarni faktorji, ki vplivajo na mobilnost in biodostopnost
Cd v zemlji pH, izmenjevalna kapaciteta kationov, redoks potencial, deleţ organske snovi,
prisotnost drugih kovin (npr. Zn), gnojenje zemlje itd. Najbolj smiselno bi bilo določiti pH
zemlje (tako v RŢV kot v Jesenicah), saj je to najpomembnejša lastnost zemlje, ki vpliva na
biodostopnost Cd za rastline. Na splošno namreč velja, da je privzem Cd v rastline večji v
zakisani kot v alkalni zemlji oz. se povečuje z zniţevanjem pH (Adriano, 2001).
5.1.3 Vrednosti radionuklidov v tleh in v krmi po različnih območjih
Na jeseniški zemlji najdemo najvišje specifične aktivnosti 137
Cs in 238
U ter njegovih potomcev
(226
Ra in 210
Pb), medtem ko v krmni travi in koruzi prevladuje zlasti 226
Ra. V okolici RŢV v
tleh izstopajo specifične aktivnosti Ra-228 in Th-228. V meţiških koruznih storţih smo
izmerili največje vrednosti U-238 in v škofjeloških poganjkih trave največje specifične
aktivnosti K-40.
Radionuklid 137
Cs je prisoten v prsti in krmi na vseh območjih zaradi jedrskih poskusov in
nesreče v Černobilu (Vogel-Mikuš, 2012). Kljub visokim specifičnim aktivnostim cezija v
jeseniški zemlji (RZK 123 Bq/kg in RZT 295 Bq/kg), znašajo njegove vrednosti v koruzi zgolj
1,22 Bq/kg in v travi 14,7 Bq/kg. Razlog za tako nizek BAF iz zemlje v poganjke je
najverjetneje s K obogatena zemlja, saj se radioaktivni cezij transportira preko K-kanalov, pri
čemer tekmuje s kalijevimi ioni za privzem v rastlino (Zhu in Smolders, 2000). Glede na
Uredbo Komisijo (ES) št. 770/90 o določitvi najvišje dovoljene ravni radioaktivne
kontaminacije krme po jedrski nesreči ali kakršni koli drugi radiološki nevarnosti so tako
specifične aktivnosti Cs-137 v vzorčevani krmi zanemarljive. Vrednosti cezija v jeseniški travi
(14,7 Bq/kg) in meţiški koruzi (1,68 Bq/kg) sicer izstopajo, a so še vedno izrazito pod
maksimalnimi dovoljenimi vrednostmi Cs-137 v krmi za teleta (2500 Bq/kg) in za odraslo
govedo (5000 Bq/kg).
Glede na rezultate lahko predvidevamo, da povečane vsebnosti radionuklidov dodatno
prispevajo k dozi sevanja, ki jo sicer govedo prejme zaradi naravnega sevanja okolja.
Radionuklidi U-238, Th-228 in Ra-226 so sevalci alfa, medtem ko sta Pb-210 in Ra-228
sevalca beta. Tako sevanje v zraku prodre le nekaj centimetrov do nekaj metrov daleč in ne
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 62
predstavlja resne nevarnosti, dokler je vir sevanja zunaj telesa. Ko pa govedo onesnaţeno
krmo zauţije in razpadajoča jedra pridejo v telo, lahko ti radionuklidi povzročijo telesnim
celicam veliko škodo. Cs-137 seva ţarke gama, ki so za ţive organizme najbolj nevarni zaradi
svoje izredne prodornosti. Ko je poškodovano zadostno število celic v tkivu, se pojavijo
poškodbe koţe, motnost in poškodba očesne leče, izguba celic kostnega mozga in poškodba
spolnih celic, ki vodi v sterilnost. Negativni učinki pa se lahko pojavijo tudi kasneje – proces
kancerogeneze (nekontrolirano razmnoţevanje poškodovanih celic) ali dedni učniki (prenos na
potomce) (Serša, 2004). Tudi 40
K je sevalec gama in je med naravnimi radionuklidi najbolj
pogost. Ker pa je njegova količina v telesu homeostatsko uravnavana, se preseţene vrednosti
po zauţitju hitro izločijo iz telesa in tako ţivali niso ogroţene.
Znano je, da je razmerje med 40
K in K fiksno (0,0117 %) (IAEA, 2003), kar smo uporabili pri
preračunavanju vrednosti 40
K v celokupno koncentracijo K, pri čemer je bila najprej potrebna
pretvorba iz Bq/kg v mg/kg. Teoretične vrednosti K (iz 40
K), smo nato primerjali z dejanskimi
koncentracijami K v prsti oz. poganjkih trave in koruznih storţih, ki smo jih izmerili z metodo
XRF. Izkazalo se je, da se v RZT vrednosti K ujemata zlasti na območju Meţice (97 %),
Škofje Loke (90 %) in RŢV (84 %) in najmanj v Jesenicah (49 %). V RZK pa sta vrednosti
kalija najbolj primerljivi v Meţici (107 %), Celju (91 %) in RŢV (85 %), medtem ko je v
Jesenicah in Škofji Loki ujemanje le 66 % in 63 %. V koruznih storţih je teoretična vrednost
K (iz 40
K) primerljiva z dejansko koncentracijo K na območju Škofje Loke (100 %), Celja
(91 %) in Jesenic (88 %), medtem ko je v RŢV ujemanje 72 % in v Meţici zgolj 53 %. V
travnih poganjkih pa sta vrednosti K skoraj povsem identični na vseh območjih – Celje
(101 %), Meţica (108 %), RŢV (110 %), Jesenice (103 %) in Škofja Loka (117 %).
5.1.3.1 Primerjava izmerjenih in povprečnih specifičnih aktivnosti radionuklidov v prsti v
Sloveniji oz. po svetu
5.1.3.1.1 U-238
Specifične aktivnosti radionuklida U-238 so najvišje v jeseniški zemlji in močno presegajo
slovenske (40 Bq/kg) in svetovne povprečne vrednosti (43,21 Bq/kg). Tudi na območju RŢV
specifične aktivnost urana presegajo tako slovenske kot svetovne povprečne vrednosti. V
Meţici in Celju so vrednosti urana primerljive s povprečnimi vrednostmi. Najniţjo specifično
aktivnost urana pa smo določili v škofjeloških tleh, kjer specifične aktivnosti ne dosegajo
povprečnih vrednosti (Priloga A1). Glede na to, da vrednosti urana zlasti v Jesenicah, zaradi
ţelezarstva in jeklarstva (ACRONI d.o.o), in v RŢV, zaradi rudarjenja uranove rude, presegajo
povprečne vrednosti, lahko pričakujemo, da bo obsevna obremenitev nekoliko večja od
povprečne, ki nastane kot posledica naravnega sevanja v tem okolju.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 63
5.1.3.1.2 K-40
Specifične aktivnosti radionuklida K-40 v RZK na območju Celja (486 Bq/kg) in Meţice
(490 Bq/kg) presegajo slovenske povprečne vrednosti (456,8 Bq/kg), medtem ko so njegove
koncentracije v RZT niţje od povprečnih vrednosti. Tudi na območju Jesenic specifična
aktivnost K-40 ne dosega slovenskih in svetovnih povprečnih vrednosti. Najvišje vrednosti K-
40 v RZT smo izmerili na območju RŢV (556 Bq/kg) in Škofje Loke (553 Bq/kg), kjer
specifične aktivnosti presegajo svetovne povprečne vrednosti (493,8 Bq/kg) (Priloga A1).
Višja koncentracija K-40 je najverjetneje posledica gnojenja kmetijskih površin s kalijevimi
umetnimi gnojili oz. NPK gnojili in uporabe fitofarmacevtskih sredstev, ki znatno povečajo
vnos kalija v zemljo.
5.1.3.1.3 Ra-226
Specifične aktivnosti radionuklida Ra-226 v rizosferni zemlji na območju Celja, Meţice, RŢV
in zlasti Jesenic presegajo slovenske in svetovne povprečne vrednosti radija v prsti. Specifične
aktivnosti 226
Ra v jeseniški RZK presegajo slovensko povprečje za 5,3-krat in v RZT za 4,7-
krat (Priloga A1). V prsti na območju Škofje Loke so specifične aktivnost radija primerljive s
slovenskimi in svetovnimi povprečnimi vrednostmi. K obremenitvi jeseniškega okolja z
radijem v največji meri prispevata ţelezarska in jeklarska dejavnost. V RŢV je glavni krivec
za onesnaţenost rudnik urana in seveda predelava uranove rude. Močna onesnaţenost tal z
radionuklidi v Meţiški dolini pa je posledica dolgotrajnega rudarjenja in taljenja Pb in Zn
rude. Na vseh onesnaţenih območjih vrednosti radija presegajo povprečne vrednosti in zato
pričakujemo, da bo obsevna obremenitev tudi zaradi tega radionuklida nekoliko večja od
povprečne.
Kljub predvidevanjem, da bodo v vzorcih iz območja RŢV prisotne največje specifične
aktivnosti različnih radionuklidov, se je izkazalo, da je odpadni material dejansko osiromašen
z uranom. To je tudi razlog, da v travi in koruzi iz neposredne bliţine odlagališča, vrednosti 238
U ali njegovih razpadnih potomcev ne izstopajo glede na ostala območja. Ker pa je uranova
ruda obogatena s torijem, posledično najdemo potomce razpadne verige 232
Th (Priloga C) tudi
v jalovini, prsti in krmi.
