Umělé radionuklidy v hydrosféře – reziduální kontaminace a vliv Jaderné elektrárny Temelín

Souhrn

Příspěvek prezentuje výsledky dlouhodobého studia výskytu a chování radioizotopů ³H, ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs ve vodním prostředí v širším okolí Jaderné elektrárny Temelín, které je prováděno ve VÚV TGM, v. v. i. Jsou zahrnuty výsledky projektů z let 1990–2014. Sledování bylo prováděno v povrchové vodě, říčních dnových sedimentech, vodních rostlinách a rybách. Hlavním cílem příspěvku je komplexně představit poznatky o výskytu a chování ³H, ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs pocházejících především z reziduální kontaminace po testech jaderných zbraní a havárii v Černobylu v minulém století, aby bylo možné reálně posoudit vlivy Jaderné elektrárny Temelín na hydrosféru v těchto ukazatelích za standardního provozu i v případě havarijních situací. Byly hodnoceny jejich časoprostorové změny ve sledovaných složkách hydrosféry a bilanční toky zejména s ohledem na vodní nádrž Orlík. V případě ³H byl pozorován velmi pomalý pokles koncentrace na neovlivněných profilech. Na profilech pod Jadernou elektrárnou Temelín byly zaznamenány významně vyšší koncentrace ³H, a tedy zřejmý vliv elektrárny. V případě ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs byl pozorován pokles koncentrací ve všech sledovaných složkách, pro který byly vypočteny charakteristické efektivní a ekologické poločasy.

Úvod

V příspěvku jsou prezentovány výsledky dlouhodobého studia výskytu a chování vybraných radionuklidů ve vodním prostředí v širším okolí Jaderné elektrárny Temelín (dále jen JE Temelín), které je prováděno ve VÚV TGM, v. v. i. (dále jen VÚV TGM).

V souvislosti s výstavbou a provozem JE Temelín byla uskutečněna řada projektů zabývajících se možnými vlivy provozu elektrárny na životní prostředí. Byla získána více jak dvacetiletá řada výsledků.

Výstavba JE Temelín byla schválena již v roce 1980, vlastní realizace byla zahájena v roce 1987. Z původně plánovaných čtyř bloků byly postaveny dva. Jedná se o heterogenní, tlakovodní reaktory VVER 1000, typ V 320. Palivo do prvního reaktoru bylo zavezeno ke konci roku 2000 a následně byla spuštěna štěpná reakce. Vlastní zkušební provoz byl zahájen v červnu 2002. Původně byl instalovaný výkon 2 × 1 000 MW_e. Postupným navyšováním bylo v roce 2014 dosaženo výkonu 1 078 + 1 055 MW_e [1]. V současnosti je plánována dostavba
 3. a 4. bloku [2].

Provoz jaderné elektrárny je doprovázen vypouštěním odpadních vod, které kromě jiného obsahují i radioaktivní látky. Jedná se o směs radionuklidů, z nichž vzhledem k množství vypuštěné aktivity je nejvýznamnější tritium. Dále se jedná o celou řadu radioizotopů, které elektrárna získává již z odebírané surové vody, a pouze minoritní podíl (za standardního provozu) radioaktivních látek pochází z vlastního provozu elektrárny. Mezi nejvýznamnější potenciálně přítomné izotopy v odpadních vodách patří, kromě tritia, stroncium 90 a cezium 137. Přestože se s výjimkou tritia jedná o izotopy umělé, vyskytovaly se v měřitelných koncentracích v životním prostředí, tedy i v okolí JE Temelín ještě před jejím spuštěním. Důvodem je přetrvávající znečištění po testech jaderných zbraní v padesátých a šedesátých letech dvacátého století a po jaderné havárii v Černobylu v roce 1986. Tritium je radionuklid, který vzniká nepřetržitě i přirozenými procesy, a to jadernými reakcemi vyvolanými kosmickým zářením v horních vrstvách atmosféry.

Obr. 1. Mapa odběrových profilů
Fig. 1. Map of the sampling sites

Tritiu (³H), s poločasem rozpadu 12,32 r [3], je v souvislosti s provozem jaderných elektráren věnována velká pozornost zejména proto, že jeho aktivity vypuštěné do prostředí mnohonásobně překračují vypouštěné aktivity ostatních radionuklidů. Stroncium 90 (⁹⁰Sr) a cezium 137 (¹³⁷Cs) jsou radioekologicky významné radionuklidy, které vzhledem k dlouhému poločasu rozpadu
 (28,8, resp. 30,2 let [4]) přetrvávají v prostředí řadu let. Doposud byla hlavní pozornost věnována výskytu cezia, především z „technických“ důvodů. Izotop ¹³⁷Cs je gamaspektrometricky stanovitelný radionuklid, podmínkou jeho stanovení je instrumentální vybavení. V případě ⁹⁰Sr je situace jiná. Jedná se o beta zářič, pro jehož stanovení není třeba náročné instrumentální vybavení, ale jeho stanovení je radiochemicky, časově a tedy i finančně náročné. I to je důvod, proč jsou dosavadní poznatky o jeho výskytu v prostředí oproti jiným radionuklidům značně omezené, a to nejen v České republice, ale i v Evropě,
 resp. ve světě [5].

