MASARYKOVA UNIVERZITA OVZDUŠÍ 2017 BRNO PROGRAM A SBORNÍK KONFERENCE

Transkript

1 MASARYKOVA UNIVERZITA OVZDUŠÍ 2017 BRNO PROGRAM A SBORNÍK KONFERENCE VÝZKUMNÁ INFRASTRUKTURA RECETOX Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Masarykova univerzita Český hydrometeorologický ústav Ústav výzkumu globální změny AV ČR, v. v. i. Brno 2017

2 OFICIÁLNÍ SPONZOŘI KONFERENCE 2017 Masarykova univerzita ISBN

3 OBSAH ORGANIZACE 4 PROGRAM KONFERENCE 5 PŘEDNÁŠKY 8 Pondělí 8 Sekce 1 9 Úterý 46 Sekce 2 48 Sekce 3 69 Sekce 4 79 Středa 110 Sekce PLAKÁTOVÁ SDĚLENÍ 135 SEZNAM ÚČASTNÍKŮ 203 3

4 ORGANIZACE Konferenci pořádají Výzkumná infrastruktura RECETOX, Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí, Masarykova univerzita, Český hydrometeorologický ústav Praha a pobočka Brno a Ústav výzkumu globální změny AV ČR, v. v. i. Přípravný odborný výbor Prof. RNDr. Ivan Holoubek, CSc. Ing. Karel Bláha, CSc. Prof. RNDr. Jana Klánová, Ph.D. Bc. Kurt Dědič RNDr. Jan Macoun, Ph.D. prof. RNDr. Ing. Michal V. Marek, DrSc., dr. h. c. Ing. Jiří Novák RNDr. Ing. Jaroslav Rožnovský, CSc. MUDR. Radim Šram, DrSc. RNDr. Milan Váňa, Ph.D. Organizace RNDr. Petra Růžičková, Ph.D. RNDr. Petra Přibylová, Ph.D. RNDr. Roman Prokeš, Ph.D. Oficiální sponzoři konference ČESKOMORAVSKÝ CEMENT HEIDELBERG CEMENT Group SIAD Czech spol. s.r.o. SUEZ Využití zdrojů a.s. Pořadatelé děkují uvedeným firmám za finanční příspěvek na organizační náklady spojené s přípravou konference 4

5 PROGRAM KONFERENCE OVZDUŠÍ 2017 OVZDUŠÍ 2017 Hotel Santon, dubna 2017 Pondělí, 10/04/ :30 09:30 Registrace Úvod Předsedající: Ivan Holoubek/Jan Macoun 09:30 09:45 Ivan Holoubek Zahájení, cíle konference, organizační poznámky 09:45 10:15 Ivan Holoubek Trendy a problémy znečištění atmosféry 10:15 10:45 Kurt Dědič Aktuální legislativní a strategické kroky Ministerstva životního prostředí v oblasti ochrany ovzduší 10:45 11:05 Přestávka, káva 11:05 11:35 Jan Macoun Sledování a hodnocení kvality ovzduší 11: Radim J. Šrám Vliv znečištěného ovzduší na zdravotní stav populace - nové poznatky 12:05 13:30 Oběd Sekce 1: Stav znečištění atmosféry v ČR, SR a Evropě a jeho monitoring Předsedající: Miloš Zapletal/Pavel Čupr 13:30-13:50 Robert Skeřil 13:50 14:10 Jaroslav Resler 14:10 14:30 Jaroslav Resler Kvalita ovzduší v malých obcích Jihomoravského kraje během topné sezóny Vývoj a ověření nového modelu tepelných poměrů městského prostředí v jemném měřítku Modelové vyhodnocení urbanistických scénářů na kvalitu ovzduší a tepelný komfort v uliční síti 14:30 14:50 Miloš Zapletal Vývoj emise amoniaku na území České republiky 14:50 15:10 Iva Hůnová Trendy přízemního ozonu v České republice za posledních dvacet let 15:10 15:30 Přestávka, káva 15:30 15:50 Tomáš Halenka 15:50 16:10 Ondřej Mikeš 16:10 16:30 Céline Degrendele 16:30 16:50 Barbora Nežiková 16:50 17:10 Céline Degrendele Tepelný ostrov města, jeho vliv na kvalitu ovzduší a interakce s klimatickou změnou Integrated climate forcing and air pollution reduction in urban systems (ICARUS): project overview and objectives Are atmospheric PBDE levels declining in Europe? Examination of seasonal variations, gas-particle partitioning and implications for long-range atmospheric transport Bulk atmospheric deposition of persistent organic pollutants in Central Europe spatial and temporal trends In situ emission factors of volatile organic compounds from traffic 5

6 Úterý, 11/04/2017 Sekce 2: Antropogenní a přírodní zdroje znečištění atmosféry, emisní inventury Předsedající: Bohumil Kotlík/Robert Skeřil 9:00 9:20 Eva Rychlíková Arsen na dosah 9:20 9:40 Jiří Horák 9:40 10:00 Petra Pokorná Porovnání emisí benzo[a]pyrenu z jednotlivých kategorií zdrojů pro ČR, MSK a části Ostravska v okolí hutního podniku Stanovení charakteristiky atmosférického aerosolu s vysokým časovým rozlišením za účelem identifikace jeho zdrojů 10:00 10:20 Jaroslav Resler Návrh integrovaného emisního procesoru nové generace 10:20 10:40 Lucia Bustin Harmonized counting of atmospheric ultrafine particles with CEN-CPC 10:40 11:00 Přestávka, káva 11:00 11:20 Céline Degrendele Laboratory measurements of volatile organic compounds emissions from passenger cars Sekce 3: Znečištění vnitřního prostředí Předsedající: Bohumil Kotlík/Robert Skeřil 11:20 11:40 Bohumil Kotlík Školy a školky 11:40 12:00 Mária Chropeňová 12:00 12:20 Lenka Sedlačková Emergentní polutanty v ovzduší a prachových částicích vnitřního prostředí perfluorované sloučeniny Silikónová guma ako pasívny vzorkovač semivolatilných organických kontaminantov vo vnútornom ovzduší 12:20 14:00 Oběd Sekce 4: Částice v atmosféře, atmosférické aerosoly, projekt ACTRIS Předsedající: Ivan Holoubek/Vladimír Ždímal 14:00 14:20 Ľudovít Balco Gravimetric PM filter holder with real-time particle concentration measurement 14:20 14:40 Naděžda Zíková Změny v koncentracích atmosférického aerosolu na pozaďových stanicích v ČR v posledních deseti letech 14:40 15:00 Kamil Křůmal 15:00 15:20 Lucie Kubelová Porovnání složení prachových částic v emisích ze spalování dřeva a uhlí v různých typech kotlů používaných pro vytápění domácností Sezónní rozdíly v těkavosti atmosférického aerosolu na pozaďové stanici v Košeticích 15:20 15:40 Adéla Holubová Šmejkalová Monitorování koeficientu rozptylu světla na aerosolových částicích na pozaďové stanici Košetice 15:40 16:00 Přestávka, káva 16:00 16:20 Adéla Holubová Šmejkalová Projekt ACTRIS od historie k budoucím výzvám 16:20 16:40 Jitka Díšková Dlouhodobé sledování těkavých organických látek na observatoři Košetice v rámci EMEP a projektu ACTRIS 16:40 17:00 Kateřina Komínková Využití dat z ceilometru při intepretaci vývoje koncentrací látek v ovzduší během dne 17:00 18:00 Plakátová sdělení Jednání národního koordinačního výboru ACTRIS-CZ 6

7 19:00 23:00 Společenský večer Středa, 12/04/2015 Sekce 5: Metody odběrů a analýzy emisí, volného ovzduší a depozice, legislativní opatření Předsedající: Michal Vojtíšek/Ivan Holoubek 9:00 9:20 Josef Keder Věřňovice export import 9:20 9:40 Zbyněk Novák Možnosti využití senzorů pro monitoring kvality ovzduší 9: Miroslav Vokoun 10:00 10:20 Stanislav Juráň Výsledky mezilaboratorních porovnávacích zkoušek BTEX v JRC Ispra Měřené a modelované toky troposferického ozonu v horském porostu smrku ztepilého 10:20 10:40 Přestávka, káva 10:40 11:00 Michal Vojtíšek 11:00 11:20 Michal Vojtíšek Výfukové emise částic, reaktivních sloučenin dusíku a skleníkových plynů z lehkých silničních vozidel za provozu: porovnání zemního plynu a klasických paliv Měření výfukových emisí drážních vozidel za provozu: měření počtu částic, reaktivních sloučenin dusíku a skleníkových plynů 11:20 11:40 Kateřina Šebková Jak přispívá národní implementační plán Stockholmské úmluvy v České republice a Národní centrum pro toxické látky ke zlepšování kvality ovzduší 11:40 12:00 Závěr konference 12:00 Oběd 7

8 PONDĚLÍ, 10. dubna 2017 Úvod Ivan Holoubek: Trendy a problémy znečištění atmosféry Kurt Dědič: Aktuální legislativní a strategické kroky Ministerstva životního prostředí v oblasti ochrany ovzduší Jan Macoun: Sledování a hodnocení kvality ovzduší Radim J. Šrám: Vliv znečištěného ovzduší na zdravotní stav populace nové poznatky 9 Sekce 1: Stav znečištění atmosféry v ČR, SR a Evropě a jeho monitoring Robert Skeřil: Kvalita ovzduší v malých obcích Jihomoravského kraje během topné sezóny Jaroslav Resler: Vývoj a ověření nového modelu tepelných poměrů městského prostředí v jemném měřítku Jaroslav Resler: Modelové vyhodnocení urbanistických scénářů na kvalitu ovzduší a tepelný komfort v uliční síti Miloš Zapletal: Vývoj emise amoniaku na území České republiky Iva Hůnová: Trendy přízemního ozonu v České republice za posledních dvacet let Tomáš Halenka: Tepelný ostrov města, jeho vliv na kvalitu ovzduší a interakce s klimatickou změnou Ondřej Mikeš: Integrated climate forcing and air pollution reduction in urban systems (ICARUS): project overview and objectives Céline Degrendele: Are atmospheric PBDE levels declining in Europe? Examination of seasonal variations, gas-particle partitioning and implications for long-range atmospheric transport Barbora Nežiková: Bulk atmospheric deposition of persistent organic pollutants in Central Europe spatial and temporal trends Céline Degrendele: In situ emission factors of volatile organic compounds from traffic

9 VLIV ZNEČIŠTĚNÉHO OVZDUŠÍ NA ZDRAVOTNÍ STAV POPULACE - NOVÉ POZNATKY Radim J. Šrám Ústav experimentální mediciny AV ČR, Vídeňská 1083, Praha 4, sram@biomed.cas.cz Severní Čechy patřily od sedmdesátých let k nejznečištěnějším oblastem Evropy. Proto byl v r přijat Program Teplice s cílem objektivně zjistit, jaký je vliv znečištěného ovzduší na zdravotní stav populace. V rámci Programu Teplice bylo v devadesátých letech prokázáno, že zlepšení kvality ovzduší v pánevních okresech Severních Čech významně přispělo ke snížení zejména kardiovaskulární úmrtnosti. Nicméně zvýšený výskyt novorozenců s nízkou porodní hmotností v sedmdesátých a osmdesátých letech představuje rizikovou skupinu, u které lze předpokládat po r zvýšený výskyt kadiovaskulární nemocnosti a diabetu 2. stupně. V současné době je nejznečištěnější oblastí v ČR Moravskoslezský kraj, koncentrace benzo[a]pyrenu (B[a]P) jsou nejvyšší v EU. Proto byl v letech 2013 a 2014 studován vliv znečištěného ovzduší na výsledky těhotenství v okresech Karviná a České Budějovice. U novorozenců v Karviné byla prokázána zvýšená hladina DNA aduktů, oxidační poškození DNA i peroxidace lipidů, zvýšená koncentrace polycyklických aromatických uhlovodíků (PAU) v moči. Analýzou exprese genů bylo pozorováno ovlivnění metabolických drah pro imunitu a vývoj CNS. Nemocnost dětí ve věku do 2 let byla vyšší v okrese Karviná. Novým poznatkem jsou práce z roku 2015 a 2016, které prokazují vliv znečištěného ovzduší na CNS: autismus, demenci, Parkinsonovu chorobu, vliv PAU snížení objemu bílé hmoty mozku, IQ, kognitivní funkce, neuropsychický vývoj u dětí exponovaných perinatálně PAU i jemným prachovým částicím (PM2.5). Důsledkem současného znečištění ovzduší je nepříznivé ovlivnění zdravotního stavu exponované populace i v příštích desetiletích, např. funkční změny u novorozenců se projeví zvýšenou nemocností na kardiovaskulárním onemocnění až ve středním věku, tj. cca až za 50 let, i zvýšení výskytu mutací přenášených do genetického materiálu příštích generací. Můžeme hovořit o časované bombě, kdy neřešení současných problémů může znamenat v příštím období významné ekonomické náklady na nemocnosti a hospodářské ztráty plynoucí z této nemocnosti. Podpořeno grantem Strategie AV21-Qualitas. 9

10 KVALITA OVZDUŠÍ V MALÝCH OBCÍCH JIHOMORAVSKÉHO KRAJE BĚHEM TOPNÉ SEZÓNY Robert Skeřil, Šárka Antošová Český hydrometeorologický ústav, pobočka Brno, Kroftova 43, Brno, robert.skeril@chmi.cz Abstrakt V letech 2015 a 2016 proběhly 2 měřicí kampaně v malých obcích Jihomoravského kraje zaměřené na kvalitu ovzduší v topné sezóně. Měření koncentrací škodlivin probíhala vždy v říjnu a v listopadu a byla zaměřena především na suspendované částice PM 10 a PM 2,5 a dále na benzo[a]pyren. V roce 2015 se měřilo v obcích Prace, Chudčice a Velké Pavlovice, v roce 2016 v obcích Babice u Rosic a Jinačovice. Naměřené koncentrace škodlivin byly srovnány s koncentracemi naměřenými na stanicích státní sítě imisního monitoringu, především v aglomeraci Brno. Měření ukázala, že v topné sezóně se z hlediska suspendovaných částic malé obce pohybují koncentračně na úrovni dopravou zatíženého centra Brna. V roce 2015 došlo během kampaně k epizodě zhoršených rozptylových podmínek (v aglomeraci Brno byla vyhlášena smogová situace). Koncentrace suspendovaných částic v malých sídlech patřily k nejvyšším, koncentrace benzo[a]pyrenu pak několikanásobně převyšovaly koncentrace naměřené v Brně. Měřicí kampaně a jejich vyhodnocení byly realizovány za podpory krajského úřadu Jihomoravského kraje. Úvod Měření v malých sídlech Jihomoravského kraje probíhalo v měsících říjen a listopad, v roce 2015 na třech lokalitách Prace, Chudčice, Velké Pavlovice, a v roce 2016 na dalších dvou - Babice u Rosic a Jinačovice. Kromě Chudčic probíhalo všude kontinuální měření koncentrací škodlivin včetně meteorologických veličin pomocí měřicího vozu. Kontinuálně byly radiometrickou metodou sledovány koncentrace suspendovaných částic frakce PM 10 (ČSN EN 12341), a chemiluminiscenční metodou oxidy dusíku (ČSN EN 14211). V Chudčicích probíhal odběr PM 10 na filtr s následným gravimetrickým stanovením. Koncentrace PM 2,5 byla na všech lokalitách stanovena gravimetricky po odebrání na filtr (ČSN EN 12341). Odběr benzo[a]pyrenu probíhal ve shodě s odběrovým kalendářem ČHMÚ vždy 4x na každé lokalitě. Vzorek byl odebírán na quartzový filtr, stanovení koncentrace pak bylo provedeno pomocí plynové chromatografie s hmotnostní detekcí (ČSN EN 15549). Obec Chudčice není plynofikovaná, zbylé obce sice plynofikované jsou, avšak určitá část plynových přípojek je neaktivní a v obcích jsou dále zastoupena lokální topeniště na další typy paliv (především pevná paliva). Pouze Velké Pavlovice leží zhruba 40 km od Brna, zbylé obce leží do vzdálenosti 20 km od centra Brna a byly tedy porovnávány především se stanicemi státní sítě imisního monitoringu (SSIM) v Brně. Jako regionální pozadí, neovlivněné lokálními zdroji a dopravou, vstupuje do hodnocení stanice Mikulov-Sedlec. Vyhodnocení koncentrací suspendovaných částic Měřicí kampaň v roce 2015 probíhala od do V rámci této měřicí kampaně byla zaznamenána i epizoda velmi vysokých koncentrací v první listopadové dekádě, která vyústila ve vyhlášení smogové situace v 8 regionech ČR, včetně aglomerace Brno. Epizoda je velmi dobře patrná z grafu průměrných 24hodinových koncentrací PM 10 na Obr. 1. Pro zasazení měření 10