5.1.4 Predvidena koncentracija Cd v ledvicah in jetrih goveda
Uredba komisije (ES) o določitvi mejnih vrednosti nekaterih onesnaţil v ţivilih za učinkovito
varovanje javnega zdravja je določila maksimalno dovoljeno vrednost kadmija v ledvicah
(1 mg/kg SvS) in jetrih (0,5 mg/kg SvS) goveda (Uredba o določitvi…, 2006). Izračunane
vrednosti Cd v obeh organih izrazito presegajo maksimalno dovoljene vrednosti. V ledvicah in
jetrih je vsebnost Cd največja na območju Meţice (ledvice 13,41 mg/kg SvS; jetra 3,63 mg/kg
SvS), sledi Celje (ledvice 10,11 mg/kg SvS; jetra 2,74 mg/kg SvS), RŢV (ledvice 9,65 mg/kg
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 64
SvS; jetra 2,62 mg/kg SvS) in na koncu Jesenice (ledvice 8,77 mg/kg SvS; jetra 2,38 mg/kg
SvS). Na kontrolnem območju je bila vrednost kadmija ţe v krmi pod mejo zaznavnosti, zato
je tudi njegova prisotnost v tarčnih organih zanemarljiva. Pri govedu, ki uţiva onesnaţeno
krmo s 0,5–5,0 mg Cd/kg SS, znašajo vrednost Cd v jetrih 0,1–1,5 mg/kg SvS in v ledvicah
1,0–5,0 mg/kg SvS (Suttle, 2010). Zelo visoke izračunane vrednosti kadmija v tarčnih organih
so posledica upoštevanja ireverzibilnega prenosa kadmija v ledvice in jetra (van der Fels-
Klerx in sod., 2011). Kar pomeni, da pri izračunu nismo upoštevali nadaljnjega prenosa Cd v
meso in mleko ţivali, do česar pa seveda prihaja. Izračunane vrednosti zato podajajo le
najslabši moţni scenariji in ne realne ocene stanja. Tudi, če upoštevamo le podatke, ki jih je
navedel Suttle (2010), lahko sklepamo, da vrednosti Cd v jetrih in ledvicah vseeno presegajo
zakonsko določene maksimalne vrednosti. Za vsa ţivila s preseţenimi mejnimi vrednostmi
onesnaţil pa je določeno, da niso primera za uţivanje in ne smejo biti uporabljena kot
sestavina v drugih ţivilih.
5.1.5 Predvidena specifična aktivnost radionuklidov v mleku in govejem mesu
Na območju Jesenic izstopajo zlasti visoke teoretične specifične aktivnosti 226
Ra, 210
Pb in 137
Cs v kravjem mleku in govejem mesu. Na območju Meţice smo izračunali največje
vrednosti 238
U. V okolici RŢV izstopajo visoke specifične aktivnosti 228
Ra in 228
Th, medtem
ko so v Škofji Loki vrednosti večine radionuklidov v mleku in mesu manjše v primerjavi z
ostalimi lokacijami, prednjačijo le teoretične specifične aktivnosti 40
K.
Izračunane specifične aktivnosti 238
U, 226
Ra, 210
Pb in 228
Ra v mleku in mesu iz vseh lokacij
presegajo svetovne referenčne vrednosti teh radionuklidov. Ta razmik je zlasti opazen v
primeru 238
U v kravjem mleku na območju Meţice, kjer znaša predvidena specifična aktivnost
0,473 Bq/kg, medtem ko je svetovna vrednost le 0,001 Bq/kg. Veliko odstopanje se pojavi tudi
v primeru 226
Ra in 210
Pb v govejem mesu na območju Jesenic. Tu znašajo teoretične vrednosti
radija 0,636 Bq/kg in svinca 1,167 Bq/kg, medtem ko sta svetovni referenčni vrednosti
ocenjeni na 0,015 Bq/kg in 0,08 Bq/kg. Izrazito večja je tudi izračunana specifična aktivnost 228
Ra v govejem mesu na območju RŢV, ki znaša 0,131 Bq/kg, medtem ko je svetovna
vrednost kar 13-krat manjša in znaša zgolj 0,01 Bq/kg (Priloga Č).
Izračunane specifične aktivnosti 238
U, 226
Ra in 210
Pb v kravjem mleku lahko primerjamo z
vrednostmi, ki sta jih na območju nekdanjega rudnika urana Ţirovski vrh določila Štrok in
Smodiš (2011). V svoji raziskavi sta izmerila specifične aktivnosti radionuklidov v vzorcih
mleka, ki sta jih vzela iz različnih kmetij na območju RŢV. Glede na njune meritve znašajo
povprečne specifične aktivnosti U-238, Ra-226 in Pb-210 v kravjem mleku 0,139 Bq/kg SS,
0,094 Bq/kg SS in 0,492 Bq/kg SS. Njuna izmerjena in naša izračunana vrednost za Ra-226
sta med seboj primerljivi na območju RŢV, medtem ko so teoretične vrednosti v Meţici, Celju
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 65
in zlasti Škofji Loki občutno manjše. Izmerjena specifična aktivnost U-238 je občutno manjša
od naših izračunanih, ne glede na lokacijo. Z izmerjeno vrednostjo je še najbolj primerljiva
izračunana vrednost urana v škofjeloškem mleku (0,151 Bq/kg). Izmerjenim vrednostim Pb-
210 v mleku se še najbolj pribliţajo teoretične vrednosti svinca v Jesenicah (0,317 Bq/kg),
drugod so izračunane specifične aktivnosti občutno niţje, v Škofji Loki celo 12,3-krat.
Izračunane specifične aktivnosti radionuklidov smo primerjali tudi z izmerjenimi vrednostmi
radionuklidov v mleku iz območja Ravne pri Zdolah (naselje v Občini Krško), kjer je
vzorčevanje potekalo meseca avgusta 2010. Mleko je vsebovalo 49 Bq/kg K-40, 0,039 Bq/kg
Cs-137, 0,049 Bq/kg Pb-210 in 0,046 Bq/kg Ra-226. Izračunane specifične aktivnosti K-40 v
mleku so na vseh vzorčevanih lokacijah višje od dejanskih vrednosti iz območja Raven pri
Zdolah. Odstopanje je izrazito zlasti v škofjeloškem mleku, kjer teoretične vrednosti kalija
presegajo izmerjene za 2,6-krat. Tudi izračunane vrednosti Cs-137 na vseh lokacijah presegajo
dejanske specifične aktivnosti cezija v mleku, zlasti na območju Jesenic (0,97 Bq/kg).
Teoretične vrednosti Pb-210 škofjeloškem mleku (0,04 Bq/kg) so primerljive z izmerjenimi
vrednostmi svinca v mleku iz Raven pri Zdolah, na ostalih lokacijah pa so izračunane
vrednosti Pb-210 občutno višje. Teoretične specifične aktivnosti Ra-226 v celjskem
(0,049 Bq/kg) in meţiškem (0,050 Bq/kg) mleku so primerljive z izmerjenimi vrednostmi,
medtem ko izračunane specifične aktivnosti radija v mleku iz RŢV (0,072 Bq/kg) in Jesenic
(0,142 Bq/kg) presegajo dejanske vrednosti radija v mleku iz Raven pri Zdolah.
Izračunane specifične aktivnosti 228
Th, 40
K in 137
Cs v govejem mesu lahko primerjamo z
izmerjenimi vrednostmi radionuklidov v sveţi govedini iz Raven pri Zdolah, kjer so znašale
specifične aktivnosti Th-228 0,026 Bq/kg SvS (ali 0,11 Bq/kg SS), K-40 120 Bq/kg SvS (ali
494 Bq/kg SS) in Cs-137 0,092 Bq/kg SvS (ali 0,38 Bq/kg SS) (Vogel-Mikuš, 2012).
Teoretične vrednosti Th-228 in K-40 na vseh vzorčevanih območjih so občutno niţje od
dejanskih specifičnih aktivnosti iz Raven pri Zdolah, medtem ko izračunane vrednosti Cs-137
na območju Jesenic (4,63 Bq/kg), Meţice (1,27 Bq/kg) in RŢV (0,74 Bq/kg) močno presegajo
izmerjene vrednosti. Razlog za višje vrednosti cezija v Jesenicah in RŢV je najverjetneje v
tem, da je bilo območje severozahodne Slovenije v času černobilske nesreče bolj
kontaminirano od območja osrednje in vzhodne Slovenije (Vogel-Mikuš, 2012).
Glede na to, da so tla in krma obogatena z naravnimi in antropogenimi radionuklidi ni
presenetljivo, da tudi izračunane specifične aktivnosti radionuklidov v kravjem mleku in
govejem mesu na vseh vzorčevanih območjih presegajo svetovne referenčne vrednosti. Da bi
lahko ugotovili, koliko povečane specifične aktivnosti radioaktivnih izotopov v kravjem
mleku in govejem mesu, povečajo tudi sevalno obremenitev ljudi, ki uţivajo to hrano, bi
morali to dozo sevanja primerjati s povprečno dozo, ko jo v normalnih okoliščinah prejmejo
prebivalci zaradi vsebnosti naravnih radionuklidov v mleku in mesu.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 66
5.2 SKLEPI
Glede na rezultate analiz elementov in radionuklidov v zemlji, koruzi in travi na območju
Jesenic, Meţice, Celja, RŢV in Škofje Loke smo prišli do naslednjih sklepov:
• Koncentracije skoraj vseh esencialnih elementov v zemlji na vseh območjih razen Škofje
Loke presegajo MV. Na območju Meţice in Celja so za cink preseţene celo KV.
• Koncentracije potencialno strupenih elementov (Cr, Pb, Cd) v prsti na območju Jesenic,
Meţice, Celja in RŢV presegajo OV. Le vrednosti Pb v okolici RŢV ne presegajo MV,
temveč le mediane vrednosti Pb v Sloveniji. Kritične vrednosti za Pb in Cd so preseţne v
meţiški zemlji in za Cr v okolici RŢV, vendar le v RZT. V Škofji Loki sta vrednosti Cr in
Cd pod mejo zaznavnosti, medtem ko koncentracije Pb presegajo mediane vrednosti v
Sloveniji.
• Glede na to, da so na območju Meţice, Celja in RŢV preseţene KV vsaj ene kovine (Zn,
Pb, Cd, Cr), takšna tla – zaradi škodljivih učinkov ali vplivov na človeka in okolje – niso
primerna za pridelavo rastlin, ki se uporabljajo za krmljenje goveda in prehrano ljudi. V
jeseniških tleh pa so preseţene OV za skoraj vse elemente (Zn, Cr, Pb, Cd, Cu) z izjemo
Mo v obeh zemljah in Ni v RZK. To pomeni, da bi se pri rabi teh tal lahko pojavile
negativne posledice.