Hlavním cílem příspěvku je prezentovat komplexní zpracování poznatků o výskytu a chování těchto radionuklidů pocházejících především z reziduální kontaminace, aby bylo možné reálně posoudit vlivy JE Temelín na hydrosféru v těchto ukazatelích za standardního provozu i v případě havarijních situací (nejen na území České republiky), zejména s ohledem na uvažované navýšení výkonu. Zpracování výsledků sledování navazuje na předchozí publikace řešitelského týmu [6–11].

Metodika

Radioizotopy ³H, ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs byly stanovovány v povrchové vodě ve veškerých látkách, dále ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs v sedimentech a doplňkově v rybách a vodních rostlinách. V sedimentech bylo v úvodu sledování stanoveno i ¹³⁴Cs. Rozmístění odběrových profilů je zobrazeno na obr. 1.

Sledování povrchových vod bylo zahájeno v roce 1990 na profilech Vltava-Hněvkovice, Lužnice-Koloděje, Otava-Písek (profily v budoucnu neovlivněné výpustmi odpadních vod z JE Temelín, dále označované pouze jako neovlivněné profily) a Vltava-Solenice (profil v budoucnu ovlivněný výpustmi
 JE Temelín). Od roku 1996 bylo sledování rozšířeno o profil Vltava-Hladná, profil cca 4 km pod zaústěním odpadních vod. Vzorky byly odebírány čtvrtletně. V příspěvku jsou dále zpracovány i výsledky sledování ³H na profilech ČHMÚ, resp. státními podniky Povodí Vltavy a Labe, Vltava-Hluboká (neovlivněný profil), Vltava-Solenice, Vltava-Praha Podolí a Labe-Hřensko (ovlivněné profily), které byly odebírány s četností 12× za rok [12].

Vzorky byly odebírány podle norem [13–16]. Vzorky povrchových vod byly odebírány v množství 0,25 l (³H), 50 l (¹³⁷Cs a ⁹⁰Sr) a 1 l (nerozpuštěné látky). Vzorky na stanovení ³H byly konzervovány chlazením. Velkoobjemové vzorky byly konzervovány kyselinou dusičnou na pH < 2. Ke vzorku byl přidán směsný nosič. Vzorky byly odpařovány pod bodem varu do sucha, následně byly sušeny při 105 °C a žíhány při 350 °C. Vyžíhaný odparek byl uzavřen do příslušné měřicí nádoby. Stanovení ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr tedy postihuje veškeré látky.

Dnové sedimenty byly vzorkovány od roku 1990, a to jedenkrát ročně v profilech Vltava pod Týnem, Lužnice-Koloděje, Otava-Zvíkov (neovlivněné profily) a Vltava-Doubrava, Chrást a u hráze VN Orlík (ovlivněné profily). Byla odebírána vrstva 0–10 cm sedimentu.

Odběry ryb zajišťovali pracovníci Výzkumného ústavu rybářského a hydrobiologického, s. p., Vodňany a Povodí Vltavy, případně i VÚV TGM. Do zpracování byly zahrnuty i vzorky z archivu PřF UK odebrané v letech 1986–1990. Vlastní sledování bylo uskutečněno v letech 1994 a 1995 a od roku 1998 každoročně.

Vodní rostliny byly odebírány z profilů Vltava-Hněvkovice, Lužnice-Koloděje (neovlivněné profily) a Vltava-Hladná, Solenice a Štěchovice (ovlivněné profily) jedenkrát ročně v letech 1996–2005. Byly zvoleny následující skupiny rostlin: příbřežní, vodní mechy, řasy, ostatní ponořené. Od roku 2006 jsou sledovány pouze příbřežní rostliny, resp. rákosy Glyceria maxima a Phalaris arundinacea. Bylo stanovováno ¹³⁷Cs a v některých letech ve vzorcích rákosů i ⁹⁰Sr.

Pevné vzorky byly odebírány do PE nádob, popř. sáčků. V laboratoři byly sušeny při 105 °C. Sedimenty byly po vysušení přesítovány. Pro měření byla použita frakce menší než 2 mm. Ryby byly vyvrženy, zváženy, rozmělněny, vysušeny a následně rozdrceny a uzavřeny do měřicí nádoby. Měření se uskutečnilo v sušině a zpětně byla hmotnostní aktivita přepočítána na čerstvou hmotnost. Vzorky rostlin byly po vysušení nastříhány a uzavřeny do měřicí nádoby. Stanovení objemové aktivity tritia bylo uskutečněno podle ČSN ISO 9698 [17]. Pro stanovení byly použity nízkopozaďové kapalinové scintilační spektrometry Quantulus 1220 od firmy WALLAC a TriCarb 3170/TRSL od firmy Canberra Packard. Od roku 2010 byly vzorky z neovlivněného profilu Vltava-Hluboká elektrolyticky nabohaceny. Podmínky měření ovlivněných vzorků byly nastaveny tak, aby nejmenší detekovatelná aktivita c_ND byla 2,1 Bq∙l^-1, v případě neovlivněných vzorků 1,1 Bq∙l^-1, pro elektrolyticky nabohacené vzorky byla c_ND 0,08 Bq∙l^-1.