11 do kontextu státní sítě imisního monitoringu byla kromě dat ze samotného měření v malých obcích využita i data ze stanic ČHMÚ, a to ze stanic Brno-Tuřany (předměstská pozaďová lokalita vzdálená od lokality Prace cca 5 km vzdušnou čarou), Brno-Dětská nemocnice (městská pozaďová lokalita v centru Brna), Brno Lány (městská pozaďová lokalita), Brno Líšeň (městská pozaďová lokalita v rezidenční části Brna), Brno-Svatoplukova (městská dopravní lokalita, dlouhodobě nejzatíženější z hlediska PM na území Brna) a Mikulov-Sedlec (regionální pozaďová lokalita umístěná mimo obec a bez dopravního ovlivnění). V grafu kvůli vyžadovanému černobílému provedení a dostatečné srozumitelnosti nejsou uvedeny všechny křivky. Obr. 1 Vývoj průměrných 24hodinových koncentrací PM 10, vybrané lokality Jihomoravského kraje, měřicí kampaň Již z grafu je patrné, že lokalita Chudčice dosahovala téměř po celou dobu nejvyšších koncentrací PM 10, vyšších než dopravou velmi zatížená lokalita Brno-Svatoplukova (průměrně 48 tis. vozidel denně). Vzhledem k různým časovým intervalům pro měření v jednotlivých malých obcích byla celá epizoda zvýšených koncentrací zaznamenána pouze ve zmíněných Chudčicích, v lokalitě Prace se měřilo pouze do a ve Velkých Pavlovicích pak od , takže tyto lokality zaznamenaly pouze část celé epizody. V Chudčicích se tedy celá délka epizody se zvýšenými koncentracemi projevila i v počtech dní s překročenou hodnotou imisního limitu pro průměrnou 24hodinovou koncentraci PM 10. Ze 14-ti denního měření překročilo 9 dní hodnotu imisního limitu 50 µg m 3. Ve stejném časovém intervalu dosáhla podobného čísla pouze lokalita Brno- Svatoplukova, kde bylo naměřeno 8 dní s překročením hodnoty imisního limitu. Lokalita Brno- Dětská nemocnice zaznamenala 5 překročení, stejně jako lokalita Brno-Tuřany. Lokality Brno- Líšeň a Mikulov-Sedlec pak pouze ve čtyřech dnech překročily hodnotu imisního limitu pro průměrnou 24hodinovou koncentraci PM

12 Následující Tab. 1 zobrazuje průměrné koncentrace za celou kampaň v jednotlivých lokalitách (průměr je vždy vztažen k časovému intervalu každé kampaně). Šedě podbarvená část tabulky pak zobrazuje relativní vztah jednotlivých kampaní k ostatním lokalitám SSIM. Tab. 1 Průměrné koncentrace PM 10 (µg m 3 ) během jednotlivých kampaní v roce 2015 v jednotlivých lokalitách včetně relativního vyjádření (šedě podbarvená část tabulky) Prace Chudčice Velké Pavlovice Brno- Svatopluk ova Brno- Dětská nemocnice Brno- Lány Brno- Tuřany Brno- Líšeň Mikulov- Sedlec Kampaň Prace 50, ,8 52,9 50,1 42,7 39,0 42,2 Kampaň Chudčice -- 71, ,4 57,2 55,4 43,5 39,1 40,0 Kampaň Velké Pavlovice ,8 40,8 33,6 34,2 23,4 20,6 15,5 Kampaň Prace 100% % 105% 100% 85% 78% 84% Kampaň Chudčice % -- 85% 80% 78% 61% 55% 56% Kampaň Velké Pavlovice % 128% 105% 107% 73% 65% 49% Lze tedy konstatovat, že během měřicí kampaně se lokalita Prace a Velké Pavlovice chovaly z hlediska PM 10 koncentračně podobně, jako centrum města Brna (Brno-Dětská nemocnice). Oproti rezidenční části Brna (Brno-Líšeň) jsou koncentrace o 20 % (Prace) a 35 % (Velké Pavlovice) vyšší. Srovnání s předměstskou lokalitou Brno-Tuřany, která již může být ovlivněna lokálními topeništi z okolních obcí (Šlapanicko) vychází 5 km vzdálená lokalita Prace koncentračně o 15 % výše, Velké Pavlovice zhruba o 30 % výše. Proti regionální pozaďové lokalitě Mikulov Sedlec vychází koncentrace PM 10 v lokalitě Prace pouze o 15 % vyšší, naproti tomu v lokalitě Velké Pavlovice byly vyšší dvojnásobně, zejména díky velmi nízké průměrné koncentraci v lokalitě Mikulov-Sedlec během této kampaně (15,5 µg m 3 ). Naproti tomu lokalita Chudčice vychází koncentračně zhruba o 20 % výše i proti centru města Brna, proti rezidenční části v Brně-Líšni jsou již koncentrace PM 10 téměř dvojnásobné, podobně jako v případě regionální pozaďové lokality Mikulov-Sedlec. Obdobnou situaci můžeme sledovat i v případě měřicí kampaně v roce 2016, přestože nedošlo k epizodě zvýšených koncentrací PM 10 jako v předchozím roce. V případě kampaně v Jinačovicích byly na všech lokalitách měřeny vyšší koncentrace PM 10. Ve vztahu k regionální pozaďové lokalitě v Mikulově Sedleci bylo dosaženo podobné hodnoty jako v případě Babic. Ve srovnání s pozaďovými koncentracemi v Brně však vychází lokalita Jinačovice relativně lépe než Babice u Rosic. Ve srovnání s lokalitou Brno Tuřany jsou koncentrace zhruba o 15 % vyšší, téměř totožné jaké jsou měřeny v dopravou neovlivněném centru Brna. Lokalita Brno- Lány měří oproti Jinačovicím mírně zvýšené koncentrace, dopravou zatížená lokalita Brno Svatoplukova měřila již zhruba o 20 % vyšší koncentrace PM 10. Lze tedy konstatovat, že lokalita Jinačovice se koncentračně rovnala centru města Brna, nezatíženém dopravou. Situace v Babicích u Rosic byla relativně mírně horší, avšak ne tolik jako dopravou silně ovlivněné lokality v Brně. Obě lokality pak naměřily zhoršené koncentrace proti rezidenční části Brna, napojené na centrální zásobování teplem. Vztah k regionálnímu pozadí Jihomoravského kraje je pak v obou lokalitách obdobný, mírně lepší v Jinačovicích. 12

13 Tab. 2 - Průměrné koncentrace PM 10 (µg m 3 ) během jednotlivých kampaní v roce 2016 v jednotlivých lokalitách včetně relativního vyjádření (šedě podbarvená část tabulky) Babice Jinačovice Brno- Svatopluk ova Brno- Dětská nemocnice Brno- Lány Brno- Tuřany Brno- Líšeň Mikulov- Sedlec Kampaň Babice 24, ,4 21,0 24,4 19,3 18,9 18,0 Kampaň Jinačovice -- 27,5 33,0 28,0 29,3 23,6 24,0 21,1 Kampaň Babice 100% % 87% 101% 80% 78% 74% Kampaň Jinačovice % 120% 102% 107% 86% 87% 77% Obdobné výsledky ve vztahu k lokalitám SSIM aglomerace Brno lze vysledovat i v případě měření PM 2,5. Lokality Prace, Velké Pavlovice, Babice u Rosic a Jinačovice se chovaly koncentračně podobně, jako centrum města Brna (Brno-Dětská nemocnice, Brno-Lány). Proti rezidenční části Brna (Brno-Líšeň) jsou koncentrace o zhruba 10 % (Prace, Velké Pavlovice, Jinačovice) resp. 25 % (Babice u Rosic) vyšší. Odlišná situace je pak v případě lokality Chudčice. Koncentrace PM 2,5 jsou zde o 20 % vyšší proti centru města Brna, průměrná koncentrace PM 2,5 za dané období je totožná jako koncentrace PM 2,5 na dopravou zatížené lokalitě Brno-Svatoplukova. Proti rezidenční části v Brně-Líšni jsou již koncentrace o 50 % vyšší, podobně jako v případě regionální pozaďové lokality Mikulov-Sedlec. Vyhodnocení koncentrací benzo[a]pyrenu Výrazně odlišné proti stanici v Brně pak byly v malých obcích měřeny koncentrace benzo[a]pyrenu. V rámci České republiky jsou zcela majoritním zdrojem tohoto karcinogenního polutantu lokální topeniště, což se projevilo i v měřených koncentracích. Ty byly ovlivněny jednak skladbou lokálních topenišť (od nejvíce plynofikovaných Velkých Pavlovic s pouhými 12 % neaktivních přípojek až po neplynofikované Chudčice), dále pak meteorologickými podmínkami během kampaně a v neposlední řadě i orografií terénu a s ní související provětrávatelností lokality. Výsledky pak byly srovnány s lokalitou SSIMv Brně-Líšni. Koncentrace ve Velkých Pavlovicích byly proti lokalitě Brno-Líšeň více než dvojnásobné pouze v doznívající epizodě zhoršených rozptylových podmínek ( ), dne byly pouze zhruba poloviční. V případě lokality Prace již byla situace horší, proti koncentracím benzo[a]pyrenu v Brně-Líšni byly 2x naměřeny 1,5 krát vyšší koncentrace, jednou téměř 4x vyšší a jednou téměř 5x vyšší. Nejhorší situace však byla v již zmíněných Chudčicích, kde v nejlepším případě byly koncentrace benzo[a]pyrenu 7,5 krát vyšší než v Brně-Líšni a v nejhorším případě 13,5 krát vyšší. Srovnatelné koncentrace měřily v tento den pouze lokality v aglomeraci Ostrava/Karviná/Frýdek-Místek, lokalita Chudčice patřila mezi 3 nejznečištěnější lokality z hlediska benzo[a]pyrenu v tento den. Na vysokých koncentracích se promítla i epizoda zhoršených rozptylových podmínek a horší provětrávatelností obce Chudčice. Koncentrace benzo[a]pyrenu v Babicích u Rosic dosáhly ze začátku kampaně na čtyřnásobek až šestinásobek koncentrací měřených ve stejné dny v Brně - Líšni. V druhé polovině kampaně se i díky oteplení a útlumu topení koncentrace srovnávaly. V případě lokality Jinačovice byl vývoj koncentrací benzo[a]pyrenu opačný, což opět souviselo zejména s meteorologickými podmínkami v době měření. Ze začátku kampaně byly koncentrace benzo[a]pyrenu zhruba dvojnásobné proti koncentracím měřeným v Brně Líšni. Na přelomu října a listopadu však došlo k 13

14 významnějšímu ochlazení. Nízké teploty se odrazily ve zvýšené intenzitě topení a nárůstu koncentrací benzo[a]pyrenu na pětinásobek ( ) a následně až na desetinásobek ( ) koncentrací měřených v Brně-Líšni. Naměřené koncentrace souhrnně uvádí Tab. 3, podbarvením jsou rozlišeny jednotlivé roky. Tab. 3 Denní koncentrace benzo[a]pyrenu (ng.m 3 ) během kampaní na jednotlivých lokalitách a srovnání se stanicí SSIM Brno - Líšeň Prace 3,3 0,6 1,3 3,7 Chudčice 6,1 13,1 18,4 9,4 Velké Pavlovice 4,5 1,3 0,4 0,4 Babice u Rosic 3,8 2,3 1,2 2,0 Jinačovice 0,9 0,9 2,7 4,6 Brno-Líšeň 0,7 0,3 0,8 1,0 2,0 0,9 0,7 0,3 0,6 0,6 0,8 1,9 0,4 0,8 0,5 0,4 Závěr Koncentrace vybraných škodlivin mohou být v topné sezóně v malých obcích vyšší, než v rezidenčních částech větších měst, zvláště pokud jsou města napojena na CZT. V případě malých obcí v blízkosti Brna jsou měřené koncentrace suspendovaných částic na úrovni centra města, v hůře provětrávaných lokalitách jsou koncentrace na úrovni dopravních stanic. Podstatně horší je situace z hlediska benzo[a]pyrenu, kdy se koncentrace v některých dnech pohybují v násobcích koncentrací rezidenční části Brna. Hlavním zdrojem znečištění v těchto malých sídlech jsou lokální topeniště. Poděkování Studie vznikaly za podpory Jihomoravského kraje a ve spolupráci s jednotlivými obcemi. Celé studie jsou ke stažení na portálu krajského úřadu Jihomoravského kraje. 14

15 VÝVOJ A OVĚŘENÍ NOVÉHO MODELU TEPELNÝCH POMĚRŮ MĚSTSKÉHO PROSTŘEDÍ V JEMNÉM MĚŘÍTKU Jaroslav Resler 1,2, Pavel Krč 1,2, Michal Belda 1,2,4, Pavel Juruš 1,2, Nina Benešová 1,3, Jan Lopata 1,3, Ondřej Vlček 1,3, Daša Damašková 1,3, Kryštof Eben 1,2, Přemysl Derbek 1, Björn Maronga 5 a Farah Kanani-Sühring 5 1 Fakulta dopravní ČVUT v Praze, Konviktská 20, Praha 1, reslejar@fd.cvut.cz 2 Ústav informatiky AV ČR, Pod Vodárenskou věží 2, Praha 8 3 Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 17, Praha 4 4 Matematicko-fyzikální fakulta UK, V Holešovičkách 2, Praha 8 5 Institute of Meteorology and Climatology, Leibniz University Hannover, Germany Úvod Městské prostředí je důležitou součástí klimatického systému, a mnoho jeho aspektů má přímý dopad na lidské zdraví a kvalitu života přičemž k nejdůležitějším patří teplotní komfort a kvalita ovzduší. To vede k potřebě spolehlivého nástroje pro klimatologické studie pro vyhodnocování plánů pro rozvoj měst, adaptačních a mitigačních strategií. Modelování městského klimatu je oblast, ve které je zapotřebí brát v úvahu řadu fyzikálních procesů a jejich vzájemné komplexní interakce (Arnfield, 2003). Městské povrchy jsou ovlivněny krátkovlnnou a dlouhovlnnou radiací a dochází k energetické výměně mezi různými částmi městského povrchu, atmosférou, a hlubšími vrstvy materiálů ať už se jedná o půdu, různé vodorovné povrchy, nebo např. zdi domů. K této energetické výměně navíc dochází různými způsoby například jak citelnými, tak latentními tepelnými toky. Tyto toky dále ovlivňují turbulentní proudění vzduchu, které je dále závislé na zpravidla složité geometrii uličního kaňonu, ale také na procesech které probíhají ve větším měřítku v mezní vrstvě atmosféry nebo dokonce v synoptickém měřítku. Složitost problému je dále umocněna vegetací a heterogenními materiály městského povrchu. Pro studium městského klimatu lze využít různé přístupy měření, fyzikální modelování, numerické simulace. Reprezentativní přehled různých metod lze najít např. v Mirzaei a Haghighat (2010) nebo Moonen et al. (2012). My jsme se v naší práci zaměřili na využití numerických modelů, jejichž přístup lze rozdělit do tří kategorií. Parametrizace městského povrchu v regionálních meteorologických a klimatických modelech: tato technika je obvykle používána v hrubším rozlišení a neumožňuje modelování individuálních uličních kaňonů a budov. Samostatné parametrizované modely: tyto modely obsahují jednoduchý popis nejdůležitějších fyzikálních procesů, avšak interakci s okolním prouděním pouze parametrizují na základě statistických nebo klimatologických modelů. Výpočetní modely dynamiky proudění (Computational fluid dynamics - CFD): tato třída modelů je zaměřena na výpočet turbulentního proudění tekutin a jejich interakci s povrchy, zpravidla ve velmi jemném měřítku. Modelování turbulentního proudění je velmi výpočetně náročné a v praxi se tak využívají různé metody zjednodušení. Většina CFD modelů určených pro studium městského klimatu je založena na metodě Reynoldsových středovaných Navier-Stokesových rovnic (Reynolds Average Navier-Stokes RANS), které dovolují modelovat pouze průměrné proudění a interakce turbulentních vírů s prostředím tak není explicitně zahrnuta. Komplexnější přístup 15