• Specifične aktivnosti radionuklida U-238 v zemlji na območju Jesenic in RŢV presegajo
slovenske in svetovne povprečne vrednosti, medtem ko so njegove vrednosti na ostalih
območjih primerljive s povprečnimi vrednostmi. Specifične aktivnosti radionuklida Ra-
226 v zemlji na vseh območjih, zlasti v Jesenicah, presegajo slovenske povprečne
vrednosti. Specifične aktivnosti radionuklida K-40 v RZK na območju Celja in Meţice
presegajo slovenske povprečne vrednosti, medtem ko specifične aktivnosti kalija v zemlji
na območju RŢV in Škofje Loke presegajo svetovne povprečne vrednosti. Na območju
Jesenic je specifična aktivnost K-40 izrazito manjša od slovenskih in svetovnih povprečnih
vrednosti.
• Koncentracije skoraj vseh esencialnih elementov v krmi na vzorčevanih območjih
presegajo PV. Vrednosti Mo v travi na vseh lokacijah z izjemo Škofje Loke presegajo celo
MDK, zaradi česar obstaja nevarnost, da se pri govedu razvije bolezen molibdenoza. V
okolici RŢV znašajo koncentracije Fe v travi kar 1668 mg/kg, medtem ko govedo
načeloma dobro prenaša do 1000 mg/kg sušine. Ker prevelike količine Fe zmanjšajo
uţivanje krme in prirejo mleka pri kravah, to pričakujemo tudi pri govedu, ki je daljše
obdobje krmljeno z onesnaţeno krmno travo.
• Koncentracije Cd v travi na območju Jesenic, Meţice, Celja in RŢV presegajo zakonsko
določene MDV. Če koncentracija vsaj ene strupene kovine v krmi presega maksimalne
dovoljene vsebnosti, krmljenje goveda s to krmo predstavlja nevarnost za njihovo zdravje
oz. negativno vpliva na proizvodnjo rejnih ţivali. Vrednosti Cd v travi (zlasti na območju
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 67
Meţice in Celja) so tako visoke, da bi ob dolgotrajnem uţivanju te krme pri govedu prišlo
do vsesplošnega upad zmogljivosti.
• Predvidene koncentracije Cd v jetrih in ledvicah triletnega goveda presegajo zakonsko
določene maksimalne vrednosti, zaradi česar ti organi niso primeri za uţivanje.
• Na območju RŢV, Meţice in Jesenic so specifične aktivnosti večine radionuklidov v
krmni travi in koruzi večje kot v kontrolni lokaciji (Škofja Loka). Večina naravnih
radionuklidov je sevalcev alfa ali beta, medtem ko sta K-40 in Cs-137 tudi sevalca gama.
Sevanje alfa in beta zaradi relativno slabe prodornosti za ţiva bitja ni nevarno, dokler je vir
sevanja zunaj telesa. Z uţivanjem krme, ki je obogatena z naravnimi in antropogenimi
radionuklidi, pa se negativni učinki na zdravje goveda lahko izrazijo. Ţarki gama so za
ţive organizme najbolj nevarni zaradi svoje izredne prodornosti. Z izpostavljenostjo
sevanju 137
Cs se povečuje moţnost za nastanek raka. Da bi ugotovili, kakšen je dejanski
doprinos povečanih količin radioaktivnih izotopov k dozi sevanja in kakšen bo končni
učinek na zdravje goveda, bi bilo potrebno z raziskavami sistematsko nadaljevati.
• Izračunane specifične aktivnosti 238
U, 226
Ra, 210
Pb in 228
Ra presegajo svetovne referenčne
vrednosti teh radionuklidov v kravjem mleku in govejem mesu.
• Da bi lahko potrdili ali povečane specifične aktivnosti izmerjenih radionuklidov v kravjem
mleku in govejem mesu, dejansko pripomorejo k sevalni obremenitvi konzumerjev, bi bilo
potrebno primerjati to dozo sevanja s povprečno dozo, ki jo v normalnih okoliščinah zaradi
vsebnosti naravno prisotnih radionuklidov v mleku in mesu prejmejo prebivalci.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 68
6 POVZETEK
Prisotnost potencialno strupenih kovin v zraku, zemlji in vodi ter njihovo vključevanje v
prehranjevalno verigo, lahko ogrozi vse organizme. Ţe nizke koncentracije potencialno
strupenih kovin škodljivo učinkujejo na ţivali in človeka, saj nimajo razvitega učinkovitega
mehanizma za njihovo odstranitev iz telesa. Nekatere kovine kot so Fe, Cu, Mn, Zn in Cr so v
sledovih esencialne za rastline, ţivali in ljudi, medtem ko Cd in Pb nimata znanih bioloških
vlog in sta za organizme strupena.
Naravni viri sevanja izvirajo iz radioaktivnih izotopov, ki so se sintetizirali med nastankom
sončnega sistema in zaradi svojih dolgih razpolovnih časov obstajajo še danes. Razvoj jedrske
energije pa je povzročil nastanek umetnih radioaktivnih izotopov kot so 129
I, 137
Cs, 241
Am, ki
so še posebej pomembni za okolje zaradi svoje številčnosti, mobilnosti in strupenosti.
Radionuklidi tako naravnega kot antropogenega izvora, v okolju kroţijo in zlahka postanejo
del prehranjevalne verige. Ţivali in ljudje z uţivanjem teh rastlin oz. poljščin, pitjem vode in
dihanjem zraka prenesejo radionuklide v telo. Pri potovanju skozi snov, nestabilni izotopi
oddajajo svojo energijo, pri čemer so povzročeni učinki odvisni od vrste in energije sevanja,
dolţine izpostavljenosti, oddaljenosti od vira itd.
V sklopu raziskave, ki je potekala na Inštitutu Joţef Stefan na odseku F2 smo v Laboratoriju
za rentgentsko spektrometrsko analizo izmerili koncentracije elementov in v Laboratoriju za
radiološke merilne sisteme in meritve radioaktivnosti specifične aktivnosti radionuklidov v
vzorcih zemlje, krmne trave in koruze. Vzorčevanje je potekalo na petih lokacijah: Meţica,
Celje, Jesenice, RŢV in Škofja Loka. Prve štiri lokacije smo si izbrali zaradi izrazite
industrijske dejavnosti oz. rudarjenja in predelave rude, medtem ko je bila Škofja Loka
izbrana kot kontrolno območje.
Na vsakem območju smo nabrali od 3 do 5 vzorcev koruze in RZK in od 2 do 7 vzorcev trave
in RZT. Rastlinski material in zemljo smo najprej štiri dni sušili na 45°C v sušilni omari in
nato vse vzorce uprašili v fin prah. Material smo s pomočjo hidravlične stiskalnice stisnili v
tablete, katere smo pomerili z rentgenskim fluorescenčnim spektrometrom (XRF) in na ta
način izmerili koncentracije elementov v vzorcih. Z XRF smo v vzorcih zemlje in korenin
določili tudi koncentracije Cd, medtem ko smo vrednosti Cd v poganjkih trave in koruzi
določili z plamenskim atomskim absorpcijskim spektrofotometrom (PAAS), pri čemer je bilo
potrebno vzorce predhodno razklopiti s 65 % HNO3 v MARSXpress mikrovalovki (CEM). Z
uprašeno zemljo in rastlinskim materialom smo napolnili cilindrične posode premera 90 cm,
jih hermetično zaprli in s pomočjo visokoločljivostne spektrometrije gama (VLG) v vzorcih
izmerili specifične aktivnosti prisotnih radionuklidov.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 69
Glede na slovensko zakonodajo so tla na območju Jesenic, Meţice, Celja in RŢV onesnaţena s
potencialno strupenimi kovinami, saj vrednosti Cr, Pb in Cd v večini vzorcev zemlje presegajo
najmanj OV. Glede na to, da najdemo na vseh območjih razen Škofje loke preseţene KV in
OV vsaj enega onesnaţila (Zn, Pb, Cd, Cr), takšna onesnaţena tla niso primerna za pridelavo
rastlin, ki so namenjene pridelavi hrane, saj bi se ob dolgotrajni rabi lahko pojavili škodljivi
učinki na zdravje ţivali in ljudi. Tudi v krmi (trava in koruza) na vseh onesnaţenih območij
vrednosti mnogih elementov presegajo PV in celo MDK oz. MDV, zaradi česar lahko
krmljenje s tako krmo negativno učinkuje na zdravje goveda. Koncentracije Mo v krmi so celo
tako visoke, da bi se pri govedu lahko pojavila bolezen molibdenoza. Tudi v okolici RŢV
koncentracije Fe v travi presegajo MDK in znašajo 1668 mg/kg, medtem ko govedo načeloma
dobro prenaša do 1000 mg/kg sušine. Ker prevelike količine Fe zmanjšajo uţivanje krme in
prirejo mleka pri kravah, to pričakujemo tudi pri govedu, ki je daljše obdobje krmljeno z
onesnaţeno krmno travo. Kljub visokim koncentracijam Pb v tleh, pa so njegove vrednosti v
krmi pod mejo zaznavnosti in do zastrupitve goveda ne bo prišlo. Po drugi strani pa so
vrednosti Cd v krmni travi iz območja Meţice in Celja tako visoke, da bi pri govedu lahko
prišlo do vsesplošnega upada zmogljivosti.
Izračunane vrednosti Cd v jetrih in ledvicah triletnega goveda izrazito presegajo zakonsko
določene maksimalno dovoljene vrednosti, zaradi česar ti organi niso primerni za uţivanje.
Ker pri izračunu nismo upoštevali nadaljnjega prenosa Cd iz teh dveh tarčnih organov v meso
in mleko ţivali, podajajo izračunane vrednosti le najslabši moţni scenariji.
Specifične aktivnosti U-238, Ra-226 in K-40 v zemlji skoraj na vseh vzorčevanih območjih
presegajo slovenske ali svetovne povprečne vrednosti. Le vrednosti U-238 v celjski RZK in
škofjeloški zemlji in vrednosti K-40 v celjski in meţiški RZT ter v jeseniški zemlji ne
dosegajo povprečnih vrednosti urana oz. kalija v Sloveniji.