Ve velkoobjemových vzorcích vod po předúpravě a v pevných matricích (sedimentech, rybách a rostlinách) bylo nejdříve gamaspektrometricky stanoveno ¹³⁷Cs (podle ČSN ISO 10 703 [18]) a následně bylo analyzováno ⁹⁰Sr. Pro stanovení ¹³⁷Cs byla použita gamaspektrometrická trasa s polovodičovým germaniovým detektorem REGe fy Canberra Packard. Nejmenší detekovatelná objemová (c_ND), resp. hmotnostní (a_ND) aktivita na hladině významnosti α = β = 0,05 byla v závislosti na době měření a množství zpracovaného vzorku 0,5 mBq∙l^-1 (povrchová voda ve formě odparku), 0,5 Bq∙kg^-1 (sedimenty), 0,1 Bq∙kg^-1 (ryby) a 1 Bq∙kg^-1 (rostliny). Stanovení ⁹⁰Sr bylo provedeno šťavelanovou srážecí metodou podle [19]. Principem metody je oddělení stroncia spolusrážením se šťavelanem vápenatým. Po přečištění možných radiochemických nečistot se nechá ustanovit rovnováha s dceřiným produktem ⁹⁰Y. Ytrium je následně odděleno jako šťavelan ytritý a proměřeno na proporcionálním detektoru. Pro stanovení byl použit proporcionální detektor fy TESLA s vyhodnocovací jednotkou MC 2256.

Pro hodnocení vývoje koncentrací radionuklidů v čase byla použita regresní analýza. Podle rovnice:

V případě pevných matric (sedimenty, ryby, vodní rostliny) je objemová aktivita radionuklidu nahrazena jeho hmotnostní aktivitou a (Bq.kg^-1). Statistická významnost regresní křivky byla ověřena pomocí Pearsonova koeficientu.

Následně byl vypočten efektivní (T_ef) a ekologický (T_ekol) poločas ubývání radionuklidu podle [20]:

Roční bilance aktivity radionuklidu v profilu (B_j) byla vypočtena podle:

Roční záchyt aktivity radionuklidu ve VN Orlík (Z_j) byl vypočten podle:

Výsledky a diskuse

Povrchové vody

Byly sledovány koncentrace ³H, ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs v povrchových vodách ve veškerých látkách a jejich vývoj v čase na příkladu hlavních přítoků a odtoku VN Orlík. Byl zaznamenán významný rozdíl ve vývoji koncentrace ³H na neovlivněných a ovlivněných profilech.

Roční průměrná objemová aktivita tritia na neovlivněných profilech na začátku hodnoceného období (1990) byla 3,1 Bq∙l^-1 a v závěru hodnoceného období (2014) 1,0 Bq∙l^-1. Z vývoje naměřených ročních průměrných objemových aktivit tritia na neovlivněných profilech za sledované období 1990–2014 byl (podle rovnice 1 a 2) vypočten efektivní poločas (T_ef) 15,8 r (obr. 2). Zjištěný trend poklesu byl statisticky významný, ale vypočtený efektivní poločas je delší než fyzikální poločas (12,32 r). Důvodem je, že na relativně nízkých objemových aktivitách tritia se podílí významnou měrou další složky – příspěvek tvořený kosmickým zářením (tritium přírodního původu) a příspěvek z jaderných zařízení ve světě, výpočtově uvažovaná pro hodnocené období také jako konstantní. Z těchto důvodů byly roční průměrné objemové aktivity tritia c_3HP,j korigovány o přirozenou složku vznikající kosmickým zářením c_3HKZ a o odhad příspěvku z jaderných zařízení ve světě c_3HJZ. Byl použit odhad pro obě tyto složky 0,48 Bq∙l^-1 [21].
 Po korekci byl vypočtený efektivní poločas 10,0 r (obr. 2), tedy kratší než u vývoje nekorigovaných objemových aktivit tritia. Složka tritiové kontaminace bude i nadále ubývat a lze předpokládat, že hodnota efektivního poločasu ubývání dále poroste. Po rozpadu tritia z testů jaderných zbraní zůstane konstantní složka odpovídající jeho tvorbě kosmickým zářením a mírně vzrůstající složka odpovídající atmosférickému přenosu tritia z plynných a kapalných výpustí z jaderných zařízení na našem území a v zahraničí, pokud bude docházet k očekávanému rozvoji jaderné energetiky.

Obr. 2. Vývoj ročních průměrných objemových aktivit tritia v povrchových vodách neovlivněných výpustmi odpadních vod z JE Temelín (A) a ročních průměrných aktivit opravených o přirozenou složku a odhad příspěvku jaderných zařízení ve světě za období 1990–2014
Fig. 2. Annual average tritium concentrations in surface water unaffected by waste water discharges from the Temelín plant in the period of 1990–2014, without (A) and after correction (B) by subtracting the natural component and the activity originating from the atmospheric transfer from nuclear facilities worldwide

Na profilech ovlivněných provozem JE Temelín (Vltava-Hladná, Vltava-
Solenice, Vltava-Podolí a Labe-Hřensko) byly zjištěny objemové aktivity ³H významně vyšší než na neovlivněných profilech. Od roku 2002 je na těchto profilech pozorováno zvyšování objemových aktivit tritia odpovídající postupnému navyšování výkonu JE Temelín. Roční průměrné objemové aktivity tritia
nad zaústěním odpadních vod v profilu Vltava-Hluboká a pod zaústěním odpadních vod z JE Temelín v podélném profilu Vltavy a profilu Labe-Hřensko za období 2001–2014 jsou zachyceny na obr. 3.