16 představují tzv. LES modely (LES Large Eddy Simulation, simulace velkých vírů). Tato třída modelů počítá dynamické rovnice turbulentního proudění až do určitého prostorového rozlišení a pod něj už využívá parametrizace. Tím je dosaženo přijatelného kompromisu mezi dostatečně jemným popisem proudění a výpočetní náročností zvládnutelnou i pro reálné složitější scénáře (s využitím dostatečně výkonných výpočetních systémů). Naším úkolem v rámci projektu UrbanAdapt bylo kvantifikovat dopady různých scénářů rozvoje města (různé městské povrchy, výsadba vegetace, rozšíření stávající ulice) na kvalitu ovzduší a tepelný komfort obyvatel v prostoru uličních kaňonů. Z toho vyplývá potřeba modelu, který je schopen simulovat proudění v jemném rozlišení (jednotky metrů) a dostatečně realisticky predikovat turbulence ve složitém terénu uliční sítě a v okolí budov. Takovým požadavkům vyhovují LES modely, které však jsou velmi výpočetně náročné. Dalším požadavkem tak je také dostatečná optimalizace modelů pro výkonné paralelní výpočetní systémy. Rešerše ukázala, že volně dostupný LES model, který by zároveň dostatečně podrobně popisoval energetickou výměnu v městském prostředí, kombinaci toků energie a proudění vzduchu včetně efektů vegetace a různých vlastností městských povrchů v praxi zatím neexistoval. Tento nedostatek byl řešitelským týmem vyřešen rozšířením existujícího modelu PALM o modul USM (Urban Surface Module modul popisující nejdůležitější procesy energetické výměny v městském prostředí). Model PALM Model PALM (Maronga et al., 2015) patří mezi tzv. LES modely a je zaměřen na simulování proudění v mezních vrstvách atmosféry popř. oceánu. Výhodou modelu PALM je, že jeho kód je strukturován tak, že je možné jej spouštět na masivně paralelních výpočetních systémech navíc se jedná o otevřený kód. PALM řeší Navier-Stokesovy rovnice v Boussinesqově approximaci. Model PALM obsahuje několik typů procesů, které jsou parametrizovány. Patří sem například mikrofyzika oblaků, model vegetačního povrchu a jednoduchý model oceánů. V souvislosti s aplikací pro městské prostředí obsahuje PALM submodel pro zemský povrch, který umožňuje jednoduchou reprezentaci městského povrchu pomocí změny nejvyšší vrstvy půdy. Takovýto zjednodušující zásah však nemůže popsat řadu dalších efektů, ke kterým ve městě dochází například popis heterogenních městských povrchů (horizontálních i vertikálních), bilance krátkovlnné i dlouhovlnné radiace včetně stínění a vícenásobných odrazů, absorbce radiace městskou vegetací, tepelné toky mezi městskými povrchy a atmosférou, nebo tepelné toky uvnitř zdí. To byl důvod, proč došlo k rozšíření modelu PALM o modul městského povrchu USM. Model městského prostředí Urban surface model (USM) Modul USM řeší energetickou bilanci všech horizontální a vertikálních povrchů (zdi budov, střechy, chodníky, silnice). Základní rovnice energetické bilance je vyjádřena jako: C 0 dt 0 /dt = R n - H - G, kde C 0 je tepelná kapacita povrchové vrstvy, T 0 je její teplota, R n je radiační bilance, H je turbulentní tok tepla mezi povrchovou vrstvou a vzduchem a G je tepelný tok z povrchové vrstvy dovnitř materiálu. Tok H je parametrizován na základě Krayenhoff and Voogt (2007) pro vertikální povrchy a dle Maronga a Bosveld (2017) pro horizontální povrchy. Kondukce uvnitř materiálů (zdí a země) je řešena numericky za použití Fourierova zákona pro několik vrstev pod povrchem. Model radiace (krátkovlnné i dlouhovlnné) popisuje odrážení radiace mezi zdmi a dalšími povrchy (i vícenásobné odrazy), stínění a také částečné pohlcování radiace (povrchy a korunami stromů). 16

17 V současné verzi modelu jsou pro jednoduchost zavedena některá zjednodušení. Mimo jiné nejsou zahrnuty odrazivé povrchy a okna, materiál zdí je považován za homogenní, vnitřní teplota budov je brána jako konstantní, není zahrnuta evapotranspirace vegetace, povrchy jsou uvažovány jako vodonepropustné a antropogenní teplo je modelováno jenom v povrchové vrstvě. Tato omezení jsou předmětem dalšího vývoje kódu. USM byl v souladu s pojetím modelu PALM implementován jako samostatný volitelný modul, který přímo používá modelové hodnoty PALMu (rychlost proudění, teplota, energetické toky apod.). USM pak vrací spočtené hodnoty povrchových teplot a tepelných toků zpět dalším modulům PALMu a tyto jsou využívány v prognostických rovnicích modelu. Důležitým aspektem implementace, kterému musela být věnována náležitá pozornost byla otázka efektivní paralelizace celého kódu. Model USM byl přijat do oficiálního kódu modelu PALM a je volně dostupný prostřednictvím oficiálního SVN repozitáře PALMu (viz Podrobnější popis modelu lze nalézt v Resler et al. (2017). Ověření modelu a měřicí kampaň Pro otestování správnosti modelu byla provedena měřicí kampaň v Praze Holešovicích na křižovatce ulic Dělnická a Komunardů. Pomocí infračervené kamery byly získány snímky zdí a silnice na desíti vybraných lokalitách. Snímkování infrakamerou probíhalo od 16: do 19: a to tak, že každou hodinu byly postupně obcházeny měřicí stanoviště, ze kterých byla zpravidla kolmo snímána protilehlá strana ulice, v případě stanoviště 8 šlo o šikmé snímání vodorovného povrchu křižovatky. Tak byla získána časová řada průběhu teplot různých povrchů. Obrázek 1 (vlevo) ilustruje polohu jednotlivých měřících stanovišť. Současně s měřením teploty povrchů infrakamerou bylo na stanovišti 1 prováděno orientační měření teploty vzduchu. Období měření bylo zvoleno v průběhu typické letní vlny veder. Model byl konfigurován pro simulaci zájmové oblasti o velikosti 376 m 226 m (obrázek 1 vpravo) s rozlišením 2.08 m x 2.08 m. Vertikální rozměr domény byl 2364 m. Pro správné nastavení vstupních parametrů modelu bylo třeba shromáždit množství informací o stěnách, střechách a zemském povrchu v okolí křižovatky (materiály a jejich vlastnosti jako albedo, emisivita, tepelná kapacita apod., výška budov atd.) a dále podrobné údaje o vegetaci (umístění stromů, výška, výška nasazení koruny, hustota olistění). Obrázek 1: Pozice snímání teplot povrchů a celkový pohled na zájmovou oblast. 17

18 Obrázek 2: Teplota povrchů. Obrázek 3: Teplota vzduchu. Obrázek 2 ukazuje teploty povrchů v celé doméně ve 12:00 UTC a ukazuje efekt rozdílného zahřívání povrchů různých fasád díky rozdílným materiálovým a povrchovým parametrům. Dále je zřetelně patrný efekt vegetace. Obrázek 3 ukazuje denní chod teploty vzduchu spočtený modelem PALM-USM v lokalitě 1. Tato teplota je porovnána s orientačním měřením teploty na místě, měřením ze stanice Klementinum a teplotou z regionálního modelu WRF, která byla použita jako mezoměřítkový forcing teplot. Graf ukazuje, že teploty z modelu PALM-USM jsou ve velmi dobré shodě s měřením a korektně tak podchycují vliv městského tepelného ostrova v porovnání s modelem WRF, který dává asi o 7 C nižší teploty. Obrázek 4: Porovnání teplot fasád východní zdi (lokalita 5). Porovnání měřených a modelovaných hodnot je na obrázku 4. Vyhodnocení ukazuje relativně dobrou shodu mezi modelem a měřeními. Odchylky od měřených hodnot jsou způsoby některými zjednodušeními, jako je například fakt, že v rozlišení 2 m nemůžou být podchyceny některé jemnější nerovnosti budov a dále také nejistotami v určování parametrů zdí a dalších povrchů. 18

19 Výpočetní aspekty Správnost a výpočetní efektivita implementace USM byla otestována v různých prostředích: typ procesoru (Intel, AMD), překladač (GNU, PGI, Intel), implementace MPI (MVAPICH2, IMPI) a další. Ukazuje se, že výpočetní nároky USM nejsou velké a zapnutí modulu tak nezpůsobí výrazné prodloužení výpočtu a model dobře škáluje na typických konfiguracích výpočetního klusteru. Shrnutí Realistické modelování městského klimatu je výpočetně velmi náročné a komplexní zahrnutí všech procesů v městské zástavbě stále představuje velkou výzvu v rámci současné generace numerických modelů. Zde představujeme nově vyvinutý model městského prostředí Urban Surface Model (USM), začleněný do atmosférického modelu PALM. USM zahrnuje většinu důležitých procesů (radiace, energetická bilance na městských površích, kondukce uvnitř materiálů). Tento model byl testován a kalibrován proti měřením získaným pomocí IR kamery v době epizody veder na počátku července USM byl začleněn do oficiálního kódu modelu PALM a je volně dostupný v rámci všeobecné veřejné licence GNU. Model představuje vhodný nástroj pro vyhodnocování scénářů urbanistického plánovaní a rozvoje z hlediska dopadu na kvalitu ovzduší a tepelný komfort obyvatel v ulicích města a byl již využit pro vyhodnocení adaptačních opatření v Praze (viz příspěvek Modelové vyhodnocení urbanistických scénářů na kvalitu ovzduší a tepelný komfort v uliční síti v tomto sborníku). Poděkování Projekt UrbanAdapt (EHP-CZ02-OV ) je podpořen grantem z Islandu, Lichtenštejnska a Norska. Příspěvek vznikl také s podporou RVO: Některé simulace byly provedeny na superpočítači Salomon podporovaném Ministerstvem školství, mládeže a tělovýchovy z projektu IT4Innovations National Supercomputing Center LM pro podporu velkých výzkumných infrastruktur, experimentální vývoj a inovativní projekty. Dále děkujeme koordinátorovi projektu UrbanAdapt Ústavu výzkumu globální změny AV ČR za zapůjčení IR kamery, Institutu plánování a rozvoje hlavního města Prahy za poskytnutí dat a společnosti ATEM za pomoc při jejich zpracování. Literatura Arnfield, A. J.: Two decades of urban climate research: a review of turbulence, exchanges of energy and water, and the urban heat island, Int. J. Climatol. 23, 1 26, (2003). Krayenhoff, E. S., a Voogt J. A.: A microscale three-dimensional urban energy balance model for studying surface temperatures, Bound.-Lay. Meteorol. 123, (2007). Maronga et al.: The Parallelized Large-Eddy Simulation Model (PALM) version 4.0 for atmospheric and oceanic flows: model formulation, recent developments, and future perspectives, Geosci. Model Dev. 8, (2015). Maronga, B. a Bosveld, F. C.: Key parameters for the life cycle of nocturnal radiation fog: a comprehensive large-eddy simulation study, Q. J. Roy. Meteor. Soc., submitted (2017). Mirzaei, P. A. a Haghighat, F.: Approaches to study Urban Heat Island Abilities and limitations, Build. Environ. 45, (2010). Moonen et al.: Urban Physics: Effect of the micro-climate on comfort, health and energy demand, Frontiers of Architectural Research 1, (2012). Resler et al.: A new urban surface model integrated in the large-eddy simulation model PALM, Geosci. Model Dev. Discuss., doi: /gmd , in review (2017). 19

20 MODELOVÉ VYHODNOCENÍ URBANISTICKÝCH SCÉNÁŘŮ NA KVALITU OVZDUŠÍ A TEPELNÝ KOMFORT V ULIČNÍ SÍTI Jaroslav Resler 1,2, Pavel Krč 1,2, Michal Belda 1,2,4, Pavel Juruš 1,2, Nina Benešová 1,3, Ondřej Vlček 1,3, Daša Damašková 1,3, Kryštof Eben 1,2, Přemysl Derbek 1 1 Fakulta dopravní ČVUT v Praze, Konviktská 20, Praha 1, reslejar@fd.cvut.cz 2 Ústav informatiky AV ČR, Pod Vodárenskou věží 2, Praha 8 3 Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 17, Praha 4 4 Matematicko-fyzikální fakulta UK, V Holešovičkách 2, Praha 8 Úvod Města a městské prostředí jsou důležitým elementem při úvahách o klimatu a jeho probíhající změně. Vzhledem k tomu, že více než polovina všech lidí žije ve městech a tento podíl se podle všeho bude dále zvyšovat, bude vliv městského klimatu čím dál tím důležitější. Mnoho aspektů městského klimatu má přímý dopad na lidské zdraví a kvalitu života, přičemž k nejdůležitějším patří teplotní komfort a kvalita ovzduší. Tyto dopady jsou často dále umocněny změnou klimatu to vede k potřebě získávat potřebná podkladová data na základě vědeckých poznatků, tak aby bylo možno kvalifikovaně rozhodovat o adaptačních i mitigačních strategiích pro města. Jedním z nejdůležitějších jevů městského klimatu je existence takzvaných městských tepelných ostrovů (angl. Urban Heat Island - UHI), které lze zjednodušeně popsat jako zvýšení teploty ve městech a jejich nejbližším okolí v porovnání s mimoměstským prostředím. Toto zvýšení teploty přímo souvisí se zvýšenou schopností městských povrchů absorbovat a uchovávat energii výsledné teploty tak mohou být vyšší v řádech jednotek stupňů Celsia. V průběhu let 2015 a 2016 byl řešen projekt UrbanAdapt, jehož hlavním cílem byl návrh adaptačních opatření na klimatickou změnu ve vybraných pilotních městech. V projektu UrbanAdapt byl vyvinut nový model pro simulaci městského prostředí USM (Resler et al. 2017) v rámci atmosférického modelu PALM (Maronga et al. 2015) viz též příspěvek Vývoj a ověření nového modelu tepelných poměrů městského prostředí v jemném měřítku v tomto sborníku. Model umožňuje výpočet proudění vzduchu, radiačního záření, teplot vzduchu i materiálů země a zdí, kvality ovzduší a indexů MRT (Mean Radiant Temperature, střední radiační teplota) a PET (Physiological Equivalent Temperature, fyziologicky ekvivalentní teplota) ve velmi jemném měřítku. Pro výpočet scénářů byla ve spolupráci s IPR Praha (Institut plánování a rozvoje hl. m. Prahy) jako pilotní vybrána oblast Holešovic v okolí křižovatky ulic Komunardů a Dělnická. Navržené scénáře zahrnovaly hlavně zhodnocení různých typů výsadby zeleně (stromů) a citlivostní studii na vliv barvy a materiálů zdí, střech, silnic a chodníků. Popis lokality Na základě komunikace s IPR Praha byla vybrána lokalita v Praze Holešovicích, a to křižovatka ulic Dělnická a Komunardů a přilehlé okolí. Jedná se o typickou pražskou městskou zástavbu složenou převážně ze starších domů, přičemž profily ulic mají přibližně stejnou šířku a výšku. Ulice samotné neobsahují příliš zeleně většina stromů v oblasti se nachází ve vnitroblocích. 20

21 Obrázek 1: Pohled na oblast zájmu. V lokalitě byl proveden terénní průzkum, při kterém byly pořízeny fotografie každé budovy a pořízen zápis o povrchovém materiálu budovy, barvě, charakteru a členitosti fasády. Při popisu objektů byly fasády budov rozděleny do dvou výškových úrovní, a to na přízemní část (parter), která se většinou výrazně liší od horní části fasády budovy jak barvou, tak materiálem omítky. Ve většině případů se jedná o první podlaží budov (přízemí), kde se vyskytují obchody a jiné nebytové prostory. Ve vyšších patrech jsou většinou byty, ojediněle kanceláře. Během terénního průzkumu byly dále zmapovány stromy vyskytující se v ulici i uvnitř domovních bloků. Byla změřena výška stromu, výška nasazení koruny, určen její tvar a zaznamenán biologický druh daného stromu. Nashromážděná data sloužila jako konfigurační parametry modelu PALM-USM a jako podklady pro přípravu scénářů. Letecký snímek oblasti je znázorněn na obrázku 1. Scénáře adaptačních opatření Scénáře různých opatření se pohybovaly od čistě hypotetických změn, které lze spíše chápat jako studii citlivosti na různé typy zásahů, až po opatření, které lze reálně zvažovat při dlouhodobém rozvoji modelovaného území. Ve spolupráci s IPR došlo k vytvoření několika simulací s různými změnami v šířce ulice, v osazení ulice vzrostlými stromy a změnami ve vlastnostech povrchových materiálů. Výsadba stromů Zde prezentujeme dvě situace: základní scénář původní stav, a rozšířená ulice Dělnická osázená stromy uprostřed ulice. Modelová reprezentace scénářů je na obrázku 2. Obrázek 3 znázorňuje teplotu vzduchu ve výšce 1 m nad povrchem (zhruba odpovídající vzduchu, kterému je vystaven člověk pohybující se po ulici) pro popsané scénáře. Je patrné, že stromová alej ulici výrazně ochlazuje. Často ovšem není rozhodnutí o nejvhodnějším opatření jednoznačné, to ilustruje obrázek 4 ukazující koncentrace NOx pro stejnou hodinu a výše uvedené scénáře. 21

22 Obrázek 2: Vlevo: stávající stav. Vpravo: osázení rozšířené ulice alejí stromů Obrázek 3: Simulace teploty vzduch ve výšce 1 m. Vlevo: stávající stav. Vpravo: stav s alejí stromů. Obrázek 4: Simulace koncentrací NOx. Vlevo: stávající stav. Vpravo: stav s alejí stromů. Zde je naopak scénář se stromořadím uprostřed ulice horší, protože vykazuje nejvyšší koncentrace polutantu. Je ovšem potřeba upozornit, že v tomto případě jde o bezrozměrnou simulaci záměrně bez udání jednotek, která jenom porovnává disperzi přepokládaných emisí a nelze takto zjednodušeně bez znalosti skutečných lokálních i pozaďových emisí hodnotit, 22