Glede na to, da so specifične aktivnosti večine radionuklidov v krmi na onesnaţenih območjih
višje kot v Škofji Loki, ki smo jo izbrali kot kontrolno lokacijo, lahko predvidevamo, da ti
radionuklidi dodatno prispevajo k dozi sevanja, ki jo sicer telo goveda prejme zaradi
naravnega sevanja okolja. Da bi ugotovili, kakšne bi bile dolgotrajne posledice povečanih
količin radioaktivnih izotopov v krmi na govedo, bi bilo potrebno z raziskavami sistematsko
nadaljevati.
Ker je ţe sama krma obogatena z naravnimi in antropogenimi radionuklidi ni presenetljivo, da
tudi izračunane specifične aktivnosti radionuklidov v kravjem mleku in govejem mesu na vseh
vzorčevanih območjih presegajo svetovne referenčne vrednosti. Da bi lahko ugotovili, za
koliko procentov se posledično poveča tudi obsevna obremenitev konzumerjev, bi morali
povečano dozo primerjati s povprečno dozo, ko jo v normalnih okoliščinah prejmejo
prebivalci zaradi vsebnosti naravnih radionuklidov v mleku in mesu.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 70
7 LITERATURA
Abdelouas A. 2006. Uranium mill tailings: geochemistry, mineralogy, and environmental
impact. Elements, 2, 6: 335-341.
Abundance of elements in Earth's crust. 2013. Wikipedia, the free encyclopedia (21. avg.
2013)
http://en.wikipedia.org/wiki/Abundance_of_elements_in_Earth's_crust (12. sept. 2013)
Adriano D. C. 2001. Trace elements in terrestrial environments: Biogeochemistry,
bioavailability, and risks of metals. 2nd
Edition. Springer-Verlag: 867 str.
Ahmad M. S. A., Ashraf M., Tabassam Q., Hussain M., Firdous H. 2011. Lead (Pb)-induced
regulation of growth, photosynthesis and mineral nutrition in maize (Zea mays L.) plants at
early growth stages. Biological trace element research, 144, 1-3: 1229-1239
Alonso M. L., Benedito J. L., Miranda M., Castillo C., Hernández J., Shore R. F. 2002.
Interactions between toxic and essential trace metals in cattle from a region with low levels of
pollution. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 42, 2: 165-172
ARSO (Agencija Republike Slovenije za okolje). 2002. Poročilo o stanju okolja:
Radioaktivnost v okolju.
http://www.arso.gov.si/varstvo%20okolja/poro%C4%8Dila/poro%C4%8Dila%20o%20stanju
%20okolja%20v%20Sloveniji/radioaktivnost.pdf (4. mar. 2012)
Bajţelj U. 2001. Okolju prijazno zapiranje rudnikov – slovenske izkušnje. RMZ - Materials
and geoenvironment, 48, 2: 261-280
Barker A. V., Pilbeam D. J. 2006. Handbook of plant nutrition. Boca Raton, Florida, CRC
press: 613 str.
Bloom A. J. 2002. Mineral nutrition. V: Plant physiology. Taiz L., Zeiger E. (eds.), 3rd
Edition. Sinauer Associates, Sunderland, MA: 68-84
Budkovič T., Gosar M., Šajn R. 2003. Vpliv delujočih in opuščenih rudnikov kovin in
topilniških obratov na okolje v Sloveniji. Geologija, 46, 1: 135-140
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 71
CCCF (Codex Committee on Contaminants in Foods Codex Alimentarius Commission). 2012
CF/6 INF/1. Report of the sixth session of the Codex committee on contaminants in foods.
Maastricht, The Netherlands, 26 - 30 March 2012. Working document for information and use
in discussions related to contaminants and toxins in the GSCTFF.
ftp://ftp.fao.org/codex/meetings/cccf/cccf6/cf06_INFe.pdf (13. mar. 2013)
Chaney R. L. 1993. Zinc phytotoxicity. V:. Zinc in soil and plants. Robson A. D. (ed).
Dordrecht, Netherlands, Kluwer Academic Publishers: 135-150
Cui Y. J., Zhu Y. G., Zhai R. H., Chen D. Y., Huang Y. Z., Qiu Y., Ling J. Z. 2004. Transfer
of metals from soil to vegetables in an area near a smelter in Nanning, China. Environment
International, 30: 785-791
Črv B. 2011. Tehnološka navodila: Prehrana govedi na ekoloških kmetijah. Ljubljana,
Kmetijsko gozdarska zbornica Slovenije: 15 str.
Dietz K-J., Baier M., Krämer U. 1999. Free radicals and reactive oxygen species as mediators
of heavy metal toxicity in plants. V: Heavy metal stress in plants: from molecules to
ecosystems. Prasad M. N. V., Hagemeyer J. (eds.). Heidelberg, Berlin, Springer: 73-97
Druţina B., Perc A. 2007. Sites in the Republic of Slovenia polluted by heavy metals: strategy
and actions planned in the area. In Proceedings of the Annual International Conference on
Soils, Sediments, Water and Energy, 12, 1: 12
Eick M. J., Peak J. D., Brady P. V., Pesek J. D. 1999. Kinetics of lead adsorption/desorption
on goethite: Residence time effect. Soil Science, 164: 28-39
Eisenbud M., Gesell T. F. 1997. Environmental Radioactivity from Natural, Industrial &
Military Sources: From Natural, Industrial and Military Sources. 4th
Edition. Academic press:
656 str.
EPA Facts About Cesium-137. 2002. US Environmental Protection Agency (jul. 2002)
http://www.epa.gov/superfund/health/contaminants/radiation/pdfs/cesium.pdf (23. apr. 2013)
Finţgar N., Leštan D. 2008. Ocena dostopnosti teţkih kovin iz onesnaţenih tal Meţiške
doline. Acta agriculturae Slovenica, 91, 1: 157-166
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 72
Flame photometry. 2010 (4. mar. 2010)
http://vedyadhara.ignou.ac.in/wiki/images/d/db/Unit_7_Flame_Photometry.pdf
(23. apr. 2013)
Franz E., Romkens P., van Raamsdonk L., van der Fels-Klerx I. 2008. A chain modeling
approach to estimate the impact of soil cadmium pollution on human dietary exposure. Journal
of Food Protection®, 71, 12: 2504-2513
Gamma-ray detection system. 2010. Cyprus, University of Cyprus, Nuclear Physics
Laboratory (22. dec. 2010)
http://www-np.ucy.ac.cy/radio_isotopes/wwwen/gamma/gamma_setup.html (23. apr. 2013)
Gangl A. E. 1997. Ocena sistema za rentgensko fluorescenčno analizo. Diplomsko delo.
Ljubljana, Univerza v Ljubljani, Fakulteta za kemijo in kemijsko tehnologijo: 4-6
Glavič - Cindro D. 2012. Visokoločljivostna spektrometrija gama v laboratoriju (LMR-DN-
10): interno navodilo. 12th
Edition. Ljubljana, IJS.
Google maps. 2013.
https://maps.google.com/maps/empw?url=https:%2F%2Fmaps.google.com%2Fmaps%2Fms
%3Fmsa%3D0%26msid%3D210282640697839395988.0004d6152ae97e959f243%26ie%3D
UTF8%26ll%3D46.015083,14.5504%26spn%3D1.059273,1.504531%26t%3Dh%26vpsrc%3
D6%26output%3Dembed&hl=sl (19. feb. 2013)
Gospodarstvo. 2012. Občina Meţica
http://www.mezica.si/index.php/o-kraju/gospodarstvo (13. maj. 2013)
Hooft W. F. van. 1995. Risico's voor de volksgezondheid als gevolg van blootstelling van
runderen aan sporenelementen bij beweiding. RIVM Rapport 693810001
Hoskin W., Bird G., Stanley T. 2000. Mining – facts, figures and environment. Industry and
environment, 23: 4-8.
Hu Q-H, Weng J-Q, Wang J-S. 2010. Sources of anthropogenic radionuclides in the
environment: a review. Journal of environmental radioactivity, 101, 6: 426-437
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 73
Humphrey G., Whitlock R., Churchhill D. X-Ray Fluorescence Spectroscopy - The Next
Generation of Wear Debris Analysis
http://www.machinerylubrication.com/Read/86/x-ray-fluorescence-spectroscopy
(6. apr. 2013)
IAEA (International Atomic Energy Agency). 1994. Handbook of Parameter Values for the
Prediction of Radionuclide Transfer in Temperate Environments. IAEA-TRS-364, Vienna,
IAEA: 73 str.
IAEA (International Atomic Energy Agency). 2001. Generic Models for Use in Assessing the
Impact of Discharges of Radioactive Substances to the Environment. Safety reports series No.
19, Vienna, IAEA: 216 str.
IAEA (International Atomic Energy Agency). 2003. Guidelines for radioelement mapping
using gamma ray spectrometry data. IAEA-TECDOC-1363. Vienna, IAEA: 173 str.
IAEA (International Atomic Energy Agency). 2004. The Long term Stabilisation of Uranium
Mill Tailings: Final report of a coordinated research project, 2000–2004. IAEA-TECDOC-
1403. Vienna, IAEA: 311 str.
IAEA (International Atomic Energy Agency). 2010. Handbook of Parameter Values for the
Prediction of Radionuclide Transfer in Terrestrial and Freshwater Environments. IAEA-TRS-
472, Vienna, IAEA: 194 str.
Iyaka A. Y. 2011. Nickel in soils: A review of its distribution and impacts. Scientific Research
and Essays, 6, 33: 6774-6777
Jackson A. P., Alloway B. J. 1992. The transfer of cadmium from agricultural soils to the
human food chain. V: Biogeochemistry of Trace Metals. Adriano D. C. (ed.). Boca Raton,
Florida, USA, CRC Press: 109-158
Jarvis M. D., Leung D. W. M. 2002. Chelated lead transport in Pinus radiata: an ultrastructural
study. Environmental and experimental Botany, 48, 1: 21-32
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1992. Trace elements in soils and plants. 2nd
Edition. Boca
Raton, Florida, CRC Press: 365 str.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 74
Keepax R. E., Lesley N.M., Livens F.R. 1999. Speciation of Heavy Metals and Radioisotopes.