Průměrné koncentrace ⁹⁰Sr byly na všech sledovaných profilech velmi podobné. Nejvyšší průměrná koncentrace byla zaznamenána pro profil Lužnice-Koloděje a nejnižší pro profil Otava-Písek. Porovnání koncentrace ⁹⁰Sr na příkladu neovlivněného profilu Vltava-Solenice a odtoku VN Orlík – ovlivněného profilu Vltava-Solenice je na obr. 4.

Nejvyšší průměrné koncentrace ¹³⁷Cs byly zaznamenány pro profil Otava-Písek, kde byl zaznamenán i nejrychlejší pokles ¹³⁷Cs. Nejnižší koncentrace ¹³⁷Cs byly v celém období zjišťovány v odtoku VN Orlík – profil Vltava-Solenice. Porovnání koncentrace ¹³⁷Cs na příkladu profilů Vltava-Hněvkovice a Vltava-
Solenice je na obr. 5.

Zjištěné koncentrace ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs ve vodě v přítocích VN Orlík jsou v průběhu celého období srovnatelné s jinými evropskými řekami v oblastech méně zasažených černobylským spadem – např. v severním Finsku, které bylo při černobylské havárii zasaženo méně než jižní část. Podobné koncentrace ¹³⁷Cs ve vodě byly dále pozorovány např. v italském jezeru Lago Maggiore a jeho přítocích [22].

Jak v případě ⁹⁰Sr, tak i pro ¹³⁷Cs byl pozorován pokles koncentrací ve vodě v přítocích i odtoku VN Orlík v průběhu celého sledovaného období. Efektivní a ekologické poločasy vypočtené pro ⁹⁰Sr za celé sledované období 1993–2014 byly v rozmezí 7,8–10,4 r, resp. 10,7–16,3 r. Pokles koncentrací ⁹⁰Sr byl rovnoměrný. Pro ¹³⁷Cs byla vyhodnocena změna rychlosti ubývání v polovině devadesátých let.
 Zatímco v období 1990–1994 byl pozorován pokles koncentrací charakterizovaný efektivními a ekologickými poločasy 1,5–2,2 r, resp. 1,5–2,4 r, v období 1995–2014 bylo zaznamenáno výrazné zpomalení poklesu. Efektivní poločasy byly zjištěny v rozmezí 8,1–14,6 r a ekologické v rozmezí 11,0–28,1 r. Tento pokles pokračoval i po uvedení JE Temelín do provozu.

Obr. 3. Roční průměrné objemové aktivity tritia nad zaústěním odpadních vod v profilu Vltava-Hluboká a pod zaústěním odpadních vod z JE Temelín v podélném profilu Vltavy a profilu Labe-Hřensko za období 2001–2014
Fig. 3. Annual average tritium concentrations in the Vltava river upstream (Hluboká) and downstream (the other sites) of the outflow of waste water from the Temelín plant in the period of 2001–2014

Rozdíl v poklesu koncentrací ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs byl popsán na různých evropských řekách. Příspěvek ¹³⁷Cs z černobylské havárie ke globálnímu spadu po testech jaderných zbraní byl výrazně větší než v případě ⁹⁰Sr. U obou radionuklidů byl pozorován rychlý počáteční úbytek. V případě ¹³⁷Cs byl pozorován významný pokles i v následující fázi. Výrazné zpomalení poklesu vede k prodlužování efektivního poločasu [23]. V případě ⁹⁰Sr nebylo po počátečním rychlém poklesu aktivit pozorováno další zpomalování. Trend poklesu byl pozorován na všech profilech i po zahájení provozu JE Temelín, tj. v období 2001–2014.

U všech hodnocených radionuklidů (s výjimkou tritia na ovlivněných profilech) byl v závěru sledovaného období pozorován významný podíl hodnot menších než minimální detekovatelná aktivita. Jejich koncentrace se dostávají na hranici měřitelnosti současné metodiky, resp. přístrojového vybavení a nákladů na stanovení.

Dnové sedimenty

V sedimentech bylo sledováno a hodnoceno ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs a v začátcích sledování i ¹³⁴Cs. Průměrná aktivita ⁹⁰Sr v sedimentech za celé hodnocené období 
(1993–2014) byla 1,6 Bq∙kg^-1. Průměrná hodnota ¹³⁴Cs za hodnocené období 1990–1999 byla 5,6 Bq∙kg^-1. Od roku 1999 byly všechny hodnoty ¹³⁴Cs menší než nejmenší detekovatelná aktivita a hodnocení bylo tedy ukončeno. Průměrná koncentrace ¹³⁷Cs v sedimentech byla pro celé hodnocené období (1990–2014) vyhodnocena 67,6 Bq∙kg^-1, v období provozu JE Temelín (2001–2014) to bylo
31,3 Bq∙kg^-1. Průměrná hodnota ¹³⁷Cs v sedimentech pro celé území České republiky je pro období 2000–2010 uvedena 14,0 Bq∙kg^-1 [24]. Je tedy zřejmé, že sedimenty přítoků a nádrže VN Orlík patří mezi nejvíce zatížené ¹³⁷Cs v České republice.