23 jestli jde o skutečně významné zvýšení koncentrací. V dopravně zatížených lokalitách je ovšem zhoršená ventilace ulice kvůli vzrostlým stromům reálným efektem a v takovémto případě může být právě popisovaný model vhodným nástrojem pro detailní kvantifikaci rizik zvýšených koncentrací. Citlivost na barvy povrchů Dalším ze základních typů scénářů byly změny barev povrchů, a to jak svislých (fasády), tak vodorovných (vozovky a chodníky) v různých kombinacích. Shrnutí výsledků představují obrázky 5 a 6. Obrázek 5: Teplota vzduchu v 1 m. Obrázek 6: Koncentrace NOx v 1 m. Modrá čára (scénář označený jako nocanopy) přitom označuje normální barvy, ostatní scénáře se od normálního stavu odlišují tím, že jsou buď všechny zdi světlé, či tmavé (scénáře budovy_svetla resp. budovy_tmava), nebo naopak všechny vodorovné povrchy světlé, či tmavé (scénáře chod_sil_svetla a chod_sil_tmava). 23

24 Z výsledků je patrno, že na teplotu vzduchu má v tomto případě zásadní vliv hlavně barva vodorovných povrchů a barva zdí zde není tak zásadní (obrázek 5). Domníváme se, že hlavním důvodem je to, že od světlých zdí se odráží sluneční záření, dokud stejně nakonec neskončí jeho energie na tmavém povrchu vozovky, která pak nahřívá vzduch nad ní. Opět se ukazuje, že scénář vedoucí k největší redukci teplot v ulici (světlé chodníky a silnice), zároveň vede k nejvyšším koncentracím polutantu v ulici. Shrnutí Řešitelský tým v rámci řešení projektu UrbanAdapt rozvinul modelové nástroje pro podporu adaptačních strategií ve městech. Ve spolupráci s IPR Praha bylo vybráno několik pilotních scénářů adaptačních strategií pro lokalitu Praha Holešovice, které byly v rámci projektu otestovány. Výstupy testování modelu Prahy ukazují užitečné výsledky pro podporu rozhodování při tvorbě adaptačních strategií. Ukazuje se, že různé typy adaptačních opatření mohou mít výrazný vliv na snížení teploty v ulici (až cca 10 C). Zároveň se však ukazuje důležitost komplexního hodnocení nejen z hlediska dopadů na teplotu v ulicích, ale zároveň i na kvalitu ovzduší protože efekt různých scénářů na teplotu a kvalitu ovzduší může být protichůdný. Jako obzvláště zajímavé se jeví hlavně možnosti modelování efektu výsadby stromů a dále modelování efektu změn vlastností (zejména barev) vodorovných a svislých povrchů. Poděkování Projekt UrbanAdapt (EHP-CZ02-OV ) je podpořen grantem z Islandu, Lichtenštejnska a Norska. Příspěvek vznikl také s podporou RVO: Dále děkujeme Institutu plánování a rozvoje hlavního města Prahy za poskytnutí dat a společnosti ATEM za pomoc při jejich zpracování. Literatura Maronga, B. a Bosveld, F. C.: Key parameters for the life cycle of nocturnal radiation fog: a comprehensive large-eddy simulation study, Q. J. Roy. Meteor. Soc., submitted (2017). Resler et al.: A new urban surface model integrated in the large-eddy simulation model PALM, Geosci. Model Dev. Discuss., doi: /gmd , in review (2017). 24

25 VÝVOJ EMISE AMONIAKU NA ÚZEMÍ ČESKÉ REPUBLIKY Miloš Zapletal 12 1 EKOTOXA s.r.o., Otická 761/37, Opava, milos.zapletal@ekotoxa.cz 2 Slezská univerzita v Opavě, Filozoficko-přírodovědecká fakulta 1. Úvod Emise amoniaku a následný depoziční tok amoniaku do citlivých ekosystémů je jedním z významných problémů životního prostředí na národní a mezinárodní úrovni (Bobbink et al. 2011). Amoniak se podílí také na vzniku aerosolů (Banzhaf et al., 2013), významně ovlivňujících zemské klima (Sutton et al., 2013) a okyselování a eutrofizaci ekosystémů (Bobbink et al., 2011). Modelové odhady do roku 2020 naznačují, že při podstatné redukci emisí ostatních znečišťujících látek ovzduší bude přibližně polovina poškození ekosystémů v Evropě (v důsledku působení acidifikace, eutrofizace a aerosolů) spojena s emisemi amoniaku. Evropská komise si dala za cíl do roku 2020 signifikantní snížení plochy, kde atmosférická depozice dusíku a acidity překračuje kritické zátěže pro eutrofizaci a acidifikaci. Pro splnění těchto cílů je třeba v Evropě snížit emise amoniaku o 27 % (Klimont et al. 2006). Zdrojem emisí amoniaku v České republice je především zemědělská činnost (Zapletal, Chroust, 2006). Průmyslová výroba (tepelné zpracování uhlí, chemický průmysl) a jiné zdroje (doprava, emise z lidské populace) přispívají k tvorbě emisí amoniaku méně (Zapletal, Chroust, 2006). Cílem této studie je porovnání prostorové distribuce emise amoniaku v síti 3x3 km na území ČR v letech 2005 a 2015 ze zemědělských zdrojů pomocí modelu pro výpočet prostorové distribuce (Zapletal, 2015) a databáze, která obsahuje informace o lokalizaci zemědělských zdrojů emisí amoniaku a počtu hospodářských zvířat na území ČR. 2. Materiál a metody Emise NH 3 byly vypočteny z následujících zemědělských zdrojů: z ustájení, ze skladování a z aplikace hnoje a kejdy, z pastevní periody a z aplikace průmyslových hnojiv. Do modelu byly zahrnuty údaje o počtu zvířat, o složení chovu a umístění stájí hospodářských zvířat v roce 2005 (Zapletal, Chroust, 2006, 2007) a v roce 2015 (Zapletal, 2015). Pro stanovení celkové emise amoniaku z chovu hospodářských zvířat zahrnující uvedené typy produkce emisí NH 3 byly aplikovány emisní faktory navržené pro jednotlivé druhy hospodářských zvířat ve smyslu platné legislativy (MŽP, 2013). Byla zahrnuta následující zvířata: - skot dojený - všechny věkové kategorie - skot nedojený - všechny věkové kategorie - skot nezařazený - samci - ovce nad 1 rok - kozy nad 1 rok - prasata - drůbež Aktualizované emisní faktory (MŽP, 2013) pro ustájení dojnic byly porovnány s emisními faktory odvozenými z experimentálního měření emise amoniaku v průběhu pětidenní měřící kampaně uvnitř a v okolí kravína s volným ustájením dojnic. Byly stanoveny souřadnice bodu pro každý podnik na území ČR. Tento bod byl následně použít jako zdroj emisí amoniaku za podnik. Byl zvolen přístup, ve kterém byly odlišeny pozemky jednotlivých podniků s kulturou orná půda (OP) a travní porost (TP), jednak proto, že z hlediska emisí rozlišujeme typy kultur a příslušné druhy zvířat, jednak proto, že větší podniky mohou mít pozemky TP jinde než 25

26 pozemky s OP. S využitím GIS byly vybrány jen půdní bloky s kulturou OP a TP. Pro každou kulturu zvlášť byly rozpuštěny hranice podniků, takže ve výsledku vznikly dva prostorové prvky pro každý podnik, které představují soubor ploch obhospodařované OP pro daný podnik a vedle toho soubor ploch obhospodařovaných TP pro tentýž podnik. Následně byl přepočten celkový počet zvířat podniku na jednotlivé čtverce s využitím znalosti o výměře OP a TP daného podniku ve čtverci. Lokalizace umístění farem drůbeže pro rok 2015 byla provedena dle IPPC (IPPC, 2016). 3. Výsledky 3.1 Vývoj stavu hospodářských zvířat a emise amoniaku Vývoj stavu hospodářských zvířat a emisí amoniaku mezi roky 2005 a 2015 je zachycen tab Stav skotu celkem v České republice v roce 2005 a v roce 2015 je přibližně stejný. V porovnání s rokem 2005 se stav skotu v roce 2015 zvýšil cca o kusů, tj. o 2.6 %, což se projevilo v nárůstu celkové emise amoniaku o 0.1 kt NH 3 /rok. Stav drůbeže klesl mezi roky 2005 a 2015 o cca kusů, tj. o cca 13.3 %, což se projevilo v poklesu celkové emise amoniaku o 0.8 kt NH 3 /rok. Stav ovcí a koz stoupl v roce 2015 proti roku 2005 o cca kusů, tj. o cca 103 %, což se projevilo v nárůstu celkové emise amoniaku o 0.13 kt NH 3 /rok. Výraznější byly změny v počtech prasat. Celkový počet prasat v ČR podle databáze Integrovaného registru zvířat (IZR) ke dni byl cca 1,67 mil. kusů zvířat. Jejich počet se tedy v roce 2015 proti roku 2005 snížil o cca 1,2 mil. kusů, tj. o cca 41,9 %, což se projevilo v poklesu celkové emise amoniaku o 12.8 kt NH 3 /rok. Emise amoniaku z aplikace průmyslových hnojiv stoupla mezi roky 2005 a 2015 o cca 4 %. Na obr. 3.1 je uvedena prostorová distribuce emisí amoniaku ze zemědělských zdrojů v kg ha -1 rok -1 v síti 3x3 km na území České republiky v roce 2005 (a) a v roce 2015 (b). Tab. 3.1 Počty zvířat a emise NH 3 v roce 2005 (Zapletal, Chroust, 2007) a v roce Druh Počet kusů v roce 2005 Emise NH 3 v roce 2005 (kt NH 3 /rok) Podíl na celkové emisi (v %) Počet kusů v roce 2015 Emise NH 3 v roce 2015 (kt NH 3 /rok) Podíl na celkové emisi (v %) Skot Prasata Drůbež Ovce a kozy Celkem zemědělství

27 a) b) Obr. 3.1 Prostorová distribuce emise amoniaku ze zemědělských zdrojů (skot, prasata, drůbež, ovce, kozy, průmyslová hnojiva) v kg ha -1 rok -1 v síti 3x3 km na území České republiky v roce 2005 (a) a v roce 2015(b). 27

28 4. Diskuse a závěr Posloupnost hodnot emise amoniaku ve čtvercích 3x3 km v roce 2005 a v roce 2015 ukazuje odlišný prostorový vzor mezi emisemi amoniaku, i když jsou obě posloupnosti založeny na stejné distribuční metodice. Celková emise v roce 2015 je menší (50.93 kt NH 3 -N) v porovnání s celkovou emisí v roce 2005 (64.30 kt NH 3 -N), protože došlo k poklesu počtu prasat o 41,9 % mezi rokem 2005 a Aktualizované emisní faktory použité v roce 2015 jsou pro prasata a skot vyšší, pro ovce a kozy jsou použité emisní faktory nižší než v roce 2005 (Zapletal, 2015). Hlavní rozdíl mezi oběma roky je tedy ovlivněn spíše snížením počtu prasat a změnou v prostorové distribuci zemědělských zdrojů emise amoniaku, než v použitých emisních faktorech. Literatura Banzhaf, S., Schaap, M., Wichink Kruit, R. J., Denier van der Gon,H. A. C., Stern, R., Builtjes, P. J. H Impact of emissionchanges on secondary inorganic aerosol episodes across Germany, Atmos. Chem. Phys., 13, , doi: /acp Bobbink, R., Braun, S., Nordin, A., Power, S., Schütz, K., Strengbom, J., Weijters, M., and Tomassen, M Review and Revision of Empirical Critical Loads and Dose- Response Relationships, Coordination Centre for Effects, National Institute for Public Health and the Environment (RIVM), The Netherlands. IPPC, View Klimont, Z., Amann, M., Bertok, I., Cabala, R., Cofala, J., Heyes, Ch., Gyarfas, F., Schöpp, W., Wagner, F., The Role of Agricultural Emissions in European Air Quality Policy. In: Aneja, V.P., Schlesinger, W. H., Knighton, R., Jennings, G., Niyogi, D., Gilliam, W., Duke, C.S (eds.) Workshop on Agricultural Air Quality, State of the Science, June 5-8, 2006, Bolger Conference Center, Potomac, Maryland, USA, Washington DC, 2006, pp MŽP, Metodický pokyn odboru ochrany ovzduší: k zařazování chovů hospodářských zvířat podle zákona č. 201/2012 Sb., o ochraně ovzduší, k výpočtu emisí znečišťujících látek z těchto stacionárních zdrojů a k seznamu technologií snižujících emise z těchto stacionárních zdrojů [online] [cit ]. Dostupné z: Sutton, M. A., Reis, S., Riddick, S. N., Dragosits, U., Nemitz, E., Theobald, M. R., Tang, Y. S., Braban, C. F., Vieno, M., Dore, A. J., Mitchell, R. F., Wanless, S., Daunt, F., Fowler, D., Blackall, T. D., Milford, C., Flechard, C. R., Loubet, B., Massad, R., Cellier, P., Personne, E., Coheur, P. F., Clarisse, L., Van Damme, M., Ngadi, Y., Clerbaux, C., Skjøth, C. A., Geels, C., Hertel, O., Wichink Kruit, R. J., Pinder, R. W., Bash, J. O., Walker, J. T., Simpson, D., Horváth, L., Misselbrook, T. H., Bleeker, A., Dentener, F., and de Vries, W Towards a climate-dependent paradigm of ammonia emission and deposition, Philos. Trans. R. Soc. Lond. B. Biol. Sci., 368, Zapletal M., Chroust P Spatial distribution of ammonia emissions on the territory of the Czech Republic. In: Aneja V.P., Schlesinger W. H., Knighton R., Jennings G., Niyogi D., Gilliam W., Duke C.S (eds.): Workshop on Agricultural Air Quality, State of the Science, June 5 8, 2006, Potomac, USA, Washington DC, p Zapletal, M., Chroust, P Aktualizace a vyhodnocení prostorové distribuce emisí a depozice amoniaku na území ČR jako podklad pro hodnocení dosažitelnosti a plnění 28

29 mezinárodních závazků ČR vyplývajících z Protokolu o snížení acidifikace, eutrofizace a přízemního ozonu v podmínkách ČR, Projekt MŽP č. 820/08/07, Zapletal, M Průběžná zpráva z řešení projektu 4TA Emisní procesor nové generace využívající nově dostupné zdroje dat. Model pro výpočet prostorové distribuce emisí amoniaku z chovů hospodářských zvířat ze všech zemědělských zdrojů vytvořený na základě transformace jednotlivých GIS vrstev a zdrojových dat umožňující modelovat prostorovou distribuci emisí amoniaku do pravidelné čtvercové sítě 1x1 km pokrývající celé území ČR. Poděkování Tato studie vznikla za finanční podpory Technologické agentury České republiky (projekt 4TA ). 29

30 TRENDY PŘÍZEMNÍHO OZONU V ČESKÉ REPUBLICE ZA POSLEDNÍCH DVACET LET Iva Hůnová, Vít Bäumelt Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 17, Praha 4 Komořany, hunova@chmi.cz Přízemní ozon (O 3 ) je klíčovou složkou atmosféry (Monks et al., 2015) a jako takový je předmětem početných studií zabývajících se jeho rolí v atmosférické chemii i možnými negativními dopady - ať už na zdraví lidí či na přírodu. Studován je i v kontextu klimatické změny. Vzhledem k tomu, že se jedná o sekundární znečišťující látku vznikající z prekursorů při komplikovaných fotochemických reakcích ovlivňovaných ve velké míře meteorologickými podmínkami (Seinfeldt, Pandis, 1998), je velmi obtížné snížit jeho koncentrace na přijatelnou míru tak, aby vyhovovaly legislativně zakotveným imisním limitům. Přízemní ozon patří, vzhledem k dosahovaným koncentracím a rozsahu území i populace vystavené nadlimitním koncentracím, k nejzávažnější znečišťujícím látkám v ovzduší. Jeho koncentrace se, přes významnou snahu omezit emise prekursorů, nedaří příliš snižovat (EEA, 2016). Přes déletrvající úsilí Severní Ameriky, Evropy i Japonska, se pozaďové koncentrace O 3 na severní polokouli stále zvyšují, a to zejména ve spojitosti s antropogenními emisemi spojenými s rostoucím počtem obyvatel jihovýchodní Asie, zejména Číny. V souvislosti s dlouhodobým monitoringem O 3 a jeho výsledky se množí studie hodnotící dlouhodobé časové trendy O 3 v různých regionech světa (např. Cooper et al., 2014, Paoletti et al., 2007). Jejich závěry jsou však často nejednoznačné a výsledky se liší v závislosti na studovaném časovém období a na hodnoceném kritériu (Lefohn et al., 2017). V České republice se imisní koncentrace O 3 měří v rámci národní monitorovací sítě kvality ovzduší Českého hydrometeorologického ústavu (ČHMÚ) od r. 1993, v současné době na asi 50 stanicích charakterizujících různá prostředí venkovské, horské, městské, průmyslové. Koncentrace se měří celoročně, metodou UV-absorbance, průměrné 1-h koncentrace jsou shromažďovány v databázi Informačního systému kvality ovzduší (ISKO) a pravidelně hodnoceny v rámci tzv. grafických ročenek ČHMÚ (ČHMÚ, 2016). Výsledky publikovaných studií indikují, že koncentrace O 3 jsou u nás tak vysoké, že mohou mít negativní dopady pro zdraví lidí (Hůnová et al., 2013, 2017) i pro vegetaci a ekosystémy (Hůnová et al., 2011, 2012). Dvacetiletá řada, která je dnes už v ČR z mnoha stanic k dispozici, umožňuje i přes značnou meziroční variabilitu koncentrací provést zhodnocení časového trendu s cílem zjistit, zda se opatření aplikovaná u nás pro zlepšení kvality ovzduší odrážejí i v klesajících koncentracích O 3. Cílem příspěvku je zhodnocení trendů koncentrací přízemního ozonu na 26 dlouhodobě měřicích stanicích, městských i venkovských. Analýza byla provedena pro roční aritmetický průměr, medián, 98% kvantil, letní průměr, denní maximální 8-h klouzavý průměr a expoziční index pro lesy AOT40F. Přítomnost trendu byla zjišťována Mann-Kendallovým testem (Määttä et al., 2002). V souvislosti s provázaností atmosférické chemie O 3 a NO x, byly zjišťovány i trendy poměru NO/NO 2 a NO 2 /NO x. 30