Environmental and ecological chemistry, Vol. II, ©Encyclopedia of Life Support Systems
(EOLSS)
http://www.eolss.net/Sample-Chapters/C06/E6-13-03-05.pdf (23. apr. 2013)
Kegel L. 2011. Vrste in lastnosti sevanja radioaktivnih snovi. Posavski obzornik, 15, 2: 9
Koţelj M., Erman R., Istenič R., Černilogar Radeţ M. 2006. Delo z viri sevanj. 1st Edition.
Ljubljana, Ministrstvo za okolje in prostor, Uprava RS za jedrsko varnost: 96 str.
Krajnčič B. 2008. Fiziologija rastlin. Maribor. Fakulteta za kmetijstvo in biosistemske vede:
88-220 str.
Kriţman M., Byrne A. R., Benedik L. 1995. Distribution of 230
Th in milling wastes from the
Ţirovski vrh uranium mine (Slovenia), and its radioecological implications. Journal of
environmental radioactivity, 26, 3: 223-235
Kump P. 1988. QAES instruction manual. Ljubljana, IJS
Kump P., Nečemer M., Rupnik P. 2005. Development of the quantification procedures for in
situ XRF analysis. V: In situ applications of X-ray fluorescence techniques: Final report of a
coordinated research project 2000–2003, Vienna, IAEA: 217-229
Lane S. D., Martin E. S. 1977. A histochemical investigation of lead uptake in Raphanus
sativus. New Phytologist, 79, 2: 281-286
Lapajne S., Babič M., Vončina E., Štajnbaher D., Cencič-Kodba Z., Rep P. 1999. Meritve
onesnaţenosti tal in rastlin na območju KS Slovenski Javornik in Koroška Bela. Končno
poročilo: 28 str.
Lobnik F., Medved M., Lapajne S., Brumen S., Ţerjal E., Vončina E., Štajnbaher D., Labovič
A. 1989. Tematska karta onesnaţenosti zemljišč celjske občine: študija. Ljubljana, BF,
VTOZD za agronomijo, Univerza v Ljubljani, Kemijski inštitut Boris Kidrič: 159 str.
Lobnik F., Zupan M., Grčman H. 2010. Onesnaţenost tal in rastlin v Celjski kotlini. V:
Onesnaţenost okolja in naravni viri, kot omejitveni dejavnik razvoja v Sloveniji – modelni
pristop za degradirana območja. Zbornik 1. konference. Ribarič Lasnik C., Lakota M. (eds.).
Celje, Inštitut za okolje in prostor Celje: 14-22
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 75
Lottermoser B. G. 2010. Mine wastes: characterization, treatment and environmental impacts.
Berlin, Springer: 277 str.
Małkowski E., Kita A., Galas W., Karcz W., Kuperberg M. 2002. Lead distribution in corn
seedling (Zea mays L.) and its effect on growth and the concentrations of potassium and
calcium. Plant Growth Regulation, 37, 1: 69-76
Marschner H. 1995. Mineral nutrition of higher plants. 2nd
Edition, London, UK, Academic
Press: 889 str.
McLaughlin M. J., Parker D. R., Clarke J. M. 1999. Metals and micronutrients–food safety
issues. Field crops research, 60, 1: 143-163
Mele I. 2003. Dolgo zapiranje Rudnika urana Ţirovski vrh. Posavski obzornik, 7, 70: 27
Morrison S. J., Spangler R. R. 1992. Extraction of uranium and molybdenum from aqueous
solutions: A survey of industrial materials for use in chemical barriers for uranium mill
tailings remediation. Environmental science & technology, 26. 10: 1922-1931
Nečemer M. 1995. Optimizacija rentgenske fluorescenčne spektrometrije s totalnim odbojem
za analizo sledov elementov. Doktorska disertacija. Ljubljana, Univerza v Ljubljani, Fakulteta
za kemijo in kemijsko tehnologijo: 4 str.
Nečemer M., Kump P., Ščančar J., Jaćimović R., Simčič J., Pelicon P., Budnar M., Jeran Z.,
Pongrac P., Regvar M., Vogel-Mikuš K. 2008. Application of X-ray fluorescence analytical
techniques in phytoremediation and plant biology studies. Spectrochimica Acta Part B:
Atomic Spectroscopy, 63, 11: 1240-1247
Niess D. H. 1999. Microbial heavy-metal resistance. Applied microbiology and
biotechnology, 51, 6: 730-750
O podjetju. 2013. Cinkarna, Metalurško-kemična Industrija Celje, d.d.
http://www.cinkarna.si/si/o-podjetju (11. jun. 2013)
Odlagališče hidrometalurške jalovine Boršt. 2010. Rudnik Ţirovski Vrh.
http://www.rudnik-zv.si/odlagalisca-jalovice-borst (25. jan. 2013)
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 76
Odlagališče rudarske jalovine Jazbec. 2010. Rudnik Ţirovski Vrh.
http://www.rudnik-zv.si/odlagalisca-jalovine-jazbec (25. jan. 2013)
Okoljsko poročilo v postopku priprave OPN Škofja Loka. 2010. Geath d.o.o: 236 str.
Orešnik A. 2008. Vodenje prehrane krav molznic. Kmečki glas, 63, 3: 8-9
Page A. L., Bingham F.T., Chang A.C. 1981. Cadmium. V: Effect of Heavy Metal Pollution
on Plants. Vol. 1: Effects of Trace Metals on Plant Function. Lepp N. W. (ed.). London,
Applied Science Publishers: 77-109
Peralta-Videa J. R., Lopez M. L., Narayan M., Saupe G., Gardea-Torresdey J. 2009. The
biochemistry of environmental heavy metal uptake by plants: implications for the food chain.
The International Journal of Biochemistry & Cell Biology, 41, 8: 1665-1677
Pirman T., Kermauner A., Orešnik A. 2007. Z načrtnim spremljanjem in prilagajanjem
prehrane krav molznic lahko izboljšamo proizvodne rezultate. V: Znanstveni referati ZED. 16.
Mednarodno znanstveno posvetovanje o prehrani domačih ţivali Zadravčevi-Erjavčevi dnevi,
Radenci, 8-9 nov. 2007. Kmetijsko gozdarski zavod Murska Sobota: 10 str.
Pravilnik o pogojih za zagotavljanje varnosti krme. Ur. l. RS št: 101/06: 10405-10416
Radionuclides in the Ecosystem. 2012. U.S. Environmental Protection Agency (EPA) (14.
dec. 2012)
http://www.epa.gov/radtown/ecosystem.html (28. apr. 2013)
Reguigui N. 2006. Gamma Ray Spectrometry - Practical Information. National Center for
Nuclear Sciences and Technologies
http://www.cnstn.rnrt.tn/afra-ict/NAT/gamma/html/Gamma%20Spec%20V1.pdf (28. sept.
2013)
Reinds, G. J.; Groenenberg, J. E.; de Vries, W. 2006. Critical Loads of Copper, Nickel, Zinc,
Arsenic, Chromium and Selenium for Terrestrial Ecosystems at a European Scale: A
Preliminary Assessment. Alterra: 46 str.
Reis L. S. L., Pardo P. E., Camargos A. S., Oba E. 2010. Mineral element and heavy metal
poisoning in animals. J Med Med Sci, 1,12: 560-579
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 77
Ribarič Lasnik C., Erţen I., Pokorny B., Zaluberšek M., Kugonič N., Mavsar R., Šešerko M.,
Al Sayegh Petkovšek S. 2002. Primerjalna študija onesnaţenosti okolja v zgornji Meţiški
dolini med stanji v letih 1989 in 2001: končno poročilo. ERICo Velenje, Inštitut za ekološke
raziskave: 32 str.
Serša G. 2004. Biološki učinki ionizirajočega sevanja. Ljubljana, ZVD-Zavod za varstvo pri
delu: 56 str.
Siegel F. R. 2002. Environmental Geochemistry of Potentially Toxic Metals. Berlin,
Hiedelberg, Springer-Verlag: 218 str.
Slovar izrazov s področja RAO. Agencija za radioaktivne odpadke (ARAO).
http://www.arao.si/vprasanja-in-odgovori/slovar-izrazov-s-podrocja-rao (22. apr. 2013)
Stele A. 2012. Letna prireja in uporaba mleka na kmetijskih gospodarstvih, Slovenija, 2011 -
končni podatki. Statistični urad Republike Slovenije (30. avg. 2012)
http://www.stat.si/novica_prikazi.aspx?id=4914 (29. avg. 2013)
Stergar A.V. 2001. Sanacijski ekološki program Inexe Štore (Eco-logical sanation programme
of Inexa Štore steelworks). Inexa Štore (in Slovene)
Suruchi in Pankaj Khanna. 2011. Assessment of heavy metal contamination in different
vegetables grown in and around urban areas. Research Journal of Environmental
Toxicology, 5: 162-179
Suttle N. F. 2010. Mineral Nutrition of Livestock. 4th
Edition. CABI International,
Wallingford, UK: 579 str.
Šajn R. 2002. Vplivi rudarjenja in metalurške dejvnosti na kemično sestavo tal in podstrešnega
prahu v Meţiški dolini. Geologija, 45, 2: 547-552
Šajn R. 2003. Distribution of chemical elements in attic dust and soil as reflection of lithology
and anthropogenic influence in Slovenia. V: Journal de Physique IV (Proceedings). Les Ulis,
107: 1173-1176.
Šajn R., Gosar M. 2004. Pregled nekaterih onesnaţenih lokacij zaradi nekdanjega rudarjenja in
metalurških dejavnosti v Sloveniji. Geologija, 47, 2: 249-258
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 78
Štrok M., Smodiš B. 2011. Natural radionuclides in milk from the vicinity of a former
uranium mine. Nuclear Engineering and Design, 241, 4: 1277-1281
UNSCEAR (United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation). 2000.
Report to the General Assembly, with scientific annexes: Annex B: Exposures from natural
radiation sources, United Nations, New York: 84-156
UNSCEAR (United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation). 2008.