Obr. 4. Porovnání koncentrace ⁹⁰Sr na neovlivněném profilu Vltava-Hněvkovice a odtoku VN Orlík – ovlivněném profilu Vltava-Solenice za období 1993–2014
Fig. 4. Temporal changes of ⁹⁰Sr concentration in the Vltava river at Hněvkovice (reference site) and the Vltava river at Solenice (downstream of the Temelín waste water outflow) in the period of 1993–2014

Tak jako v povrchových vodách byl zaznamenán i pokles ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs i ¹³⁴Cs v sedimentech na všech sledovaných profilech v celém sledovaném období i po zahájení provozu JE Temelín. Z poklesu koncentrací ⁹⁰Sr v sedimentech byl vyhodnocen efektivní poločas 13,1 r a ekologický 24,0 r. V případě ¹³⁴Cs byly vyhodnocené poločasy 1,6 r, resp. 6,8 r. Efektivní a ekologický poločas ubývání ¹³⁷Cs v sedimentech byl vyhodnocen 8,0 r, resp. 10,8 r, což je kratší poločas, než je uváděn pro sedimenty celé České republiky, pro které se efektivní poločas v období 2000–2010 uvádí 23,8 r [24]. I v případě sedimentů dochází k postupnému prodlužování efektivního poločasu. Vývoj hmotnostních aktivit ⁹⁰Sr, ¹³⁴Cs a ¹³⁷Cs je na obr. 6. Srovnatelné aktivity ¹³⁷Cs i ekologický poločas poklesu ¹³⁷Cs v sedimentech byly pozorovány např. v rakouské části Dunaje [25].

Obr. 5. Porovnání koncentrace ¹³⁷Cs na neovlivněném profilu Vltava-Hněvkovice a ovlivněném profilu Vltava-Solenice za období 1990–1994 a 1995–2014
Fig. 5. Temporal changes of ¹³⁷Cs concentration in the Vltava river at Hněvkovice (reference site) and the Vltava river at Solenice (downstream of the Temelín waste water outflow) in the periods of 1990–1994 and 1995–2014

Živé organismy – ryby a vodní rostliny

V rybách a vodních rostlinách bylo sledováno a hodnoceno ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs. Koncentrace ⁹⁰Sr v rybách (v čerstvé hmotnosti) byla vzhledem k malému počtu vzorků hodnocena souhrnně za celé sledované období 1990–2014. Průměrná koncentrace ⁹⁰Sr v rybách za celé období byla 0,6 Bq∙kg^-1. ¹³⁷Cs v rybách bylo hodnoceno v obdobích 1986–1990, 1995–2014. V prvním období byly zjištěny vyšší koncentrace ¹³⁷Cs, a to 2,45–47,9 Bq∙kg^-1, v druhém období 0,05–2,35 Bq∙kg^-1. Souhrnné zpracování vývoje ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs v rybách je uvedeno na obr. 7.

Údajů o koncentraci ⁹⁰Sr v rybách je v literatuře málo. Jsou např. uvedeny koncentrace zjištěné v různých druzích ryb v období 1987–1997 10–17 Bq∙kg^-1 [5], tedy přibližně o řád více než ve VN Orlík. Většina ⁹⁰Sr je v rybě kumulována v kostech. Z hlediska příjmu radionuklidů potravinovým řetězcem má ⁹⁰Sr daleko menší význam než ¹³⁷Cs [5]. Zaznamenané koncentrace ¹³⁷Cs ve VN Orlík jsou výrazně nižší než v oblastech zasažených prvním radioaktivním mrakem po černobylské havárii. V nejvíce zasažených oblastech v okolí Černobylu byly těsně po havárii zjištěné koncentrace v řádu stovek kBq∙kg^-1. Ještě na počátku devadesátých let to bylo v řádu desítek kBq∙kg^-1. I v dalších oblastech např. Švédsku, Anglii nebo Německu byly v tomto období zaznamenány hodnoty v řádu jednotek kBq∙kg^-1 [26].

Tak jako v povrchových vodách byl zaznamenán i trend poklesu koncentrací ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs v rybách. Pro ⁹⁰Sr v rybách byl ve VN Orlík pozorován efektivní poločas 8,7 r a ekologický poločas 12,5 r. Pro různé druhy ryb ve finských jezerech se uvádí efektivní poločasy v rozmezí 7–30 r [5].

V případě ¹³⁷Cs byl pozorován rychlý počáteční pokles v období 1986–1990 charakterizovaný efektivním i ekologickým poločasem shodně 1 r. Stejný poločas je uveden pro sledování v Chorvatsku v období 1987–1992 [27]. Je to rychlejší pokles než uvádí Smith [26] pro toto období. Autoři shrnují zjištěné ekologické poločasy v rozmezí 2–3 r. Jak uvádí, v dalším období bylo zaznamenáno výrazné zpomalení poklesu blížící se až délce fyzikálního poločasu. Např. efektivní poločasy ve finských jezerech byly v rozmezí 3–6 r [5]. Sledování v Chorvatsku uvádí poločas vyhodnocený pro období 1993–2005 5 r [27]. Ve VN Orlík byl efektivní a ekologický poločas v období 1994–2014 7,0 r, resp. 9,0 r. Zjištěné poločasy ubývání ¹³⁷Cs v rybách odpovídají poločasům vyhodnoceným pro povrchové vody. Trend poklesu pokračoval i po zahájení provozu JE Temelín.