31 Výsledky analýzy ukazují, že pro každou z uvažovaných charakteristik, je statisticky významný klesající trend O 3 vždy asi na polovině zkoumaných stanic. Stanice, u kterých nebyl prokázán statisticky významný klesající trend O 3 u žádné ze studovaných charakteristik jedná se celkem o osm stanic byl zjištěn statisticky významný nárůst poměru NO 2 /NO x a naopak klesajícího poměru NO/NO 2. Jedná se zejména o stanice v severozápadním regionu ČR, kde došlo vzhledem k denitrifikaci emisí velkých energetických zdrojů i ke snížení emitovaného NO, a dále o některé stanice městské mimo tento region. Na městských stanicích obecně jsou dávány neklesající koncentrace O 3 do souvislosti se změnou poměru NO 2 /NO x z automobilové dopravy, konkrétně s nárůstem tohoto poměru v důsledku značného nárůstu osobních aut s dieselovým pohonem. Závěrem lze konstatovat, že přes určité dílčí zlepšení a pokles koncentrací přízemního O 3, imisní limity pro ochranu zdraví i ekosystémů jsou v ČR stále významně překračovány. Literatura: Cooper O.R., Parrish D.D., Ziemke J., Balashov N.V., Cupeiro M., et al.: Global distribution and trends of tropospheric ozone: An observation-based review. Elementa: Science of the Anthropocene 2: (2014). ČHMÚ: Znečištění ovzduší na území České republiky v roce ČHMÚ, Praha (2016). EEA: Air quality in Europe-2016 report. EEA, Luxembourg (2016). Hůnová I., Brabec M., Malý M., Knobová V., Braniš M.: Major heat waves of 2003 and 2006 and health outcomes in Prague. Air Quality, Atmosphere & Health 10, (2017). Hůnová I., Malý M., Řezáčová J., Braniš M.: Association between ambient ozone and health outcomes in Prague. International Archives of Occupational and Environmental Health 86, (2013). Hůnová I., Matoušková L., Srněnský R., Koželková K.: Ozone influence on native vegetation in the Jizerske hory Mts. of the Czech Republic: results based on ozone exposure and ozoneinduced visible symptoms. Environmental Monitoring and Assessment 183, (2011). Hůnová I., Schreiberová M.: Ambient ozone phytotoxic potential over the Czech forests as assessed by AOT40. iforest-biogeochemistry 5, (2012). Lefohn A.S., Malley C.S., Simon H., Wells B., Xu X., Zhang L., Wang T.: Responses of human health and vegetation exposure metrics to changes in ozone concentration distributions in the European Union, United States, and China. Atmospheric Environment 152, (2017). Monks P.S., Archibald A.T., Colette A., Cooper O., Coyle M. et al.: Tropospheric ozone and its precursors from the urban to the global scale from air quality to short-lived climate forcer. Atmospheric Chemistry and Physics 15, (2015). Määttä A., Salmi T., Antilla P., Ruoho-Airola T., Excel Template for Calculation of Trends Statistics of Annual Time Series. Finnish Meteorological Institute, Helsinki. Seinfeldt J.H., Pandis S.N.: Atmospheric chemistry and physics. John Wiley, New York, USA (1998). Paoletti E., de Marco A., Beddows D.C.S., Harrison R.M., Manning W.J.: Ozone levels in European and USA cities are increasing more than at rural sites, while peak values are decreasing. Environmental Pollution 192, (2014). 31

32 TEPELNÝ OSTROV MĚSTA, JEHO VLIV NA KVALITU OVZDUŠÍ A INTERAKCE S KLIMATICKOU ZMĚNOU Tomáš Halenka, Peter Huszár, Michal Belda, Jan Karlický Univerzita Karlova, Matematicko-fyzikální fakulta, Katedra fyziky atmosféry, V Holešovičkách 2, Praha, tomas.halenka@mff.cuni.cz ABSTRAKT Města mají vliv na atmosférické procesy především odlišností vlastností zemského povrchu i umělými strukturami, které vytvářejí. Tím jsou modifikovány mechanické, radiační, termální a hydraulické vlastnosti, což má za následek narušení přirozených toků energie, vlhkosti a hybnosti v přízemní vrstvě. Tento jev se nazývá tepelný ostrov města, který se ale kromě výrazného nárůstu teploty může projevovat i v dalších atmosférických parametrech. Proto je důležité s těmito procesy počítat a zahrnout je i do atmosférických modelů, zvláště pak do modelů s vyšším rozlišením, a to jak pro operativní předpověď, tak i v rámci regionálních klimatických simulací. S ohledem na možný vliv např. teploty na chemické procesy je žádoucí tento efekt zahrnout i do modelů kvality ovzduší. 1. ÚVOD Města, zvláště ta velká, či dokonce velkoměsta, ovlivňují procesy v atmosféře řadou způsobů a v různé míře. Za širokou škálou procesů stojí interakce spodních vrstev atmosféry, resp. její přízemní vrstvy, se zemským povrchem, který je v případě města tvořen všelijakými městskými strukturami a speciálními povrchy, které mezi běžnými přírodními povrchy nenajdeme a které svým rozsahem vyžadují specifický přístup k vyhodnocení jejich vlivu, ať již v oblasti radiační balance, vodní bilance, vedení tepla, drsnosti pro proudění apod. Dalším civilizačním výstupem je s ohledem na velkou koncentraci obyvatelstva a jeho energetické potřeby produkce tzv. antropogenního tepla, která je sice značná v důsledku rostoucích požadavků na klimatizaci i v létě, ale v soutěži s radiačním příkonem sluneční energie se výrazněji uplatní v zimním období. V neposlední řadě se koncentrace obyvatelstva a jeho aktivit, a to nejen energetických, uplatní v produkci atmosférických příměsí, tedy emisí, jejichž zdroji vedle již zmíněné energetiky je samozřejmě doprava, lokální topeniště, průmysl apod. Tak máme velká města jako významné zdroje skleníkových plynů, oxidů dusíku, VOC, následně produkovaného ozónu, vedle toho také pevných a kapalných částic, např. prachových o různých velikostech i dalších aerosolů. Městský povrch je tvořen umělými povrchy, které mají v řadě parametrů vlastnosti naprosto odlišné od běžných přírodních povrchů. Jedná se především o mechanické, radiační, termální a hydraulické vlastnosti jednotlivých povrchů, které významným způsobem ovlivňují atmosférické procesy a tedy i vlastnosti vzduchu v přízemní vrstvě (Lee et al., 2011; Huszar et al., 2014). Podstata interakcí mezi městskými povrchy s jejich strukturami a přízemní vrstvou atmosféry je studována od 80. let, a to jak z hlediska probíhajících procesů a jejich okamžitého vlivu, tak i z dlouhodobého hlediska. To vedlo na zavedení pojmu tzv. tepelného ostrova města (urban heat island, UHI), který podrobně popsal např. Oke (1982). Od té doby je této problematice věnována řada studií, které podrobně rozebírají jednotlivé procesy i jejich působení, např. na teplotu (Basara et al., 2008; Gaffin et al., 2008); vlhkost (Richards, 2004); turbulenci (Roth, 2000; Kastner-Klein et al., 2001); celkovou strukturu mezní vrstvy (Angevine et al., 2003); rychlost větru (Hou et al., 2013); srážky a hydrologický cyklus (Rozoff et al., 2003). 32

33 V zásadě se tepelný ostrov města tvoří v důsledku významného narušení přirozených toků energie, vlhkosti a hybnosti v přízemní vrstvě, které je způsobeno městskými strukturami, jako např. uliční kaňon či střechy budov, a vlastnostmi jejich povrchů. V důsledku nižšího albeda tyto povrchy přijímají ve dne vice tepelné energie, kterou jsou schopny lépe akumulovat a v průběhu noci hůře vyzařovat kvůli omezenému vyzařovacímu ůhlu (Grimmond and Oke, 1995). To vede k nárůstu teploty v odpoledních, večerních a nočních hodinách, který může být navýšen i produkcí tzv. antropogenního tepla, tedy energetickými úniky tepla ze sídel (Block et al., 2004), ať již v důsledku špatné tepelné izolace s efektem především v zimě, tak i v důsledku klimatizace v létě, kdy ale tento příspěvek ve srovnání s efektem radiačního příkonu slunečního záření není tak patrný. Další zesílení tepelného ostrova města může být dosaženo převahou vodě nepropustných ploch ve městě, která působí vyšší odtok z městského prostředí, tudíž vede na menší výpar a tedy i na pokles zchlazování povrchu spotřebovaným latentním teplem, tj. opět dochází k zvyšování teploty (Grimmond and Oke, 1991; Taha, 1997). Řada studií se věnuje pozorování tohoto efektu, jeho dokumentování měřeními, v neposlední řadě dnes i satelitními pozorováními či studiem reanalýz, a to v nejrůznějších částech světa, především pak pro vybraná velkoměsta, kde samozřejmě tento efekt je nejvyšší (např. Eliasson and Holmer, 1990; Basara et al., 2008; Svoma and Brazel, 2010; Yang et al., 2011; Giannaros and Melas, 2012; Pichierri et al., 2012). Vedle toho se rovněž vyvíjejí metody, jak tyto procesy modelovat a eventuálně výsledné efekty do modelů atmosféry zahrnout. To je dnes zvláště důležité, protože při rostoucím rozlišení jak operativních předpovědních modelů, tak i regionálních klimatických modelů se již dnes běžně může stát, že plocha území města je výrazně větší než rozměr jednotlivých čtverců modelové sítě a potom běžné parametrizace přízemních procesů nad přírodními povrchy nemohou realisticky popsat procesy nad městem. Proto je žádoucí tyto modely, resp. jejich parametrizace přízemních procesů, rozšířit o speciální parametrizaci procesů v přízemní vrstvě pro městské prostředí (Urban Canopy Models, UCMs), které umí popsat tyto procesy a jejich efekty nerozlišené v měřítku modelu (Baklanov et al., 2008; Lee and Park, 2008; Oleson et al., 2008; Chen et al., 2011). S ohledem na aplikace výsledků modelů, a to jak operativních předpovědních, tak i regionálních klimatických modelů, je použití takové parametrizace, resp. zahrnutí efektů tepelného ostrova města, skutečně důležité. Podle NAS (2012) zvýšení teploty nad městským povrchem v důsledku tohoto jevu může dosahovat až 10 C, což je např. pro předpověď horkých vln, eventuálně pro studium zdravotních důsledků změn teplot v souvislosti např. s klimatickou změnou, velmi zásadní. Navíc lze očekávat výrazný nárůst koncentrace obyvatelstva v městském prostředí, jak ukazuje Obr. 1, takže se zřejmě význam tepelného ostrova města bude spíše zvyšovat (Mirzaei, 2015). UN (2009) uvádí, že od r žije více než polovina obyvatel planety ve městech. V Evropě to bylo v r % a v polovině tohoto století je očekáván nárůst na 84%. Použití modelů se zahrnutím urbanizace je tak nutností nejen při studiích lokálních problémů (Flagg and Taylor, 2011; Wouters et al., 2013; Hou et al., 2013), ale i pro regionální měřítka (Feng et al., 2013; Trusilova et al., 2008; Struzewska and Kaminski, 2012; Huszar et al., 2014), kde lze sledovat i efekt měst mimo konkrétní městská území. V této studii nevěnujeme pozornost poslednímu již zmíněnému specifickému rysu měst, a to jsou jejich emise atmosférických příměsí, jako např. skleníkových plynů, resp. atmosférického znečištění, ať již z dopravy, lokálních topenišť, energetických zdrojů či různých technologických provozů (Timothy and Lawrence, 2009; Huszar et al., 2016). Některé chemické reakce, např. tvorba fotochemického smogu, mohou být silně ovlivněny teplotou, takže i zde může hrát tepelný ostrov města významnou roli. Šíření znečištění v městské oblasti, a tedy koncentrace znečišťujících látek, mohou samozřejmě ovlivnit i jiné 33

34 efekty městského prostředí, např. na výšku směšovací vrstvy či vlhkost. Naopak, městský aerosol, a to nejen ten přímo emitovaný, ale také různé sekundární aerosoly, mohou modifikovat radiační příkon (Seinfeld and Pandis, 1998; Folberth et al., 2015). Obr. 1. Pozorovaný a předpokládaný nárůst počtu měst s vybranými hladinami populace (Mirzaei, 2015). 1. MODELOVÉ STUDIE Urbanizační parametrizace byly testovány ve dvou modelech, regionálním klimatickém modelu RegCM4 (Giorgi et al., 2012) a v modelu WRF (Skamarock et al., 2008), rovněž v režimu regionálního klimatického modelu. V modelu RegCM4 byla použita implementace jednovrstvého parametrizace městských procesů podle Kusaka and Kimura (2004), provedená a popsaná v Huszar et al. (2014), a rovněž dnes dostupná parametrizace stejného principu v rámci modelu přízemních interakcí CLM podle Oleson et al. (2008), který je nyní v RegCM4 k dispozici. V modelu WRF je rovněž k dispozici tato verze parametrizace dle Kusaka and Kimura (2004), navíc je tam ale možné použít vícevrstvou, tedy složitější parametrizaci podle Martilli et al. (2002). Předběžné výsledky ukazují i v relativně hrubém rozlišení 10 km základní rysy vlivu města ve shodě s popisovanými jevy. Je vidět různá citlivost jednotlivých implementací v závislosti na roční době a rovněž si lze na Obr. 2 pro teplotu všimnout relativně širokého rozpětí možného efektu, který dle očekávání závisí i na velikosti města. ACKNOWLEDGEMENT Tato práce je podporována v rámci projektu OP PPR Proof of Concept, CZ /0.0/0.0/16_023/ , Ověření proveditelnosti a komerčního potenciálu výsledků výzkumu Univerzity Karlovy. 34

35 Obr. 2. Rozložení teplotních odchylek městského tepelného ostrova pro jednotlivé modely a příslušné parametrizace v různých městech (Praha, Berlín, Vídeň, Budapešť, Mnichov, Varšava), LITERATURA Angevine, W. M., White, A. B., Senff, 5 C. J., Trainer, M., Banta, R. M., and Ayoub, M. A.: Urban-rural contrasts in mixing height and cloudiness over Nashville in 1999, J. Geophys. Res., 108, 4092,doi: /2001JD001061, Baklanov, A., Korsholm, U., Mahura, A., Petersen, C., and Gross, A.: ENVIRO-HIRLAM: on-line coupled modelling of urban meteorology and air pollution, Adv. Sci. Res., 2, 41 46, doi: /asr , Basara, J. B., Hall Jr., P. K., Schroeder, A. J., Illston, B. G., and Nemunaitis, K. L.: Diurnal cycle of the Oklahoma City urban heat island, J. Geophys. Res., 113, D20109, doi: /2008jd010311, Block, A., Keuler, K., and Schaller, E.: Impacts of anthropogenic heat on regional climate patterns, Geophys. Res. Lett., 31, L12211, doi: /2004gl019852, 2004 Chen, F., Kusaka, H., Bornstein, R., Ching, J., Grimmond, C. S. B., Grossman-Clarke, S., Loridan, T., Manning, K. W., Martilli, A., Miao, S., Sailor, D., Salamanca, F. P., Taha, H., Tewari, M., Wang, X., Wyszogrodzki, A. A., and Zhang, C.: The integrated WRF/urban modelling system: development, evaluation, and applications to urban environmental problems, Int. J. Climatol., 31, , Eliasson, I. and Holmer, B.: Urban heat island circulation in Goteborg, Sweden, Theor. Appl. Climatol., 42, ,