Report to the General Assembly, with scientific annexes: Annex B: Sources and effects of
ionizing radiation, United Nations, New York: 223-463
Urbanč M. 2012. Spektrometrija gama. Seminar pri predmetu Moderna fizika. Ljubljana,
Univerza v Ljubljani, Fakulteta za matematiko in fiziko: 14 str.
Uredba o mejnih, opozorilnih in kritičnih imisijskih vrednostih nevarnih snovi v tleh. Ur.l. RS,
št. 68/96
Uredba Komisije (ES) št. 1881/2006 o določitvi mejnih vrednosti nekaterih onesnaţeval v
ţivilih. Uradni list Evropske unije, 364: 5–24
Uredba Komisije (ES) št. 770/90 o določitvi najvišje dovoljene ravni radioaktivne
kontaminacije krme po jedrski nesreči ali kakršni koli drugi radiološki nevarnosti. Uradni list
Evropske unije, 83: 379–380
van den Brink N. W., Lammertsma D. R., Dimmers W. J., Boerwinkel M. C. 2011. Cadmium
accumulation in small mammals: species traits, soil properties, and spatial habitat use.
Environmental science & technology, 45, 17: 7497-7502
van der Fels-Klerx I., Römkens P., Franz E., van Raamsdonk L. 2011. Modeling cadmium in
the feed chain and cattle organs. Biotechnology, Agronomy, Society and Environment, 15: 53-
59
Verbič J. 1999. Kakovost voluminozne krme v Sloveniji. Sodobno kmetijstvo, 32, 12: 567-582
Vogel-Mikuš K. 2012. Vnos radionuklidov v prehrambeno verigo. V: Primerjava imisijskih
meritev radioaktivnosti v okolici NEK in po Sloveniji. Zorko B., Glavič-Cindro D. (eds.).
Ljubljana, Institut Joţef Stefan: 87-102
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. 79
Waalkes M, Liu J. 2009. Metallothionein in Inorganic Carcinogenesis, V: Metal Ions in Life
Science. Sigel A., Sigel H., Sigel R.K.O. (eds.). Cambridge, Royal Society of Chemistry: 399-
412
X-Ray Fluorescence. 2009. UK, Oxford, Oxford Labs, Oxford X-ray Fluorescence
http://oxford-labs.com/x-ray-fluorescence/the-basic-process/ (6. apr. 2013)
Zagorc B., Volk T., Pintar M., Moljk B. 2012. Poročilo o stanju kmetijstva, ţivilstva,
gozdarstva in ribištva v letu 2011: Pregled po kmetijskih trgih. Ljubljana, Kmetijski inštitut
Slovenije
Zgodovina. 2010. Rudnik Ţirovski Vrh.
http://www.rudnik-zv.si/zgodovina/ (25. jan. 2013)
Zgodovina Cinkarne. 2013. Cinkarna, Metalurško-kemična Industrija Celje, d.d.
http://www.cinkarna.si/si/o-podjetju/zgodovina (11. jun. 2013)
Zhanyuan L., Yingbiao Z., Zai-lan W., Yupeng H., Ge H., Camada E., Yiping Y. 2012.
Absorption and Accumulation of Heavy Metal Pollutants in Roadside Soil-Plant Systems – A
Case Study for Western Inner Mongolia. V: Novel Approaches and Their Applications in Risk
Assessment. Luo Y. (Ed.). InTech: 157-164
Zhu Y. G., Smolders E. 2000. Plant uptake and radiocaesium: a review of mechanisms,
regulation and application. Journal of experimental Botany, 51. 351: 1635-1645
Zhuang P., McBride M. B., Xia H., Li N., Li Z. 2009. Health risk from heavy metals via
consumption of food crops in the vicinity of Dabaoshan mine, South China. Science of the
Total Environment, 407: 1551-1561
Zorko B., Glavič - Cindro D., Stibilj V., Omahen G., Vodenik B., Giacommelli M., Trkov Z.,
Peršin L., Nečemer M., Fajfar H. 2010. Radioaktivna kontaminacija vzorcev krme v Sloveniji.
Ljubljana, IJS.
Ţgajnar J. 1990. Prehrana in krmljenje goved. Ljubljana, Kmečki glas: 564 str.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
ZAHVALA
Lepo se zahvaljujem mentorici doc. dr. Katarini Vogel-Mikuš in somentorju dr. Benjaminu
Zorku za idejo, strokovno pomoč in vodenje pri nastajanju diplomske naloge.
Hvala recenzentki prof. dr. Marjani Regvar.
Zahvala gre tudi dr. Marijanu Nečemru za izvedbo meritev koncentracij elementov z XRF
metodo in vse nasvete.
Dragi starši in brat, hvala ker ste me spodbujali od začetka pa do konca študija in potrpeţljivo
čakali na zagovor diplome.
Petri in Diani bi se lepo zahvalila za pomoč pri pripravi vzorcev in marsikateri koristen
predlog. Hvala lepa tudi tebi Ivana za pomoč pri urejanju diplomske naloge.
Hvala tudi vsem ostalim, ki ste mi na kakršen koli način priskočili na pomoč.
Posebna zahvala pa gre tebi Mitja za vlivanje poguma, podporo in veliko mero razumevanja.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
PRILOGE
PRILOGA A1: Povprečne vrednosti koncentracij elementov [mg/kg SS] in specifičnih
aktivnosti radionuklidov [Bq/kg SS] s pripadajočimi standardnimi napakami v prsti
Preglednica: Primerjava zakonsko določenih mejnih (MV), opozorilnih (OV), kritičnih (KV) imisijskih
vrednosti kovin in medianih vrednosti teţkih kovin v Sloveniji (MPS) [mg/kg SS] v tleh z izmerjenimi
vrednostmi kovin [mg/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K) in trave (T). Primerjava izmerjenih in povprečnih
slovenskih oz. svetovnih vrednosti U-238, Ra-226 in K-40 [Bq/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K) in trave (T).
Izmerjene vrednosti, ki presegajo zakonsko določene vrednosti oz. povprečne slovenske oz. svetovne vrednosti,
so obarvane z značilno barvo (glej legendo).
ZEMLJA CELJE MEŢICA ŢIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
ELEM./ Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap.
IZOTOP
K (K) 17360 771,8 14920 1351,8 22780 2274,5 13676,7 3706 19700 1628,9
K (T) 19260 835,8 15318 2650,2 21525,7 2474,2 16250 950 19833,3 1462,1
Ca (K) 8782 1453,9 49500 9052,3 21938 8593,3 85400 19506,9 6766,7 352,8
Ca (T) 14914 3770,2 56180 10995,8 27228,6 20526,7 27805 22595 7140 277,4
Mn (K) 739,6 85,1 899,6 102,9 886,6 117,8 971,3 206,3 1213,3 68,4
Mn (T) 761 90 975 117 808 122 953 158 1203 76,9
Ni (K) 53,3 11,2 58,9 6,81 60,4 5,56 40,3 8,68 - -
Ni (T) 71,2 5,8 72,1 8,76 78,8 7,59 76 5,5 - -
Cu (K) 59,8 15,3 84,9 11,4 91,7 16,2 126,6 30,7 - -
Cu (T) 84,4 14,9 51,5 7 77,1 8,3 149,3 55,8 - -
Zn (K) 807,6 82,3 1863,8 621,7 130,3 16,7 389,3 82,3 162,7 12,2
Zn (T) 1274,4 451,6 2138 405,7 107,6 14,7 369 172 172 7,5
Mo (K) 13,2 4,45 10,6 4,51 21,5 1,65 - - - -
Mo (T) 21,3 1,5 15 4,23 19,4 0,66 19 13,1 - -
Fe (K) 31700 2152,4 39620 1853,2 36600 2299,8 35500 7834,1 38733,3 983,8
Fe (T) 33200 901,7 38780 2204,4 34728,6 4644 35400 13600 35566,7 266,7
Cr (K) 258,1 63,2 256,2 34,2 379 44,9 245,5 139,5 - -
Cr (T) 355 62,1 289 22,2 432,7 82,4 347 12 - -
Pb (K) 197,6 7,4 1539,4 358,4 63,9 7,35 199 36,7 76,7 2,8
Pb (T) 319 105,4 1870,6 388,5 71,1 5,74 239,5 115,5 74,9 2,9
Br (K) 7,58 1,59 9,7 1,73 13 0,82 - - 9,83 1
Br (T) 10,5 0,86 12,6 1,9 15 2,32 13,4 3,8 11,3 1,96
Se nadaljuje
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
Nadaljevanje
ZEMLJA CELJE MEŢICA ŢIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
ELEM./ Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap.
Cd (K) 8,1 1,5 13,3 3,71 3,88 0,45 4,21 0,53 - -
Cd (T) 8,6 0,86 13,7 2,18 4,04 0,33 4,57 1,25 - -
U-238 (K) 39 2,83 44 1,87 52,2 3,48 96,7 56,7 37,4 3,75
U-238 (T) 45,6 4,01 42,8 1,39 51 6,33 95,5 74,5 39,7 2,03
Ra-226 (K) 87,8 3,34 103,6 11,9 116 6,78 266,7 116,8 68,1 9,87
Ra-226 (T) 94 7,25 103,4 5,19 82,9 11 239,5 190,5 55,3 9,84
Pb-210 (K) 62,4 4,93 68,4 16,2 119,6 8,61 163,3 34,8 70 4
Pb-210 (T) 77 18,75 85,4 5,15 68,3 7,07 238,5 171,5 89,7 21,62
Ra-228 (K) 46,8 1,24 40,8 3,22 55,4 4,37 28,7 6,9 50 1,53
Ra-228 (T) 43,4 1,47 39,8 3,09 60,1 6,79 25,5 7,5 48,3 0,33
Th-228 (K) 46,8 1,66 40,6 3,2 55,6 4,57 28,7 7 50,2 0,99
Th-228 (T) 43,6 1,75 38,8 2,76 60,3 6,75 24 8 48 0,58
Cs-137 (K) 23,8 0,86 95,8 31,1 44,4 7,85 123,3 12 30,2 0,77
Cs-137 (T) 33 7,5 82,6 14,4 30,8 8,5 295 95 38 0,58
K-40 (K) 486 6,78 490 34,4 598 40,2 280 89,6 554 11,37
K-40 (T) 450 23,02 456 50,9 555,7 76,6 250 70 553,3 3,33
Legenda MV OV KV MPS
SLO SVET
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
PRILOGA A2: Povprečne vrednosti koncentracij elementov [mg/kg SS] in specifičnih
aktivnosti radionuklidov [Bq/kg SS] s pripadajočimi standardnimi napakami v
koreninah
Preglednica: Koncentracije elementov [mg/kg SS] in specifičnih aktivnosti radionuklidov [Bq/kg SS] s
pripadajočimi standardnimi napakami v koreninah.