Obr. 6. Vývoj hmotnostní aktivity ⁹⁰Sr, ¹³⁴Cs a ¹³⁷Cs v sedimentech (sušině)
Fig. 6. Temporal changes of annual average concentrations of ⁹⁰Sr, ¹³⁴Cs and ¹³⁷Cs in sediments (dry matter) in the Orlík reservoir and its main tributaries in the periods of 1993–2014 (⁹⁰Sr), 1990–1999 (¹³⁴Cs) and 1990–2014 (¹³⁷Cs)

Ve vodních rostlinách bylo sledováno ⁹⁰Sr ve skupině rákosů, ve které byla zjištěna koncentrace ⁹⁰Sr v rozmezí < 0,5–6,1 Bq∙kg^-1 (v sušině). Byl vyhodnocen trend poklesu s efektivním a ekologickým poločasem 6,5 r, resp.
8,4 r. Radioizotop ¹³⁷Cs byl sledován v několika skupinách vodních rostlin, a to v sušině. Podle předpokladu byly nejvyšší koncentrace zjištěny ve skupině vodních mechů a řas – 21,8 Bq∙kg^-1, resp. 17,9 Bq∙kg^-1 (1996). Problematické bylo hodnocení v delším časovém úseku s ohledem na profily ovlivněné a neovlivněné JE Temelín. S výjimkou skupiny rákosů byly ostatní druhy zastoupeny jen na několika profilech. Proto bylo po roce 2005 omezeno sledování právě jen na rákosy, které se vyskytují na všech profilech, a je možné hodnotit případný vliv JE Temelín. V této skupině byl zaznamenán trend poklesu ¹³⁷Cs charakterizovaný efektivním poločasem 11,4 r a ekologickým poločasem 18,4 r. Trend poklesu byl vyhodnocen jak pro profily neovlivněné, tak pro ovlivněné a pokračoval i po zahájení provozu JE Temelín.

Bilance aktivity radionuklidů

S použitím výsledků sledování ročních průměrných objemových aktivit ³H, ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs a průtoků vody podle ČHMÚ byly vypočteny bilance aktivity těchto radionuklidů v konkrétních profilech. Vypočtené roční bilance na neovlivněných a ovlivněných profilech byly porovnány s údaji provozovatele ČEZ, a. s., JE Temelín o výpustech ³H a ostatních aktivačních a štěpných produktů (AAŠP) [28, 29]. Dále byl hodnocen vliv VN Orlík na odtok aktivity ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs ze sledovaného území.

Vypočtené roční bilance aktivity tritia na ovlivněných profilech byly korigovány o složku pozadí na základě sledování na neovlivněných profilech. Hodnocení bylo provedeno od roku 2002, odkdy jsou výpustě ³H významné. Vypočtená odchylka roční bilance na sledovaných profilech korigovaná o složku pozadí a údajů o roční výpusti ³H podle JE Temelín byla pro profil Vltava-Solenice v rozmezí (-26,9)–(+34,3) %, v průměru 6,3 %, pro profil Vltava-Podolí v rozmezí 
(-66,2)–(+43,4) %, v průměru 4,8 % a pro profil Labe-Hřensko v rozmezí (-72,6)–(+24,1) %,
 v průměru -12,1 %. V případě sumárních bilancí byla pozorována velmi dobrá shoda výsledků. Vypočtená suma ročních bilancí korigovaná o příspěvek pozadí za období 2002–2014 v profilu Vltava-Podolí byla 555 TBq, v profilu Vltava-
-Solenice 530 TBq a v profilu Labe-Hřensko 447 TBq. Celková výpust aktivity ³H za hodnocené období podle ČEZ, a. s., JE Temelín byla 519 TBq [28, 29]. Rozdíl sumárních bilancí na jednotlivých profilech a údajů provozovatele byl tedy menší než 15 % (6,9 %, 2,2 % a -13,8 %). Porovnání kumulované bilance korigované o složku pozadí vypočtené pro jednotlivé profily a podle údajů ČEZ, a. s., 
JE Temelín je zobrazeno na obr. 8. S přihlédnutím k nejistotám, zejména nejistotám měření, stanovení ročních průtoků i stanovení celkových výpustí a dále spotřeby vody a odparu jsou výsledky nezávislého sledování a údaje ČEZ, a. s., JE Temelín ve velmi dobré shodě.

Obr. 7. Vývoj hmotnostní aktivity ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs v rybách (čerstvé hmotnosti)
Fig. 7. Temporal changes in ⁹⁰Sr and ¹³⁷Cs concentrations in fish (wet weight) in the Orlík reservoir in the periods of 1990–2014 (⁹⁰Sr) and 1986–1990, 1994–2014 (¹³⁷Cs)