36 Feng, J.-M.,Wang, Y.-L., and Ma, Z.-G.: Long-term simulation of large-scale urbanization effect on the East Asian monsoon, Clim. Change, , doi: /s , Flagg, D. D. and Taylor, P. A.: Sensitivity of mesoscale model urban boundary layer meteorology to the scale of urban representation, Atmos. Chem. Phys., 11, , doi: /acp , Folberth, G. A., Butler, T. M., Collins, W. J., and Rumbold, S. T.: Megacities and climate change A brief overview, Environ. Pollut., 203, , Gaffin, S. R., Rosenzweig, C., 5 Khanbilvardi, R., Parshall, L., Mahani, S., Glickman, H., Goldberg, R., Blake, R., Slosberg, R. B., and Hillel, D.: Variations in New York City s urban heat island strength over time and space, Theor. Appl. Climatol., 94, 1 11, doi: /s , Giannaros, T. M. and Melas, D.: Study of the urban heat island in a coastal Mediterranean city: the case study of Thessaloniki, Greece, Atmos. Res., 118, , doi: /j.atmosres , Giorgi, F., Coppola, E., Solmon, F., Mariotti, L., Sylla, M., Bi, X., Elguindi, N., Diro, G. T., Nair, V., Giuliani, G., Cozzini, S., Guettler, I., O Brien, T. A., Tawfi, A. B., Shalaby, A., Zakey, A., Steiner, A., Stordal, F., Sloan, L., and Brankovic, C.: RegCM4: model description and preliminary tests over multiple CORDEX domains, Clim. Res., 52, 7 29, Grimmond, C. S. B. and Oke, T.: An evapotranspirationinterception model for urban areas,wafer Resour. Res. 27, 1739, doi: /91wr00557, Grimmond, C. S. B. and Oke, T. R.: Comparison of heat fluxes from summertime observations in the suburbs of four North American cities. J. Appl. Meteorol., 34, , 1995 Hou, A., Ni, G., Yang, H., and Lei, Z.: Numerical Analysis on the Contribution of Urbanization towind Stilling: an Example over the Greater Beijing Metropolitan Area, J. Appl. Meteorol. Clim., 52, , doi: /jamc-d , Huszar, P., Halenka, T., Belda, M., Zak, M., Sindelarova, K., and Miksovsky, J.: Regional climate model assessment of the urban land-surface forcing over central Europe, Atmos. Chem. Phys., 14, , doi: /acp , Huszar, P., Belda, M., and Halenka, T.: On the long-term impact of emissions from central European cities on regional air quality, Atmos. Chem. Phys., 16, , doi: /acp , Kastner-Klein, P., Fedorovich, E., and Rotach, M. W.: 5 A wind tunnel study of organised and turbulent air motions in urban street canyons, J. Wind Eng. Ind. Aerod., 89, , Kusaka, H. and Kimura, F.: Coupling a single-layer urban canopy model with a simple atmospheric model: impact on urban heat island simulation for an idealized case, J. Meteorol. Soc. Jpn., 82, 67 80, Lee, S.-H., Kim, S.-W., Angevine,W. M., Bianco, L., McKeen, S. A., Senff, C. J., Trainer, M., Tucker, S. C., and Zamora, R. J.: Evaluation of urban surface parameterizations in the WRF model using measurements during the Texas Air Quality Study 2006 field campaign, Atmos. Chem. Phys., 11, , doi: /acp , Lee, S.-H. and Park, S.-U.: A vegetated urban canopy model for meteorological and environmental modelling, Bound.-Lay. Meteorol., 126, , Martilli, A., Clappier, A., and Rotach, M. W.: An urban surface exchange parameterization for mesoscale models, Bound.-Lay. Meteorol., 104, , Mirzaei, P.A., 2015: Recent challenges in modeling of urban heat island, Sustainable Cities 36

37 and Society, 19, 2015, NAS, 2012: Urban Meteorology: Forecasting, Monitoring, and Meeting End Users Needs. Report in Brief, National Research Council, The National Academy of Sciences Oke, T. R.: The energetic basis of the urban heat island, Q. J. Roy. Meteor. Soc., 108, 1 24, doi: /qj , Oleson, K. W., Bonan, J. B., Feddema, J., Vertenstein, M., and Grimmond, C. S. B.: An urban parameterization for a global climate model, Part I: Formulation and evaluation of two cities, J. Appl. Meteorol. Clim., 47, , Pichierri, M., Bonafoni, S., and Biondi, R.: Satellite air temperature estimation for monitoring the canopy layer heat island of Milan, Remote Sens. Environ., 127, , doi: /j.rse , Skamarock, W. C., Klemp, J. B., Dudhia, J., Gill, D. O., Barker, D. M., Duda, M., Huang, X.-Y., Wang, W., and Powers, J. G.: A Description of the Advanced Research WRF Version 3 NCAR Technical Note, National Center for Atmospheric Research, Boulder CO, USA, doi: /d68s4mvh, Richards, K.: Observation and simulation of dew in rural and urban environments, Prog. Phys. Geog., 28, 76 94, Roth, M.: Review of atmospheric turbulence over cities, Q. J. Roy. Meteor. Soc., 126, , Rozoff, C. M., Cotton, W. R., and Adegoke, J. O.: Simulation of St. Louis, Missouri, land use impacts on thunderstorms, J. Appl. Meteorol., 42, , Seinfeld, J. H. and Pandis, S. N.: Atmospheric Chemistry and Physics: From Air Pollution to Climate Change, J. Wiley, New York, Svoma, B. M. and Brazel, A.: Urban effects on the diurnal temperature cycle in Phoenix, Arizona, Clim. Res., 41, 21 29, Struzewska, J. and Kaminski, J. W.: Impact of urban parameterization on high resolution air quality forecast with the GEM AQ model, Atmos. Chem. Phys., 12, , doi: /acp , Taha, H.: Urban climates and heat islands: Albedo, evapotranspiration, and anthropogenic heat, Energy. Buildings, 2, , Trusilova, K., Jung, M., Churkina, G., Karstens, U., Heimann, M. and Claussen, M.: Urbanization Impacts on the Climate in Europe: Numerical Experiments by the PSU NCAR Mesoscale Model (MM5). J. Appl. Meteor. Climatol., 47, doi: /2007jamc1624.1, United Nations: Population Division of the Department of Economic and Social Affairs of the United Nations Secretariat, World Population Prospects: The 2008 Revision and World Urbanization Prospects: The 2009 Revision, New York, Wouters, H., De Ridder, K., Demuzere, M., Lauwaet, D., and van Lipzig, N. P. M.: The diurnal evolution of the urban heat island of Paris: a model-based case study during Summer 2006, Atmos. Chem. Phys., 13, , doi: /acp , Yang, X., Hou, Y., and Chen, B.: Observed surface warming induced by urbanization in east China, J. Geophys. Res., 116, D14113, doi: /2010jd015452,

38 INTEGRATED CLIMATE FORCING AND AIR POLLUTION REDUCTION IN URBAN SYSTEMS (ICARUS): PROJECT OVERVIEW AND OBJECTIVES Ondřej Mikeš 1, Céline Degrendele 1, Roman Prokeš 1, Ondřej Sáňka 1, Adéla Holubová Šmejkalová 2,3, Pavel Čupr 1 Gerhard Lammel 1,4 and Jana Klánová 1 1 Masaryk University, Research Centre for Toxic Compounds in the Environment, Kamenice 5, Brno, Czech Republic 2 Czech Hydrometeorological Institute, Košetice observatory 3 Global Change Research Centre, Academy of Sciences of the Czech Republic, Prague, Czech Republic 4 Max Planck Institute for Chemistry, Multiphase Chemistry Department, Hahn-Meitner-Weg 1, Mainz, Germany ICARUS (Integrated Climate forcing and Air pollution Reduction in Urban Systems) is a four years project ( ) funded in the frame of H2020, made up of 18 partner institutions from 9 European countries with multidisciplinary expertise in the environment, climate and public health. The main objective of this project is to quantitatively assess the impact of current and alternative national and local policies on reducing greenhouse gas emissions and improving air quality through a full chain approach and to evaluate the future public health and wellbeing impacts of these policies in European cities. To reach this goal, ICARUS will develop innovative tools for urban impact assessment leading to design and implement win-win strategies to improve the air quality and reduce the carbon footprint of European cities. An integrated approach will be used for air pollution monitoring, combining ground-based measurements, atmospheric transport and chemistry modelling as well as air pollution indicators, derived from satellite, airborne and agent based monitoring. The targeted parameters encompass variety of environmental pollutants. Furthermore, project deliverables will be developed based on existing statistical data. The ICARUS methodology will be applied in nine EU cities, including Brno, of variable size, socio-economic conditions and history. Technological and non-technological measures and policy options will be analyzed and proposed to the responsible authorities for air pollution and/or climate protection on the city level. Acknowledgements This project has received funding from the European Union s Horizon 2020 research and innovation programme under grant agreement No and of the core facilities of the RECETOX Research Infrastructure, project LM , and by ACTRIS-CZ, project LM , funded by the Ministry of Education, Youth and Sports of the Czech Republic under the activity Projects of major infrastructures for research, development and innovations. 38

39 ARE ATMOSPHERIC PBDE LEVELS DECLINING IN EUROPE? EXAMINATION OF SEASONAL VARIATIONS, GAS-PARTICLE PARTITIONING AND IMPLICATIONS FOR LONG-RANGE ATMOSPHERIC TRANSPORT Céline Degrendele 1, Roman Prokeš 1, Petr Kukučka 1, Pourya Shahpoury 2, Jana Klánová 1 and Gerhard Lammel 1,2 1 Masaryk University, Research Centre for Toxic Compounds in the Environment, Kamenice 5, Brno, Czech Republic 2 Max Planck Institute for Chemistry, Multiphase Chemistry Department, Hahn-Meitner-Weg 1, Mainz, Germany Introduction Since the late 1960s, flame retardants such as polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) have been used in large quantities in various consumer products 1. PBDEs are widespread contaminants as they are persistent, bioaccumulative, toxic and prone to long-range atmospheric transport (LRAT). All PBDE technical mixtures were therefore banned in Europe 1. Once PBDEs enter the air, they partition between gas and particulate phases, depending on their physico-chemical properties, meteorological parameters and abundance and composition of the suspended particulate matter 1. Knowledge about this partitioning is deficient, but is crucial to predict environmental fate of PBDEs as it will influence their removal pathways from the air (e.g. wet and dry deposition), affecting their potential for LRAT. Only one study reported long-term trends of atmospheric PBDEs at various background sites in UK and Norway using passive devices and a consistent decline in PBDEs levels was only observed at 4 of the 11 sites investigated 2. It is therefore unclear whether significant decreases of PBDE levels should be expected for more recent years and for other regions of Europe. The aim of this study is to provide novel long-term data on atmospheric PBDEs in Europe. In particular, the seasonal and long-term variations as well as the gas-particle partitioning of PBDEs were investigated. Materials and methods Air was sampled at a background site located in a mixed agricultural and forested area in the central Czech Republic. From January 2011 to December 2014, a high-volume air sampler was used to collect weekly air samples (N=114). Particles were collected on quartz fiber filters and gas-phase on polyurethane foam. The samples were extracted with dichloromethane by means of an automated extraction system. Isotopically-labeled internal standards were spiked on each sample prior to extraction. Samples were cleaned-up using a sulphuric acid modified or a multi-layer silica column. Fractionation was achieved on a column containing activated charcoal or a mixture of charcoal and silica. Ten PBDEs were analyzed with high resolution using an Agilent 7890A GC coupled to an AutoSpec Premier MS. The MS was operated in EI+ at the resolution of > Except for BDE209, the field and laboratory blank levels were <LOD or LOD. All PBDE concentrations reported have been blank corrected and recovery-adjusted. 39

40 Results and discussion Σ 9 PBDEs (without BDE209) total (gas and particulate) concentrations ranged from to 6.08 pg m -3 with an average value of 0.54 pg m -3, while BDE209 was at 0.47 pg m -3 ( pg m -3 ). BDE47, 99 and 183 were the major contributors to Σ 9 PBDEs, accounting on average for 36%, 27% and 14%, respectively. For none of the congeners, a significant seasonal variation of the atmospheric concentrations was observed. This suggests that atmospheric levels are still dominated by primary rather than secondary sources, as re-volatilisation from surfaces would be enhanced by elevated temperatures in summer. Regarding gas-particle partitioning, except for BDE28 (gaseous) and 209 (particulate), all congeners were consistently detected in both phases and clear seasonal variations were observed (Figure 1). For example, while the average particulate fraction (θ) of BDE47 was 0.52 in winter, this was only 0.01 in summer. Similarly for BDE99, θ was 0.88 in winter, while it was only 0.18 in summer. BDE28 and 209 were detected in only about half of the samples in both phases. θ * 100 (%) BDE θ * 100 (%) a) b) BDE Figure 1: Particulate fractions (θ) of BDE47 (a) and BDE99 (b) in The observed gas-particle partitioning coefficient (K p in m 3 µg -1 ) was compared with model predictions. The K OA model assumes that both phases are in equilibrium and that partitioning is dominated by absorption into particulate organic matter (POM) 3. A novel extension of the K OA model considers absorption in POM being not in equilibrium due to disturbances of the particulate phase caused by wet and dry deposition (steady state model 4 ). Both models generally failed to predict the partitioning mechanisms of PBDEs (Figure 2). While the K OA model generally captured the overall trend (i.e. higher K p for lower temperature), it consistently overestimates K p by orders of magnitude for individual congeners. The steady state model generally underestimates K p by orders of magnitude, however it tends to perform better in summer compared to winter. A poly-parameter linear energy free relationship, which is promising as it accounts for all significant molecular interaction between solute and sorbent 5, was tested too. 40

41 BDE BDE Predicted logkp y=x KOA Steady state Predicted logkp y=x KOA Steady state a) Measured logkp b) Measured logkp Figure 2: Comparison of two model predictions and measured logk p of BDE47 (a) and BDE99 (b) To determine long-term trends, linear regressions of lnbde i against time were analysed. Statistically significant decreases of the atmospheric concentrations during were found for BDE100, 99, 153 and 209 (Figure 3). Estimated atmospheric half-lives for these congeners were ranging from 2.6 (BDE209) to 4.5 (BDE153) years. Significant increases of BDE28 and 66 were found for autumn and summer, respectively. This may suggest the accumulation of these persistent products in the environment due to photolytic conversion of higher brominated congeners. a) b) Figure 3: Long-term trends of BDE99 (a) and BDE209 (b) Acknowledgements This work was carried out with the support of core facilities of the RECETOX Research Infrastructure, project LM , and by ACTRIS-CZ, project LM , funded by the Ministry of Education, Youth and Sports of the Czech Republic under the activity Projects of major infrastructures for research, development and innovations. References (1) Besis, A.; Samara, C. Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in the indoor and outdoor environments - A review on occurrence and human exposure. Environ. Pollut. 2012, 169, (2) Schuster, J. K.; Gioia, R.; Breivik, K.; Steinnes, E.; Scheringer, M.; Jones, K. C. Trends in European background air reflect reductions in primary emissions of PCBs and PBDEs. Environ. Sci. Technol. 2010, 44 (17), (3) Harner, T.; Bidleman, T. F. Octanol air partition coefficient for describing particle/gas partitioning of aromatic compounds in urban air. Environ. Sci. Technol. 1998, 32 (10),

42 (4) Li, Y.-F.; Ma, W.-L.; Yang, M. Prediction of gas/particle partitioning of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in global air: A theoretical study. Atmos. Chem. Phys. 2015, 15 (4), (5) Shahpoury, P.; Lammel, G.; Albinet, A.; Sofuoǧlu, A.; Dumanoğlu, Y.; Sofuoǧlu, S. C.; Wagner, Z.; Ždimal, V. Evaluation of a conceptual model for gas-particle partitioning of polycyclic aromatic hydrocarbons using polyparameter linear free energy relationships. Environ. Sci. Technol. 2016, 50 (22),

43 BULK ATMOSPHERIC DEPOSITION OF PERSISTENT ORGANIC POLLUTANTS IN CENTRAL EUROPE SPATIAL AND TEMPORAL TRENDS Barbora Nežiková 1, Céline Degrendele 1, Pavel Čupr 1, Philipp Hohenblum 2, Wolfgang Moche 2, Roman Prokeš 1, Lenka Vaňková 1, Petr Kukučka 1, Jakub Martiník 1, Ondřej Audy 1, Petra Přibylová 1, Ivan Holoubek 1, Peter Weiss 2, Jana Klánová 1, Gerhard Lammel 1,3 1 Masaryk University, Research Centre for Toxic Compounds in the Environment, Kamenice 5, Brno, Czech Republic 2 Umweltbundesamt, Spittelauer Lände 5, 1090 Wien, Austria 3 Max Planck Institute for Chemistry, Multiphase Chemistry Department, Hahn-Meitner- Weg 1, Mainz, Germany Introduction Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and persistent organic pollutants (POPs) such as polychlorinated biphenyls (PCBs) and organochlorine pesticides (OCPs) are widespread and toxic contaminants. Once, they are emitted into the atmosphere, they are partitioning between the gaseous and the particulate phases and they may be transported over long-distances. These semi-volatile organic compounds (SVOCs) may be removed from the air via deposition (dry and wet) or degradation with OH radicals or through photolysis. Current knowledge about the spatial and seasonal variations of SVOCs deposition is limited. The aim of this study is to provide novel deposition data of these chemicals collected at six sites along the Czech-Austrian border in In particular, the seasonal and spatial variations of these deposition fluxes were investigated. Methodology Total (wet and dry) deposition samples were simultaneously collected at 6 sites in the Czech Republic and Austria from September 2011 to August Additional deposition samples were collected at various Czech sites in The sampling duration was three months. Except one rural Czech site, all selected sites can be considered as background sites with limited anthropogenic sources. The deposition samplers used (specially designed for this project; Čupr and Pěnkava, 2012) consist of collecting vessels (250 mm diameter, 4 replicates) made of borosilicate glass, a stainless steel particulate filter holder located at the bottom of the collection vessel and a glass column containing XAD-2 sorbent. Hereby, particulate deposition is collected separately. All samples were extracted in dichloromethane (DCM) using an automatic Soxhlet extractor, pre-cleaned on silica column, and were analysed by means of gas chromatography and mass spectrometry. The targeted compounds were 16 EPA PAHs, 6 PCBs and 12 OCPs. Results and discussions For all seasons and sites investigated, Σ 6 PCBs and Σ 12 OCPs total (wet and dry) deposition fluxes observed were and pg m -2 d -1, respectively. Σ 16 PAHs deposition fluxes ranged ng m -2 d -1. NAP was the main contributor to PAHs deposition fluxes, accounting on average for 29 %, while deposition fluxes of PCBs and OCPs were dominated by PCB153 (22 %) and γ-hch (31 %), respectively. 43