KORENINE CELJE MEŢICA ŢIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
ELEM. /
IZOTOP Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap.
K (K) 19560 1757 15560 948 24420 2552 14923 4748 22967 2126
K (T) 18520 1267 15920 1779 20513 2486 11045 1655 21367 481
Ca (K) 7148 1358 40240 8267 9864 3037 63133 3002 3033 134
Ca (T) 12202 2697 51320 10986 29276 12900 29180 22020 6873 339
Mn (K) 506 83 649 98 585 90 514 100 877 103
Mn (T) 546,4 89,0 837,8 69,5 672,43 86,60 820,00 109,00 1220,0 49,3
Ni (K) 50 2,31 50,52 5,36 73,24 16,51 55,00 8,02 - -
Ni (T) 62,04 1,85 64,12 8,36 61,8 4,24 68,25 0,65 - -
Cu (K) 57,9 8,89 41,22 5,15 52,28 6,03 100,67 24,85 - -
Cu (T) 76,52 10,5 57,68 7,93 72,93 8,94 135,65 62,35 - -
Zn (K) 514 64,7 1655,2 620,5 83,84 6,77 258,33 63,86 106,17 8,24
Zn (T) 1070 263,2 1676 265,5 98,46 9,63 367,00 96,00 157,67 7,22
Mo (K) 19,58 1,50 10,83 2,57 16,162 3,21 16,69 6,89 - -
Mo (T) 18,94 0,76 18,20 4,37 18,58 0,74 18,10 0,80 - -
Fe (K) 19660 2647 29320 4462 23440 1588 23200 9040 25767 2452
Fe (T) 29460 1379 33340 1680 30386 3436 30300 11600 35800 400
Br (K) 7,682 0,52 8,43 1,46 8,66 1,06 10,92 2,24 8,17 0,83
Br (T) 8,048 0,45 8,79 1,74 14,81 2,23 13,15 2,35 9,46 0,99
Cd (K) 8,63 1,85 13,26 3,18 5,02 1,21 4,74 0,34 - -
Cd (T) 8,57 1,30 11,92 1,65 3,91 0,28 5,31 0,31 - -
Pb (K) 120,2 13,5 1172,00 280,74 47,96 8,37 113,30 36,07 59,63 0,61
Pb (T) 254,18 65,1 1534,80 350,3 64,06 6,46 201,50 90,50 67 3,19
Cr (K) 264 30,6 222,50 30,5 267,2 31,74 238,33 30,93 - -
Cr (T) 343,6 8,78 292,80 35,6 300 35,89 408,00 70,00 - -
U-238 (K) 20,91 3,22 33,91 4,40 37,8 6,32 100,83 77,91 108,78 57,06
U-238 (T) 33,80 5,18 27,40 4,97 45,1 5,06 85,00 65,00 30,26 6,21
Se nadaljuje
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
Nadaljevanje
KORENINE CELJE MEŢICA ŢIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
ELEM. /
IZOTOP Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap.
Ra-226 (K) 44,37 3,80 75,10 14,0 79,6 13,70 232,73 153,64 192,61 127,67
Ra-226 (T) 81,40 4,17 82,80 10,0 93,7 8,71 196,50 153,50 65,68 8,25
Pb-210 (K) 38,00 4,09 70,14 22,3 106,0 35,30 121,99 58,24 127,93 71,83
Pb-210 (T) 98,60 25,4 103,80 12,9 116,1 14,67 265,00 125,00 65,31 8,62
Ra-228 (K) 24,34 2,72 28,91 5,06 40,7 8,29 19,46 9,10 124,88 82,03
Ra-228 (T) 40,60 0,87 32,20 4,60 50,1 5,12 22,50 4,50 48,26 0,58
Th-228 (K) 24,42 3,13 28,83 5,02 41,1 7,94 19,54 9,33 127,31 85,57
Th-228 (T) 40,60 0,87 31,20 4,47 49,3 5,25 23,00 6,00 49,12 0,81
Cs-137 (K) 11,96 1,17 60,55 14,0 30,6 5,31 73,36 16,28 77,60 51,40
Cs-137 (T) 26,80 3,51 59,2 11,9 24,4 8,26 255,00 85,00 35,88 0,08
K-40 (K) 475,04 50,0 463 40,0 664,9 34,11 359,22 64,11 1737,87 868,17
K-40 (T) 448 18,0 414 57,1 524,3 62,06 270,00 60,00 578,53 11,46
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
PRILOGA A3: Povprečne vrednosti koncentracij elementov [mg/kg SS] in specifičnih
aktivnosti radionuklidov [Bq/kg SS] s pripadajočimi standardnimi napakami v koruznih
steblih, listih in storţih
Preglednica: Primerjava izmerjenih vrednosti [mg/kg SS] elementov v koruznih steblih s priporočenimi (PV),
maksimalno določenimi vsebnostmi (MDV) in maksimalno določenimi količinami (MDK) elementov [mg/kg
SS] v krmi. Izmerjene vrednosti, ki presegajo zakonsko določene vrednosti, so obarvane z značilno barvo (glej
legendo).
K. STEBLO CELJE MEŢICA ŢIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
ELEM. / IZOTOP
Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. ELEM./ Povp. St. nap. Povp. St. nap.
K 19388 4527 25978 8854 30060 2501 15503 3816 16833 2230
Ca 2450 302 2604 209 1373 228 2030 336 1737 307
Mn 45,04 7,34 40,42 3,41 41,76 8,87 49,55 16,35 38,6 4,19
Fe 114,54 10,8 121,06 18,03 104,92 15 114,73 16,46 157 20,21
Cu 28,64 3,29 27,22 2,71 21,94 5,48 31,57 4,06 28,2 3,46
Zn 154,66 49,74 215,82 62,31 29,2 7,07 68,6 9,61 21,43 0,98
Mo 2,96 0,44 3,44 0,21 2,99 0,71 3,24 0,96 - -
Pb - - - - - - - - - -
Br 8,25 1,7 5,76 1,15 7,67 1,08 5,08 0,43 14,43 0,99
Cd 4,17 0,79 5,53 0,88 3,99 0,26 3,57 0,31 - -
U-238 13,49 3,67 8,11 1,32 8,15 3,15 10,36 2,21 - -
Ra-226 7,28 1,89 13,89 9,02 6,09 3,66 6,96 0,33 1,75 0,5
Pb-210 13,8 3,74 10,95 4,22 11,91 5,27 26,84 3,1 13,28 8,19
Ra-228 2,21 0,31 1,12 0,17 1,1 0,19 2,06 0,41 1,49 0,32
Th-228 1,31 0,47 0,9 0,16 0,85 0,35 1,09 0,21 0,75 0,05
K-40 613,8 142,35 813,1 290,03 966,48 104,75 462,17 125,08 605,08 95,12
Be-7 - - 7,99 1,04 13,58 4,39 16,1 6,75 11 0,82
Cs-137 0,39 0,02 0,88 0,25 0,23 0,04 1,16 0,23 0,48 0,07
Legenda MDV MDK PV
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
Preglednica: Primerjava izmerjenih vrednosti [mg/kg SS] elementov v koruznih listih s priporočenimi (PV),
maksimalno določenimi vsebnostmi (MDV) in maksimalno določenimi količinami (MDK) elementov [mg/kg
SS] v krmi. Izmerjene vrednosti, ki presegajo zakonsko določene vrednosti, so obarvane z značilno barvo (glej
legendo).
K. LISTI CELJE MEŢICA ŢIROVSKI
VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
ELEM. /
IZOTOP Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap.
K 21140 3467,51 23360 4551,22 29640 1333,64 18933 2949,2 17967 536,45
Ca 7962 783,81 6926 503,11 4760 280,45 7676,67 867,36 7047 1063,4
Mn 70,34 16,53 72,63 13,58 90,68 4,44 91,2 13,01 92,93 15,51
Fe 254,8 26,09 301,2 86,67 208,6 4,8 336,33 40,83 841,67 78,81
Cu 41,06 3,56 33,42 3,17 31,66 0,84 32,9 2,25 29,13 1,21
Zn 232,88 106,35 224,92 84,03 42,92 6,63 65,03 6,68 45,3 2,4
Mo 3,87 0,32 8,42 0,81 3,89 0,77 7,4 0,63 - -
Pb - - - - - - - - - -
Br 7,95 1,35 7,09 0,83 6,8 0,53 5,8 1,11 13,5 0,46
Cd 7,59 2,7 7,95 1,39 5,38 0,22 4,48 0,87 - -
U-238 11,53 3,78 10 2,47 8,39 1,25 11,29 2,71 8,51 2,05
Ra-226 12,95 5,28 7,4 4,07 2,7 1,07 11,44 1,94 2,74 0,54
Pb-210 32,54 7,43 34,08 6,9 24,57 3,44 37,21 14,36 43,38 22,16
Ra-228 2,48 0,74 1,86 0,32 2,07 0,72 3,83 0,35 2,25 0,19
Th-228 1,81 0,96 1,06 0,27 0,62 0,18 4,55 2,88 1,12 0,13
K-40 667,08 116,51 727,26 120,33 910,68 50,52 591,49 92,74 595,96 54,29
Be-7 241,55 23,83 210,78 11,52 242,52 8,24 262,9 38,09 305,69 30,48
Cs-137 0,91 0,29 1,96 0,42 0,31 0,07 3,26 0,26 1,21 0,15
Legenda MDV MDK PV
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
Preglednica: Primerjava izmerjenih vrednosti [mg/kg SS] elementov v koruznih storţih s priporočenimi (PV),
maksimalno določenimi vsebnostmi (MDV) in maksimalno določenimi količinami (MDK) elementov [mg/kg
SS] v krmi. Izmerjene vrednosti, ki presegajo zakonsko določene vrednosti, so obarvane z značilno barvo (glej
legendo).
