UNIVERZA V LJUBLJANI PEDAGOŠKA FAKULTETA ...UNIVERZA V LJUBLJANI PEDAGOŠKA FAKULTETA BIOTEHNIŠKA FAKULTETA FAKULTETA ZA KEMIJO IN KEMIJSKO TEHNOLOGIJO NARAVOSLOVNOTEHNIŠKA FAKULTETA

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


Somentor: dr. Benjamin Zorko

Institut Joţef Štefan, Odsek za fiziko nizkih in srednjih energij

Recenzentka: prof. dr. Marjana Regvar


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


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.


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.


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


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


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


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


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


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


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.


Dipl. delo. Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, NTF, FKKT, BF, Odd. za biologijo, 2013. XI

razliko med vrednostmi specifičnih aktivnosti radionuklidov na posameznih področjih


Slika 12: Specifična aktivnost K-40 [Bq/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K) in trave (T).


med vrednostmi specifičnih aktivnosti radionuklidov na posameznih področjih (enosmerna


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 ±



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


Slika 17: Specifična aktivnost radionuklidov [Bq/kg SS] v koruznih listih. (Povprečje ±


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.


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 ±



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


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 ±



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 ±



Duncanov test, p<0,05). ............................................................................................................. 46

Slika 25: Specifična aktivnost Pb-210 in K-40 [Bq/kg SS] v poganjkih trave. (Povprečje ±



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


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



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


aktivnosti radionuklidov [Bq/kg SS] s pripadajočimi standardnimi napakami v koreninah


aktivnosti radionuklidov [Bq/kg SS] s pripadajočimi standardnimi napakami v koruznih

steblih, listih in storţih


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)



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


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



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).


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,



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



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.



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).



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).



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.



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



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).



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



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).



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



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



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-



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



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



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.



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).



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)



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



(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).



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



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],



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



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



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).



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



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



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



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.



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



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).



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).



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.



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)



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).



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


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


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)



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


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


Ko

nce

ntr

aci

ja B

r in

Cd

[m

g/k

g

SS

] v

prs

ti

Br (K) Cd (K) Cd (T)



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 ±



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


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


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)



Slika 12: Specifična aktivnost K-40 [Bq/kg SS] v rizosferni zemlji koruze (K) in trave (T). (Povprečje ±



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


Sp

ecif

ičn

a a

kti

vn

ost

K-4

0

[Bq

/kg

SS

] v

prs

ti

K-40 (K) K-40 (T)



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



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).



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


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


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



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.



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


a a

a a

b

b b

ab ab

a MZ

0

5

10

15


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


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



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


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


Ko

nce

ntr

aci

ja B

r v

[mg

/kg

SS

] v

ko

ruzn

ih

sto

rţih

Br



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=



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



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


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


Ko

nce

ntr

aci

ja C

a [

mg

/kg

SS

] v

po

ga

njk

ih t

rav

e

Ca



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



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


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


Ko

nce

ntr

aci

ja

Cd

[mg

/kg

SS

] v

po

ga

njk

ih

tra

ve

Cd



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=



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


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


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


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



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.



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



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.


BAFpog na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).



Slika 28: Izračunani bioakumulacijski faktorji (trava poganjki/rizosferna zemlja trave) za radionuklide.


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.


BAFstorţ na posameznih področjih (enosmerna ANOVA, Duncanov test, p<0,05).



Slika 30: Izračunani bioakumulacijski faktorji (koruza storţ/rizosferna zemlja koruze) za radionuklide.


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.



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



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]


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]


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



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.



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



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.



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.



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



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



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



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



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.



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



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).


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



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.


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.



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



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.



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.



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.



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

http://en.wikipedia.org/wiki/Abundance_of_elements_in_Earth's_crust

http://www.arso.gov.si/varstvo%20okolja/poro%C4%8Dila/poro%C4%8Dila%20o%20stanju%20okolja%20v%20Sloveniji/radioaktivnost.pdf

http://www.arso.gov.si/varstvo%20okolja/poro%C4%8Dila/poro%C4%8Dila%20o%20stanju%20okolja%20v%20Sloveniji/radioaktivnost.pdf



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

ftp://ftp.fao.org/codex/meetings/cccf/cccf6/cf06_INFe.pdf

http://www.epa.gov/superfund/health/contaminants/radiation/pdfs/cesium.pdf



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

http://vedyadhara.ignou.ac.in/wiki/images/d/db/Unit_7_Flame_Photometry.pdf

http://www-np.ucy.ac.cy/radio_isotopes/wwwen/gamma/gamma_setup.html

https://maps.google.com/maps/empw?url=https:%2F%2Fmaps.google.com%2Fmaps%2Fms%3Fmsa%3D0%26msid%3D210282640697839395988.0004d6152ae97e959f243%26ie%3DUTF8%26ll%3D46.015083,14.5504%26spn%3D1.059273,1.504531%26t%3Dh%26vpsrc%3D6%26output%3Dembed&hl=sl




http://www.mezica.si/index.php/o-kraju/gospodarstvo



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.

http://www.machinerylubrication.com/Read/86/x-ray-fluorescence-spectroscopy



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

http://www.eolss.net/Sample-Chapters/C06/E6-13-03-05.pdf



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)

http://www.cinkarna.si/si/o-podjetju

http://www.rudnik-zv.si/odlagalisca-jalovice-borst



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

http://www.rudnik-zv.si/odlagalisca-jalovine-jazbec

http://www.epa.gov/radtown/ecosystem.html

http://www.cnstn.rnrt.tn/afra-ict/NAT/gamma/html/Gamma%20Spec%20V1.pdf



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

http://www.arao.si/vprasanja-in-odgovori/slovar-izrazov-s-podrocja-rao

http://www.stat.si/novica_prikazi.aspx?id=4914



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



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.

http://oxford-labs.com/x-ray-fluorescence/the-basic-process/

http://www.rudnik-zv.si/zgodovina/

http://www.cinkarna.si/si/o-podjetju/zgodovina



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.



PRILOGE


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



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




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



Nadaljevanje

KORENINE CELJE MEŢICA ŢIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA

ELEM. /


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




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



Preglednica: Primerjava izmerjenih vrednosti [mg/kg SS] elementov v koruznih listih s priporočenimi (PV),



legendo).

K. LISTI CELJE MEŢICA ŢIROVSKI

VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA

ELEM. /


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



Preglednica: Primerjava izmerjenih vrednosti [mg/kg SS] elementov v koruznih storţih s priporočenimi (PV),



legendo).

K. STORŢ CELJE MEŢICA ŢIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA

ELEM. /


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




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),



legendo).

T. POG. CELJE MEŢICA ŢIROVSKI VRH JESENICE ŠKOFJA LOKA

ELEM./


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



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



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.



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.



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)

Documents

UNIVERZA V LJUBLJANI PEDAGOŠKA FAKULTETA ...UNIVERZA V LJUBLJANI PEDAGOŠKA FAKULTETA BIOTEHNIŠKA FAKULTETA FAKULTETA ZA KEMIJO IN KEMIJSKO TEHNOLOGIJO NARAVOSLOVNOTEHNIŠKA FAKULTETA