44 For PCBs and OCPs the annual deposition fluxes observed across sites were similar (i.e. within 42 % and 22 % respectively) with the exception for sum of DDT compounds at one impacted rural site (Znojmo-Kuchařovice) and deposition fluxes for PCBs in summer at impacted rural site (Znojmo-Kuchařovice) and background rural site (Košetice) which were higher. These substances have been banned decades ago. This suggests that their atmospheric concentrations and therefore their atmospheric deposition at these low impacted sites were controlled by similar sources such as revolatilization from surfaces or long-range atmospheric transport. In case of PAHs, which atmospheric cycling is certainly dominated by ongoing sources, such as traffic and domestic heating, higher deposition fluxes were observed at the impacted rural site (Znojmo-Kuchařovice). This suggests that primary emissions are controlling PAHs deposition fluxes. For PCBs and OCPs, their deposition fluxes were generally highest in summer. This suggests that secondary sources (i.e. revolatilization from surface enhanced by higher temperatures) were controlling their atmospheric concentrations and, therefore, their depositions. For PAHs, surprisingly no clear seasonal trend was found. Although OCPs and PCBs are generally found mainly in the gaseous phase, on average 38 % of their deposition fluxes were found on filters, suggesting that dry and wet deposition of particulate OCPs and PCBs is much more efficient than of gases. This is expected regarding the low dry gaseous deposition velocities and wet scavenging coefficients (Bidleman and Christensen, 1979; Shahpoury et al., 2015). In case of PAHs, their partitioning amongst the filters and XAD was variable according to the compound considered and the season. For example, less volatile PAHs such as BAP were mainly found in the filters while more volatile PAHs such as PHE were mainly present in the XAD sample. This is in line with previous observations, including in the area (Škrdlíková et al., 2011; Shahpoury et al., 2015). Acknowledgements This work was carried out with the support of core facilities of the RECETOX Research Infrastructure, project LM , and by ACTRIS-CZ, project LM , funded by the Ministry of Education, Youth and Sports of the Czech Republic under the activity Projects of major infrastructures for research, development and innovations and by the Programme of the European Territorial Cooperation Austria Czech Republic (no. M00124, MonAirNet). References Bidleman T.F., Christensen E.J.: Atmospheric removal processes of high-molecular weight organochlorines. J. Geophys. Res. 84 (1979), Čupr P., Pěnkava B.: Atmospheric deposition sampler, CS: Vzorkovač atmosférické depozice. Czech patent #23347 (2012) Shahpoury P., Lammel G., Holubová Šmejkalová A., Klánová J., Přibylová P., Váňa M.: "Polycyclic aromatic hydrocarbons, polychlorinated biphenyls, and chlorinated pesticides in background air in central Europe - investigating parameters affecting wet scavenging of polycyclic aromatic hydrocarbons," Atmos. Chem. Phys. 15 (2015), Škrdlíková L., Landlová L., Klánová J., Lammel G.: "Wet deposition and scavenging efficiency of gaseous and particulate phase polycyclic aromatic compounds at a central European suburban site", Atmos. Environ. 45 (2011),

45 IN SITU EMISSION FACTORS OF VOLATILE ORGANIC COMPOUNDS FROM TRAFFIC Céline Degrendele 1, Lyassine Allou 2, Aurélie Charron 2,3 1 Masaryk University, Research Centre for Toxic Compounds in the Environment, Kamenice 5, Brno, Czech Republic 2 IFSTTAR, Case 24, F Bron Cédex France 3 University Grenoble Alpes, IGE, UMR 5001, F Grenoble Cédex 9, France Volatile organic compounds (VOCs) are involved in the formation of surface ozone and other photochemical oxidants in ambient air. Many VOCs are known to be mutagenic and carcinogenic. VOCs have both biogenic and anthropogenic sources such as traffic. The aim of this study was to characterize VOCs concentrations at a kerbside site and to derive in-situ emission factors (EFs) for light duty vehicles (LDVs) as well as for heavy duty vehicles (HGVs). Air sampling was done at Marylebone Road, located on the curbside of a major arterial route within the city of Westminster in London. The road consists of three lanes of traffic in each direction. On average, 74,500 vehicles per day pass the site with frequent congestion. From 1 st of January to 31 st of December 2007, hourly air samples were collected using an automatic Perkin Elmer Ozone Precursor reporting 23 individual VOCs including 7 aromatics, 8 alkanes, 7 alkenes and 1 alkyne. Traffic counters using a loop monitoring system were available for all six lanes. National statistics of vehicle fleet technology and proportion of diesel engine for London urban roads were used. The hourly median concentration of individual VOCs, assumed to represent the local contributions of LDVs and HDVs, were regressed against hourly median vehicle count. In order to determine the EFs of individual VOCs for LDVs and HDVs, it was assumed that individual VOCs and NOx were dispersed in a similar manner from the primary emissions to the sampling point and that no chemical reactions and degradations occurred. Ambient concentrations of ΣVOCs ranged from to 552 µg m -3. Ethane, n-butane, isopentane, m+p-xylene, propane and toluene had the highest concentrations, accounting on average for 15.9, 11.7, 9.7, 9.6 and 9.2% to ΣVOCs concentrations, respectively. 140 hourly measurements of benzene exceeded 5 µg m -3, generally occurring during weekdays in hours of heavy traffic. Except for ethane and propane, higher VOCs concentrations were observed for winds blowing in parallel to the street while perpendicular winds caused a vortex situation resulting in lower concentrations. This is typical of street canyon with asymmetrical concentration roses influenced by the micro-scale meteorology created by the surrounding buildings. VOCs concentrations were lower during weekends compared to weekdays and significant diurnal variations were observed for all compounds, with two peaks per day in the morning hours (8-10 am) and in late afternoon (4-6 pm). The EFs derived for LDVs were generally smaller than those found for HDVs for alkanes, while the opposite was generally found for alkenes and aromatics, except for benzene. For LDVs, isopentane, m+p-xylene, toluene and n-butane showed the highest EFs (>30 mg/km); while, it was n-butane, benzene, m+p-xylene, isobutene and ethyne for HDVs (>20 mg/km). In 2007, we estimated that about 7.2 ± 2.0 tons of the VOCs investigated in this study were emitted at Marylebone Road from LDVs and HGVs. 45

46 ÚTERÝ, 11. dubna 2017 Sekce 2: Antropogenní a přírodní zdroje znečištění atmosféry, emisní inventury Eva Rychlíková: Arsen na dosah Jiří Horák: Porovnání emisí benzo[a]pyrenu z jednotlivých kategorií zdrojů pro ČR, MSK a části Ostravska v okolí hutního podniku Petra Pokorná: Stanovení charakteristiky atmosférického aerosolu s vysokým časovým rozlišením za účelem identifikace jeho zdrojů Jaroslav Resler: Návrh integrovaného emisního procesoru nové generace Lucia Bustin: Harmonized counting of atmospheric ultrafine particles with CEN-CPC Céline Degrendele: Laboratory measurements of volatile organic compounds emissions from passenger cars Sekce 3: Znečištění vnitřního prostředí Bohumil Kotlík: Školy a školky Mária Chropeňová: Emergentní polutanty v ovzduší a prachových částicích vnitřního prostředí perfluorované sloučeniny Lenka Sedlačková: Silikónová guma ako pasívny vzorkovač semivolatilných organických kontaminantov vo vnútornom ovzduší Sekce 4: Částice v atmosféře, atmosférické aerosoly, projekt ACTRIS Ľudovít Balco: Gravimetric PM filter holder with real-time particle concentration measurement Naděžda Zíková: Změny v koncentracích atmosférického aerosolu na pozaďových stanicích v ČR v posledních deseti letech Kamil Křůmal: Porovnání složení prachových částic v emisích ze spalování dřeva a uhlí v různých typech kotlů používaných pro vytápění domácností Lucie Kubelová: Sezónní rozdíly v těkavosti atmosférického aerosolu na pozaďové stanici v Košeticích Adéla Holubová Šmejkalová: Monitorování koeficientu rozptylu světla na aerosolových částicích na pozaďové stanici Košetice

47 Adéla Holubová Šmejkalová: Projekt ACTRIS od historie k budoucím výzvám Jitka Díšková: Dlouhodobé sledování těkavých organických látek na observatoři Košetice v rámci EMEP a projektu ACTRIS Kateřina Komínková: Využití dat z ceilometru při intepretaci vývoje koncentrací látek v ovzduší během dne

48 ARSEN NA DOSAH Eva Rychlíková, David Šubrt, Eva Hrdličková, Pavla Ryšlavá, Markéta Smudková, Ivana Suchomelová, Ivana Hrubcová Zdravotní ústav se sídlem v Ústí nad Labem, Moskevská 15, Ústí nad Labem, eva.rychlikova@zuusti.cz Ovzduší uvnitř bytů, škol a úřadů a dalších soukromých či veřejných vnitřních prostor bývá též znečištěno nejrůznějšími látkami. Jejich zdroje jsou jen částečně shodné se zdroji znečištění venkovního ovzduší. Arsen je jedním z nejznámějších anorganických jedů (Prokeš). Vstup do anorganického arsenu do prostředí člověka je většinou antropogenní. Do ovzduší vstupuje spalováním uhlí, slévárenskými procesy, zpracování rud a dalšími technologiemi. Antropogenní je i geogenní arsen vynesený na povrch země při dobývání rud a uhlí. Nejzávažnější cestou vstupu je pro populaci e neprofesionálně exponovanou zažívání, které může být záměrné, nebo naopak. Kontaminace zahrádkářské zeleniny a do domova zanesený prach může gastrointestinálnímu vstupu napomoci. Inhalační cesta městským ovzduším, pronikajícím do interiérů domovů, se uplatní méně. V letech v projektu TA ČR "Hodnocení faktorů životního prostředí na zátěž dětské populace alergeny" jsme se zabývali osobní expozicí školních dětí aerosolovými částicemi PM10 včetně obsahu As a dalších prvků. Při čtyřiadvacetihodinovém osobním odběru aerosolových částic PM10 i při odběru aerosolu PM10 uvnitř domků jsme inhalovatelný arsen nalezli v létě a zimě rozdílný, provedli jsme celkem 34 osobních odběrů u školních dětí. Obr.1.: Výsledky měření As v aerosolových částicích PM10 zjištěné osobními 24-hod. odběry u školních dětí v projektu TAČR ng/m3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 Litvínov Litoměřice Ústí n/l Praha Hrabyně průměr zima léto V několika studiích v letech realizovaných pro státní dozor KHS Stč. kraje jsme se zabývali zdravotním rizikem arsenu a dalších toxických kovů Cd, Pb, Sb pro obyvatele Kutné Hory. V pilotní studii jsme zajišťovali 24-hod. odběr aerosolových částic PM10 v rodinných domcích v části Kutné Hory, kde jsou prastaré šachty a haldy. Výsledky měření obsahu As a kovů (ng/m 3 ) v aerosolových částicích PM 10 v domácnostech na Kaňku-24.hod odběr číslo vzorku As Cd Pb Sb ,8 0,7 23,7 2, ,5 <0,5 10,3 1, ,1 <0,5 <1 <1 48

49 ,2 0,8 23,6 1, ,6 0,6 17,9 1,2 aritm.průměr 8,6 0,7 18,8 1,8 V posledních dvou letech byly součástí pilotní studie expozice biologické expoziční testy (moč, vlasy), informace o expozici v domovech doplnil prach analyzovaný na As, Cd, Pb, Sb, odebraný vysavačem, jak bývá zvykem při úklidu 600 Obr.2 : Obsah arsenu a kovů v domácím prachu v mg/kg v roce P06/33 F11/73 F17/33 F35/32 F38/76 medián As Cd Pb Sb Obr.3.: Obsah arsenu a kovů v domácím prachu v mg/kg v roce M 29/43 M 38/76 + M 39/77 F 33/39 + F 34/05 F 17/ /38 M 27/ /43 medián As Cd Pb Sb Z výsledků můžeme říci, že v antropogenně kontaminovaném komunálním prostředí dochází k expozici anorganickému arsenu, zjistitelné ve vyloučené moči. Venkovní kontaminace půdy je vnášena na obuvi, oděvech, předmětech, zelenině, zvířatech a vířením prokazatelně dovnitř obydlí. Po vypuštění domácích produktů z jídelníčku se koncentrace celkového arsenu v moči snížila a nebyla v rozporu s Vyhláškou 432/2003 Sb. ani s průměrnou hodnotou zjištěnou pro nehispánskou bílou populaci v rámci studie NHANES. Formy arsenu, jimž byla populace vystavena, nebyly v prvním roce speciovány a podobně nebyla známa i jeho biologická 49

50 dostupnost. Speciace arsenu byla provedena až pro kontrolní odběry moči v roce Koncentrace arsenu překračovaly limitní hodnoty pro As ve vnitřním prostředí 2 ng/m3, publikované US EPA. Literatura: Čupr, P., Klánová, J., Bartoš, T., Flégrová, Z., Kohoutek, J., Holoubek, I.: Passive air sampler as a tool for long-term air pollution monitoring: Part 2. Air genotoxic potency screening assessment. Environmental Pollution 144/2, (2006). 50

51 POROVNÁNÍ EMISÍ BENZO[A]PYRENU Z JEDNOTLIVÝCH KATEGORIÍ ZDROJŮ PRO ČR, MSK A ČÁSTI OSTRAVSKA V OKOLÍ HUTNÍHO PODNIKU Jiří Horák 1, František Hopan 1, Miloslav Modlík 2, Kamil Krpec 1, Petr Kubesa 1, Milan Dej 1, Vendula Laciok 1 1 VŠB TU Ostrava, Výzkumné energetické centrum, 17. listopadu 15/2172, Ostrava-Poruba, smokeman@vsb.cz 2 Český hydrometeorologický ústav, Oddělení emisí a zdrojů, Na Šabatce 2050/17, Praha- Komořany Úvod Benzo[a]pyren (BaP) je prokázaným karcinogenem pro člověka (nejrizikovější skupina 1 dle IARC) [1]. Imisní koncentrace BaP na značné části České republiky trvale překračují imisní limit (1 ng/m 3 ). Např. v roce 2015 byl imisní limit překročen přibližně na 20 % území ČR, kde žije cca 50 % obyvatelstva [2]. BaP vzniká téměř výhradně jako nechtěný vedlejší produkt při spalování organických materiálů a následně se váže na suspendované částice (PM). Cílem tohoto příspěvku je porovnat emise BaP v rozsahu České republiky, Moravskoslezského kraje a v okolí hutního podniku ArcelorMittal Ostrava a.s. za použití aktuálních bilančních přístupů, jež jsou používány pro reporting emisí BaP za ČR v rámci Úmluvy o dálkovém znečišťování ovzduší přesahujícím hranice států (CLRTAP). Definice vymezených území Bilance emisí BaP jsou v rámci tohoto příspěvku zpracovány pro Českou republiku (ČR), pro Moravskoslezský kraj (MSK) a pro často diskutovanou oblast v okolí velkého hutního podniku ArcelorMittal Ostrava a.s. (AMO) vymezenou areálem AMO, městskými částmi Hrabová, Radvanice a Bartovice a obcí Vratimov (viz obr. 1). Emise BaP z průmyslu (REZZO 1 a 2) Jedná se o jednotlivě sledované stacionární zdroje (zdroje dle přílohy č. 2 zákona č. 201/2012 Sb.), jejichž provozovatelé jsou povinni zjišťovat úroveň znečišťování měřením nebo výpočtem a ohlašovat souhrnnou provozní evidenci zdrojů znečišťujících ovzduší (SPEZZO). Metodika inventarizace emisí BaP je založena na údajích SPEZZO a emisních faktorech, které byly odvozeny z výsledků jednorázových měření emisí na zdrojích v ČR. Emise BaP z vytápění domácností tuhými palivy (REZZO 3) Jedná se hromadně sledované stacionární zdroje, výhradně jde o domácnosti vytápěné tuhými palivy. Emise BaP jsou vypočítávány na základě emisních faktorů [4] a spotřeby jednotlivých typů tuhých paliv. Český hydrometeorologický ústav (ČHMÚ) má vypracovánu metodiku výpočtu spotřeby paliv pro lokální vytápění domácností [5]. Tato metodika je založena na statistických datech o počtech a velikostech domácností a užívaném způsobu vytápění, klimatických poměrech, výhřevnosti daných typů paliv a účinnostech užívaných spalovacích zařízení [9]. Emisní faktory BaP pro vytápění domácností tuhými palivy jsou získávány na základě experimentálních měření prováděných na pracovišti autorů tohoto příspěvku. Množství emisí BaP závisí na kvalitě spalování (na kvalitě paliva, na konstrukci spalovacího zařízení, na tom jak uživatel umí topit a jak se uživatel o spalovací zařízení stará [11]). Realita českých domácností vytápějících tuhými palivy je taková, že drtivá většina domácností (více než 80 %) je vybavena starými prohořívacími a odhořívacími spalovacími zařízeními [3]. V tab 1 jsou variantně bilancovány emise BaP z vytápění domácností tuhými palivy. Varianta minimální využívá pro dané palivo nejnižší autory stanovené měrné emise BaP při 51