K. STORŢ CELJE MEŢICA ŢIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
ELEM. /
IZOTOP Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap.
K 19475 3993,41 38700 16808,7 21275 3222,9 20433,3 4412,6 12066,7 375,6
Ca 2037,5 322,66 3677,5 1796,57 1815 251,94 1918,33 565,39 771 90,94
Cl 10730 2521,16 - - 6836,67 246,94 - - 6113,33 66,92
Mn 46,8 2,18 84,6 29,9 57,43 10,88 43,85 9,05 36,53 3,65
Fe 134,5 17,67 249 103,06 143,5 8,23 120 4,73 222,6 69,87
Cu 27,83 3,37 52,53 11,25 29,85 3,48 23,73 3,4 28,5 3,94
Zn 164,9 98,46 181,4 87,86 38,93 4,79 60,07 6,14 30,13 2,71
Mo 2,95 0,33 3,17 0,54 2,86 0,34 2,82 0,2 - -
Pb - - - - - - - - - -
Br 9,98 2,73 4,81 0,26 5,84 1,97 5,97 0,74 3,67 0,55
Cd - - - - - - - - - -
U-238 22,86 14,11 49,6 16,54 21,62 8,17 - - 10,75 2,33
Ra-226 7,97 3,11 16,87 6,21 7,66 1,88 48,85 19,71 3,55 1,05
Pb-210 34,37 14,61 53,13 18,34 30,33 11,41 12,2 1,59 22,45 13,7
Ra-228 6,29 3,16 - - 7,45 5,16 6,2 4,24 2,19 0,39
Th-228 2,02 0,52 8,79 5,74 2,93 1,03 3,67 0,88 0,78 0,06
K-40 544,7 118,11 644,86 90,2 470,02 81,3 554,92 89,9 372,77 20,79
Cs-137 - - 1,68 0,64 0,81 0,62 1,22 0,58 0,74 0,11
Legenda MDV MDK PV
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
PRILOGA A4: Povprečne vrednosti koncentracij elementov [mg/kg SS] in specifičnih
aktivnosti radionuklidov [Bq/kg SS] s pripadajočimi standardnimi napakami v travnih
poganjkih
Preglednica: Primerjava izmerjenih vrednosti [mg/kg SS] elementov v travnih poganjkih s priporočenimi (PV),
maksimalno določenimi vsebnostmi (MDV) in maksimalno določenimi količinami (MDK) elementov [mg/kg
SS] v krmi. Izmerjene vrednosti, ki presegajo zakonsko določene vrednosti, so obarvane z značilno barvo (glej
legendo).
T. POG. CELJE MEŢICA ŢIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA
ELEM./
IZOTOP Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap. Povp. St. nap.
K 18300 2915,6 26940 3975 25829 4627,7 24850 4950 33733 1540,9
Ca 8154 1673,3 9114 1501,9 14246 1519,7 13500 1300 9430 901,8
Mn 68,22 10,24 64,45 6,64 98,9 12,92 88,4 18,6 52,73 7,19
Fe 460,8 101 258,8 50,6 1667,6 687,1 884 206 380 51,9
Cu 32,9 5,13 30,8 2,39 32,54 2,86 40 5 35,23 2,04
Zn 114,56 28,71 135,34 27,46 51,33 6,96 79,85 1,95 53,57 1,52
Mo 7,41 2,48 13,72 1,39 6,98 2,87 12,2 0,3 - -
Pb - - - - - - - - - -
Br 10,18 2,88 9,76 2,29 37,09 17,91 6,5 0,05 36,2 6,84
Cd 5,55 0,37 7,37 0,53 5,31 0,41 4,82 0,89 - -
U-238 12,53 3,64 12,36 8,02 8,66 1,76 8,25 0,84 4,59 1
Ra-226 8,01 1,92 7,09 2,15 12,31 3,19 20,28 14,41 3,49 1,3
Pb-210 33,39 6,62 25,4 6,54 40,08 4,76 116,07 66,64 12,01 2,47
Ra-228 2,02 0,37 2,77 0,79 4,53 1,49 1,68 0,68 2,25 0,15
Th-228 1,05 0,25 0,96 0,23 2,55 1 1,19 0,78 0,88 0,19
K-40 571,8 97,9 898,1 116 881,6 150,6 791 104 1219,3 61,3
Be-7 283,46 37,55 273,66 33,03 494,63 57,83 472,05 29,05 112,32 7,24
Cs-137 1,59 0,4 3,86 1,38 2,28 0,64 14,7 0,67 0,84 0,09
Legenda MDV MDK PV
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
PRILOGA B: Bioakumulacijski faktorji za nekatere kovine in radionuklide
Preglednica: Bioakumulacijski faktorji (trava poganjek/zemlja) za kovine in radionuklide.
KOVINA/
IZOTOP
BAFpog
CELJE JESENICE MEŢICA ŢIROVSKI
VRH
ŠKOFJA
LOKA
Cu 0,680 0,209 0,665 0,347 -
Zn 0,179 0,167 0,103 0,322 0,185
Cd 0,735 1,101 0,464 1,087 -
U-238 0,540 - 1,180 0,463 0,295
Ra-226 0,086 0,229 0,192 0,066 0,047
Pb-210 0,504 0,088 1,083 0,275 0,327
Ra-228 0,140 0,244 - 0,153 0,044
Th-228 0,045 0,133 0,220 0,055 0,016
K-40 1,118 2,281 1,326 0,808 0,675
Cs-137 - 0,011 0,016 0,042 0,024
Preglednica: Bioakumulacijski faktorji (koruzni storţ/zemlja) za kovine in radionuklide.
KOVINA /
IZOTOP
BAFstroţ
CELJE JESENICE MEŢICA ŢIROVSKI
VRH
ŠKOFJA
LOKA
Cu 0,423 0,326 0,712 0,436 -
Zn 0,135 0,280 0,067 0,542 0,313
U-238 0,281 0,203 0,268 0,153 0,116
Ra-226 0,095 0,100 0,068 0,133 0,063
Pb-210 0,655 0,592 0,292 0,691 0,143
Ra-228 0,047 0,064 0,067 0,072 0,047
Th-228 0,024 0,044 0,026 0,040 0,018
K-40 1,283 3,307 2,022 1,944 2,202
Cs-137 0,056 0,055 0,055 0,154 0,022
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
PRILOGA C: Naravna razpadna veriga: 238
U in 232
Th
Slika: Naravna razpadna veriga U-238. Simbola α in β pomenita sevanje alfa in beta; napisani čas prikazuje
razpolovno dobo; zvezdica ob izotopu nakazuje, da je ta tudi pomemben sevalec gama.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
Slika: Naravna razpadna veriga Th-232. Simbola α in β pomenita sevanje alfa in beta; napisani čas prikazuje
razpolovno dobo; zvezdica ob izotopu nakazuje, da je ta tudi pomemben sevalec gama.
Redek, A. Vsebnost teţkih kovin in radionuklidov v koruzi … na onesnaţenih območjih Slovenije.
Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013.
PRILOGA Č: Primerjava povprečnih svetovnih specifičnih aktivnosti in izračunanih
slovenskih specifičnih aktivnosti radionuklidov v kravjem mleku (m) in govejem mesu (f)
Slika: Primerjava povprečnih svetovnih specifičnih aktivnosti in izračunanih slovenskih specifičnih aktivnosti
radionuklidov v kravjem mleku (m) in govejem mesu (f).
0,000
0,100
0,200
0,300
0,400
0,500
CEL
JE
MEŽ
ICA
ŽIR
OV
SKI
VR
H
JESE
NIC
E
ŠKO
FJA
LOK
ASp
ecif
ičn
a a
kti
vn
ost
U-2
38
[B
q/k
g
SS
] v m
lek
u (
m)
in m
esu
(f)
U-238 (m) U-238 (f)SVET (m) SVET (f)
0,000
0,100
0,200
0,300
0,400
0,500
0,600
0,700
CEL
JE
MEŽ
ICA
ŽIR
OV
SKI
VR
H
JESE
NIC
E
ŠKO
FJA
LOK
A
Sp
ecif
ičn
a a
kti
vn
ost
Ra-2
26
[B
q/k
g
SS
] v m
lek
u (
m)
in m
esu
(f)
Ra-226 (m) Ra-226 (f)
SVET (m) SVET (f)
0,0000,2000,4000,6000,8001,0001,2001,400
CEL
JE
MEŽ
ICA
ŽIR
OV
SKI
VR
H
JESE
NIC
E
ŠKO
FJA
LOK
ASp
ecif
ičn
a a
kti
vn
ost
Pb
-21
0 [
Bq
/kg
SS
] v m
lek
u (
m)
in m
esu
(f)
Pb-210 (m) Pb-210 (f)
SVET (m) SVET (f)
0,000
0,020
0,040
0,060
0,080
0,100
0,120
0,140
CEL
JE
MEŽ
ICA
ŽIR
OV
SKI
VR
H
JESE
NIC
E
ŠKO
FJA
LOK
A
Sp
ecif
ičn
a a
kti
vn
ost
Ra-2
28
[B
q/k
g
SS
] v m
lek
u (
m)
in m
esu
(f)
Ra-228 (m) Ra-228 (f)
SVET (m) SVET (f)
0
0,01
0,02
0,03
CEL
JE
MEŽ
ICA
ŽIR
OV
SKI
VR
H
JESE
NIC
E
ŠKO
FJA
LOK
ASp
ecif
ičn
a a
kti
vn
ost
Th
-
22
8 [
Bq
/kg
SS
] v m
lek
u (
m)
in m
esu
(f)
Th-228 (m) Th-228 (f)
SVET (m) SVET (f)
top related