Vyhodnocené bilance aktivity ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs na neovlivněných profilech byly porovnány s údaji o výpustech ostatních AAŠP [28, 29]. Konzervativně bylo uvažováno, že výpust AAŠP je tvořena pouze ⁹⁰Sr nebo ¹³⁷Cs. Výpustě AAŠP byly v letech 2002–2014 0,040–0,425 GBq∙r^-1. Vypočtené bilance ⁹⁰Sr v období 2002–2014
 byly na profilu Vltava-Hněvkovice v rozmezí 0,90–10,6 GBq∙r^-1, průměrně 
3,9 GBq∙r^-1, na profilu Lužnice-Koloděje 0,98–11,3 GBq∙r^-1, průměrně 3,7 GBq∙r^-1.
 V případě ¹³⁷Cs to bylo 0,34–5,62 GBq∙r^-1, v průměru 1,13 GBq∙r^-1 pro Vltavu a pro Lužnici 0,54–4,61 GBq∙r^-1, v průměru 1,71 GBq∙r^-1. Pro další hodnocení byl z průměrných hodnot vyloučen rok 2002, který byl ovlivněn extrémními průtoky. V součtu bylo tedy průměrné „pozadí“ těchto radionuklidů v místě vyústění odpadních vod období provozu JE Temelín vypočtené jako součet bilancí Vltavy v Hněvkovicích a Lužnice v Kolodějích v hodnoceném období 2003–2014,
6,4 GBq∙r^-1 pro ⁹⁰Sr a 2,2 GBq∙r^-1 pro ¹³⁷Cs. Je tedy zřejmé, že bilance ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs, které byly způsobeny atmosférickými testy jaderných zbraní a havárií v Černobylu v minulém století, dosud významně převyšují dosavadní výpustě AAŠP 
(< 0,5 GBq∙r^-1) z JE Temelín.

Obr. 8. Porovnání kumulované bilance aktivity tritia na profilech Vltava-Solenice, Vltava-Podolí a Labe-Hřensko korigované o složku pozadí kumulované výpusti roční aktivity tritia podle ČEZ, a. s., JE Temelín za období 2002–2014
Fig. 8. Cumulative chart of annual ³H outflows at monitored sites and annual ³H discharges according to the operator of the Temelín plant during the period 2002–2014

Nejnižší koncentrace ¹³⁷Cs byly v celém období zjišťovány pro odtok VN Orlík –
 Vltavu v Solenicích vzhledem k vazbě ¹³⁷Cs na nerozpuštěné látky a jejich sedimentaci ve VN Orlík. Bylo zjištěno, že v nádrži dochází v průměru k záchytu 85,8 % nerozpuštěných látek (v hmotnostních jednotkách se jedná o 30 200 t∙r^-1). Obdobně byl vyhodnocen záchyt ¹³⁷Cs. Bylo vypočteno, že ve VN Orlík je v průměru zachyceno 61,9 % přitékajícího ¹³⁷Cs. I v případě záchytu ¹³⁷Cs byl pozorován pokles zachycené aktivity ¹³⁷Cs, pro které byl vyhodnocen efektivní poločas 9,4 r (obr. 9). Obdobně byl popsán záchyt ¹³⁷Cs v kaskádě nádrží na Dněpru [30] nebo např. v jezerech Lago di Lugano – Lago di Maggiore (Švýcarsko, Itálie). V horním jezeru Lago di Lugano jsou trvale pozorovány o jeden až dva řády vyšší koncentrace ¹³⁷Cs než ve spodním jezeru Lago di Maggiore [22]. V případě ⁹⁰Sr nebyl pozorován záchyt v nádržích [30]. V určitých obdobích může naopak docházet k remobilizaci ⁹⁰Sr, a tedy uvolňování z nádrže, což bylo pozorováno i v případě VN Orlík. Průměrný poměr aktivit ⁹⁰Sr na přítoku a odtoku VN Orlík byl vyhodnocen 0,89.

Vyhodnocení podle právních předpisů České republiky

Pro vypouštění odpadních vod z JE Temelín jsou limity stanovené výrokem KÚ [31] a rozhodnutím SÚJB [32], které vychází z legislativních požadavků – nařízení vlády č. 61/2003 Sb., ve znění nařízení vlády č. 229/2007 Sb. a nařízení vlády č. 23/2011 Sb. [33], atomového zákona [34] a příslušné vyhlášky [35], resp. směrnice EU [36].

Obr. 9. Záchyt NL vyjádřený v tunách a procentech a záchyt ¹³⁷Cs vyjádřený v procentech v období 1990–2014
Fig. 9. Annual deposition of suspended solids (SS) and ¹³⁷Cs (deposited SS expressed in tons and percentages and deposited ¹³⁷Cs expressed in percentages in the period of 1990–2014)

Z hodnocení výsledků dosavadního sledování vyplývá, že vypouštění odpadních vod při provozu 1. a 2. výrobního bloku JE Temelín působilo měřitelné změny objemových aktivit tritia ve srovnání s úrovní objemových aktivit tritia zjišťovaných na referenčních (neovlivněných) lokalitách. Naměřené objemové aktivity tritia svými jednotlivými hodnotami i ročními průměrnými hodnotami zcela vyhovovaly normám environmentální kvality NEK-RP (roční průměr) 700 Bq∙l^-1 a NEK-NPH (nejvyšší přípustná hodnota) 3 500 Bq/l podle přílohy 3 nařízení vlády č. 61/2003 Sb. [33]. Zjištěné roční průměrné objemové aktivity tritia včetně pozadí v podélném profilu Vltavy a Labe pod zaústěním odpadních vod JE Temelín byly významně nižší i než parametr pro tritium ve směrnici Rady [36], resp. než směrná hodnota podle vyhlášky SÚJB [36] – 100 Bq∙l^-1.
 Výskyt dalších jednotlivých umělých radionuklidů ve Vltavě pod zaústěním odpadních vod JE Temelín odpovídá atmosférickému spadu po testech jaderných zbraní a havárii v Černobylu, a ne příspěvku radionuklidů ve vypouštěných odpadních vodách z JE Temelín, který je mnohem menší. Zjišťované objemové aktivity ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs na neovlivněných i ovlivněných profilech jsou o tři řády nižší než normy environmentální kvality NEK-RP a NEK-NPH podle přílohy 3 nařízení vlády č. 61/2003 Sb. [33] pro tyto ukazatele.

Závěr

Byly sledovány časově-prostorové změny koncentrace ³H, ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs v povrchových vodách ve veškerých látkách a jejich vývoj v období 2000–2014, 1993–2014, resp. 1990–2014 na příkladu hlavních přítoků a odtoku VN Orlík.

V případě ³H byl zaznamenán významný rozdíl ve vývoji objemových aktivit ³H na neovlivněných a ovlivněných profilech. Průměrná objemová aktivita na neovlivněných profilech byla v období 2000–2014 kolem 1,0 Bq∙l^-1. Byl pozorován velmi pomalý pokles objemových aktivit ³H. Byl vypočten efektivní poločas ubývání, který byl delší než fyzikální poločas. Důvodem je příspěvek přirozeného pozadí a tritia produkovaného jadernými zdroji jinde ve světě. Po odečtení tohoto příspěvku byl pro profily neovlivněné provozem JE Temelín vyhodnocen efektivní poločas 10,0 r. Na ovlivněných profilech Vltava-Hladná, Vltava-Solenice, Vltava-Podolí a Labe-Hřensko byly zjištěny objemové aktivity ³H významně vyšší než na neovlivněných profilech, které odpovídají postupnému navyšování výkonu JE Temelín.

Jak v případě ⁹⁰Sr, tak i pro ¹³⁷Cs byl pozorován pokles objemových aktivit ve vodě v přítocích i odtoku VN Orlík v průběhu celého sledovaného období. Koncentrace ⁹⁰Sr byly měřeny od roku 1993. Pokles koncentrací ⁹⁰Sr byl v průběhu celého sledovaného období rovnoměrný. Vyhodnocené efektivní poločasy pro období 1993–2014 byly v rozmezí 7,8–10,4 r. Pro ¹³⁷Cs byla vyhodnocena odlišná rychlost poklesu v období 1990–1994 (T_ef v rozmezí 1,5–2,2 r) a v období 1995–2014 (T_ef v rozmezí 8,1–14,6 r). Trend poklesu byl pozorován na všech profilech i po zahájení provozu JE Temelín, tj. v období 2001–2014.

Byl pozorován i pokles hmotnostních aktivit ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs v ostatních složkách hydrosféry – dnových sedimentech, rybách a vodních rostlinách.

Bylo zjištěno, že v nádrži Orlík dochází v průměru k záchytu 86 % nerozpuštěných látek. Obdobně byl vyhodnocen záchyt ¹³⁷Cs. Bylo vypočteno, že ve VN Orlík je v průměru zachyceno 62 % přitékajícího ¹³⁷Cs. V případě ⁹⁰Sr záchyt v nádrži nebyl pozorován. V určitých obdobích naopak dochází k remobilizaci ⁹⁰Sr, a tedy uvolňování. Průměrný poměr aktivit ⁹⁰Sr na přítoku a odtoku VN Orlík byl vyčíslen hodnotou 0,9.

Vypočtené roční bilance aktivity ³H, ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs na neovlivněných a ovlivněných profilech byly porovnány s údaji provozovatele ČEZ, a. s., JE Temelín o výpustech ³H a ostatních AAŠP. Vypočtené roční bilance aktivity tritia na ovlivněných profilech byly korigovány o složku pozadí na základě sledování na neovlivněných profilech. Hodnocení bylo provedeno od roku 2002. Rozdíl sumárních bilancí na ovlivněných profilech Vltava-Solenice, Vltava-Podolí a Labe-Hřensko a údajů o výpustech ³H od provozovatele JE Temelín byl menší než 15 %. Z vypočtené bilance aktivity ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs v profilech Vltava-Hněvkovice a Lužnice-Koloděje nad zaústěním odpadních vod JE Temelín za sledované období bylo odvozeno průměrné „pozadí“ roční bilance aktivity 6,4 GBq∙r^{-1 90}Sr a 2,2 GBq∙r^{-1 137}Cs. Maximální roční výpust ostatních AAŠP nepřesáhla 0,5 GBq∙r^-1. Současné „pozadí“ ⁹⁰Sr a ¹³⁷Cs zatím zcela překrývá výpustě JE Temelín ostatních AAŠP. V ukazateli ³H je zřejmý vliv výpustí JE Temelín.

Souhrnně lze konstatovat, že provoz dvou bloků elektrárny s výkonem 2 000 MW_e, resp. 2 133 MW_e, nevedl k překročení norem environmentální kvality podle nařízení vlády č. 61/2003 Sb., v platném znění, v kategorii radioaktivních látek a jsou dodržovány legislativní požadavky na uvádění radioaktivních látek do životního prostředí.

Poděkování

Tato práce byla provedena s přispěním projektu SP/2e7/229/07 podpořeného Ministerstvem životního prostředí.