52 spalování daného paliva ve vyladěných moderních automatických kotlích. Varianta maximální využívá nejvyšší autory stanovené měrné emise BaP stanovené na zastaralých konstrukcích prohořívacích kotlů, které byly navíc nevhodně provozovány. Varianta oficiální užívá emisní faktory BaP používané ČHMÚ pro oficiální bilancování emisí BaP v ČR. Tato oficiální bilance používá průměrné hodnoty měrných emisí BaP uvedené v tab 1 a uvažuje s odhadem zastoupení jednotlivých konstrukcí spalovacích zařízení v českých domácnostech používajících pro vytápění tuhá paliva. Z hodnot uvedených v tab 1 je patrné, jak široké jsou možnosti domácností vytápějících tuhými palivy jako celku pro ovlivnění množství produkovaných emisí BaP. Plošná výměna starých kotlů za moderní spalovací zařízení je velmi finančně náročnou záležitostí, v rámci ČR jde přibližně o půl milionu spalovacích zařízení, ale je to z pohledu snížení emisí BaP správný směr, pokud nebudeme hovořit o záměně paliva či typu vytápění. Emise BaP z mobilních zdrojů (REZZO 4) Jedná se o zdroje ze silniční, železniční, letecké a vodní dopravy a nesilničních zdrojů (zemědělské, lesní, stavební stroje atd.). Emise BaP jsou vypočítány na základě aktualizované metodiky Centra dopravního výzkumu, v.v.i. v Brně. Na republikové a krajské úrovni bilance vychází z celkové spotřeby paliv na základě dat poskytnutých ČSÚ. Na úrovni jednotlivých obcí je výpočet založen na objemu dopravy (vozokilometrů - vzkm), který byl vypočten podle výsledků Celostátního sčítání dopravy 2010 přepočtených podle TP 225 na hodnoty prognózované v letech 2013 a Hodnoty vycházející ze sčítání byly poté navýšeny o 30 % (toto číslo zajištuje pokrytí vlivů nesčítaných úseků silnic) [10]. Závěrečné srovnání Dle výsledků uvedených v tab. 2 se v ČR jako celku v roce 2014 vytápění domácností tuhými palivy podílelo na emisích BaP více než z 95 %, průmysl přibližně 3 % a příspěvek dopravy byl menší než 1 %. V rámci Moravskoslezského kraje jako celku byla situace velmi podobná (domácnosti 93 %, průmysl 6 %, doprava pod 1 %). Dle předložených bilancí (tab. 2) hutní podnik ArcelorMittal Ostrava a.s. vyprodukoval v roce 2014 celkem 7,64 kg BaP. Na druhou stranu přibližně tisíc domácností vytápěných tuhými palivy v blízkém okolí areálu hutního podniku ArcelorMittal Ostrava a.s. (Hrabová, Radvanice a Bartovice, Vratimov) podle bilancí vyprodukovalo za rok 2014 celkem 12,5 kg BaP, což představuje téměř dvojnásobek emisí BaP hutního podniku ArcelorMittal Ostrava a.s. Zatímco emise BaP z průmyslových zdrojů, zejména ze sektoru hutnictví, postupně klesají vlivem investic do snižujících opatření pro plnění stále přísnějších emisních limitů, emise BaP z vytápění domácností zůstávají dlouhodobě na přibližně stejné úrovni [12]. Snížení emisí BaP z vytápění domácností tuhými palivy, které je dle předložených výsledků v současnosti nejzásadnějším producentem BaP do ovzduší, je možné uskutečnit postupným uplatňováním několika klíčových opatření nebo jejich kombinací: záměna typu zdroje tepla (elektřina, tepelná čerpadla, atd.), záměna tuhého paliva za plynné (plynové kotle), zachování tuhého paliva pro vytápění (pelety, kusové dřevo, tříděné uhlí), ale vyměnit stará nevyhovující spalovací zařízení za moderní (zplyňovací a automatické kotle), naučit lidi topit SMOKEMANovo desatero správného topiče [6]. 52

53 Poznámka: čísla v závorkách udávají celkové počty domácností / počty domácností vytápěných tuhými palivy dle údajů ČHMÚ v roce 2014 obr. 1 Mapa s vyznačením areálu ArcelorMittal Ostrava a.s., území městských částí Hrabová, Radvanice a Bartovice a obce Vratimov [9] kg BaP/rok minimální oficiální maximální Česká republika 6, Moravskoslezský kraj 0, suma (Hrabová, Radvanice a Bártovice, Vratimov) 0,008 12,5 64,5 Hrabová 0,001 0,5 3,4 Radvanice a Bartovice 0,004 4,6 26,2 Vratimov 0,003 7,5 34,9 tab 1 Variantní bilance emisí BaP z vytápění domácností tuhými palivy pro ČR, MSK a vybraných městských částí a obce v okolí hutního podniku 53

54 2014 emise BaP v kg/rok průmysl (REZZO1 a 2) vytápění domácností tuhými palivy (REZZO3) doprava (REZZO4) oficiální oficiální aktualizovaná ČR ,4 MSK 42, ,8 AMO 7, suma (Hrabová, Radvanice a Bartovice, Vratimov) - 12,5 0,07 Hrabová - 0,5 0,04 Radvanice a Bartovice - 4,6 0,03 Vratimov - 7,5 0,01 tab. 2 Emise BaP v kg v roce 2014 Poděkování Tato práce byla podpořena v rámci projektu MŠMT Inovace pro efektivitu a životní prostředí Growth (LO1403), a v rámci projektu Charakterizace popelů a emisí prachu ze spalování tuhých paliv v domácnostech (SP2017/105). Literatura [1] Benzo[a]pyrene IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risk to Humans, IARC, dostupné na: 14.pdf [2] Kratina, J., Luka, V., Mertl, J., Pernicová, H., Pokorný, J., Ponocná, T., Rollerová, M., Vlčková, V.: Zpráva o životním prostředí České republiky 2015, CENIA, ( ), dostupné na m%20prostredi%20ceske%20republiky_2015.pdf [3] Hopan, F., Horák, J.: Metodika stanovení váhy typu paliva a typu spalovacího zařízení pro výpočet emisních faktorů znečišťujících látek z měrných emisí znečišťujících látek, ČHMÚ, (2014), dostupné na [4] Hopan, F., Horák, J.: Výpočet emisních faktorů znečišťujících látek pro léta 2001 až 2012 a tři varianty pro rok 2022 na základě experimentálních a statistických dat, ČHMÚ, (2014), dostupné na: [5] Machálek, P., Machart, J.: Upravená emisní bilance vytápění bytů malými zdroji od roku 2006, ČHMÚ, (2007), dostupné na: [6] Horák, J.: SMOKEMANovo desatero správného topiče, TZB-info, (2015), ISSN , dostupné na: smokemanovo-desatero-spravneho-topice [7] Hopan, F., Horák, J., Krpec, K., Kubesa, P., Dej, M., Laciok, V. : Bilancování emisí znečišťujících látek z vytápění českých domácností tuhými palivy, TZB-info, (2017), 54

55 ISSN , dostupné na: [8] Databáze údajů ze souhrnné provozní evidence za rok 2014,ČHMÚ, (2016) [9] Databáze počtu a velikostí domácností, způsobu vytápění v členění dle obcí a městských částí pro rok 2014, ČHMÚ, (2016) [10] Pelikán, L.: Výpočet emisí BaP z dopravy v roce 2014 v ČR, MSK, Hrabové, Radvanicích a Bartovicích a Vratimově, Centrum dopravního výzkumu, v. v. i., (2016) [11] Horák, J., Kubesa, P., Hopan, F., Krpec, K., Kysučan, Z.: Co nejvíce ovlivní tvůj kouř?, TZB-info, (2013), ISSN , dostupné na: Znečištění ovzduší na území České republiky v roce 2015, ČHMÚ, (2016), dostupné na: 55

56 STANOVENÍ CHARAKTERISTIKY ATMOSFÉRICKÉHO AEROSOLU S VYSOKÝM ČASOVÝM ROZLIŠENÍM ZA ÚČELEM IDENTIFIKACE JEHO ZDROJŮ Petra Pokorná 1,2, Jan Hovorka 1, Miroslav Klán 1, Kamil Křůmal 3, Pavel Mikuška 3, Philip K. Hopke 4, Vladimír Ždímal 2 1 Ústav pro životní prostředí, Přírodovědecká fakulta UK, Benátská 2, Praha 2 Laboratoř chemie a fyziky aerosolů, Ústav chemických procesů AV ČR, v.v.i., Rozvojová 2/135, Praha 3 Ústav analytické chemie AV ČR, v.v.i., Veveří 967, Brno 4 Center for Air Resources Engineering and Science, Clarkson University, Potsdam, NY , USA ÚVOD Efektivní řízení kvality ovzduší v oblastech zatížených nadměrným znečištěním je možné za předpokladu kvalitního kontinuálního monitoringu se správně navrženou monitorovací sítí a cíleného měření poskytující informace potřebné k identifikaci zdrojů znečištění. Pro vysvětlení časových a prostorových změn kvality ovzduší je vhodná aplikace receptorových modelů využívají dat chemického složení vzorků aerosolu v místě měření, receptoru, v kombinaci s daty meteorologických a jiných vhodných ukazatelů (Polissar a kol., 2001). Receptorové modelování zdrojů atmosférického aerosolu metodou faktorové analýzy (FA) umožňuje odhadnout počet a složení zdrojů, stejně jako jejich podíl na receptoru. Z důvodu proměnlivosti velikostní distribuce hmoty a jejich chemickému složení, jež je dán zdrojem, je vhodné sledovat velikostně rozlišený atmosférický aerosol. Měření hmotnostních koncentrací PM x a stanovení jejich chemického složení s vysokým časovým rozlišením v řádech několika minut až hodin se jeví, vzhledem k fyzikálně-chemickým procesů probíhajícím v atmosféře a časové proměnlivosti některých zdrojů, jako vhodné (Watson et al., 2001; Viana a kol., 2008; Belis a kol., 2013). V současnosti mnoho studií věnujících se kvalitě ovzduší využívá přístupu ve FA, kterým je Positive Matrix Factorization (PMF) (Paatero, 1997). První studie v České Republice, využívající receptorové modelování, byla provedena na datech z programu, který se zabýval monitorováním kvality ovzduší v Teplicích v roce 1992 (Pinto a kol., 1998). Nejnovější aplikací pokročilých receptorových modelů na kombinovaná data je studie pojednávající o submikonovém aerosolu v centru Prahy (Thimmaiah a kol., 2009) a polycyklických aromatických uhlovodících na pozaďové stanici v Košeticích (Dvorská a kol., 2012). Studie se zabývá identifikací zdrojů velikostně rozlišeného atmosférického aerosolu na základě dat hmotnostních koncentrací, prostorové variability, elementárního složení, a OC/EC získaných s vysokým časovým rozlišením a odebraných na třech lokalitách v České republice v letech , 2012, 2013 (Pokorná a kol., 2013, 2015, 2016; Hovorka a kol., 2015). 56

57 MĚŘENÍ Po dobu měření byly kontinuálně odebírány tří velikostní frakce aerosolu A 1,15 10 µm, B 1,15 0,34 µm, C 0,34 0,15 µm (na lokalitě Ostrava Radvanice a Bartovice také velikostní frakce 0,09 0,26 µm) s integrační dobou 60/90/120 minut rotačním impaktorem 3/8DRUM (Davis Rotating Unit for Monitoring, UC Davis DRUM). Současně byly zaznamenávány s integrační dobou 5 minut velikostní distribuce počtu částic v rozmezí nm pomocí aerodynamického spektrometru částic (Aerodynamic Particle Sizer - APS 3321, TSI) a v rozmezí 14,6 736,5 nm pomocí skenovacího třídiče částic (Scanning Mobility Particle Sizer SMPS 3963, TSI). Dále byly měřeny hodinové koncentrace organického uhlíku (Organic Carbon OC) a elementárního uhlíku (Elemental Carbon EC) v PM 2,5 semi-kontinuálním analyzátorem (Sunset Laboratory). V neposlední řadě byly měřeny 5 minutová data rychlosti a směru větru (WindSonic M, Gill), teploty, vlhkosti (Comet /E) a 1 minutová data velikostní distribuce velikosti kapek a jejich pádová rychlost (Laser Precipitatio Monitor, Thies). Vzorky tří velikostních frakcí z 3DRUM byly následně analyzovány rentgenově fluorescenční spektrometrií (Synchrotron X-ray Fluorescence S-XRF) v Lawrence Berkeley National Laboratory, USA pro 27/28 prvků. Křemenné filtry použité pro odběr PM 1 (lokalita Mladá Boleslav) byly před použitím vypáleny při 500 C za účelem odstranění organických látek a před a po expozici váženy na mikrováhách (M5P, Sartorius). Vzorky byly analyzovány plynovou chromatografií a hmotnostní spektrometrií (Křůmal a kol., 2010; Křůmal a kol. 2013) na levoglukosan, mannosan a picen. Datová matice pro model byly připraveny z dat elementární analýzy PM 0,15-1,15 (suma B a C frakce z 3DRUM), PM 1,15-10 (A frakce z 3DRUM) a PM 0,09-0,26 z 8DRUM, hmotnostní koncentrace PM 0,15-1,15 a PM 1,15-10 s integrační dobou 60/90 minut a PM 0,09-0,26 s integrační dobou 120 minut, jež byly spočítány z příslušných distribucí stanovených APS a SMPS a PM 2,5 OC/EC pro PM 0,15-1,15. Hmotnostní koncentrace PM 0,15 1,15 a PM 1,15 10 byly spočítány 5 minutových distribucí stanovených APS a SMPS o hustotě částic 1,5 g.cm -3 (Shen a kol., 2002). Data Březno u Chomutova Identifikace zdrojů v létě 2008 zimě a v zimě 2010 Ostrava Radvanice a Bartovice Identifikace zdrojů v zimě 2012 Mladá Boleslav Identifikace zdrojů v zimě 2013 PM *a PM 1, ,15-1,15 Hmotnostní koncentrace PM * 1-10 PM *, PM 1, ,15-1,15 a PM 0,09-0,26 Elementární složení PM prvků PM *a PM 1, ,15-1,15 28 prvků PM *a PM 1, ,15-1,15 28 prvků OC/EC v PM 2,5 x pro PM ** 0,15-1,15 Pro PM ** 0,15-1,15 Rozsah matice 564 řádků a 29 sloupců 620 řádků a 31 sloupců (B+C)/26 sloupců (A), 311 řádků a 29 sloupců 320 řádků a 28 sloupců (B+C)/26 sloupců (A) * PM 10 (APS 3321, TSI) Březno u Chomutova léto a zima < 1 %, Ostrava Radvanice a Bartovice 2 %, Mladá Boleslav < 1% ** PM 2,5 - PM 0,15-1,15 Ostrava Radvanice a Bartovice (16 % hmoty 8 % OC/EC), Mladá Boleslav (2 % hmoty 1 % OC/EC) 57

58 Připravené matice byly analyzovány receptorovým modelem EPA PMF 4.2 a část výstupů z modelu spolu s hodnotami směru a rychlosti větru byly použity k určení polohy lokálních zdrojů metodou PCF (Conditional Probability Function). Pro identifikaci dálkového přenosu byl použit model zpětných trajektorií vzdušných mas HYSPLIT. Paralelně s měřením na mobilní stanici probíhalo měření PM 2.5 /PM 10 přenosnými laserovými nefelometry DustTrak DT (model 8520, TSI) s integrační dobou 5 minut v síťovém uspořádání (lokalita Ostrava-Radvanice a Bartovice, a Mladá Boleslav). Hodnoty PM 10 naměřené DT byly korigovány na chybu nefelometrické detekce porovnáním s 5minutovými hodnotami PM 10 z měření SMPS a APS. Korigované hodnoty PM 10 naměřené DT5-13 byly následně statisticky testovány na koeficient divergence COD (Kim a kol., 2005) o kritické hodnotě 0,2 (Pinto a kol., 2004). VÝSLEDKY Lokalita Březno u Chomutova Průměrná zimní koncentrace PM 10 byla 28,9 µg.m -3 a letní 18,9 µg.m -3. V zimním období podíl PM 1-10 výrazně klesal. V letních měsících podíl PM 1-10 s rostoucí koncentrací PM 10 zdánlivě rostl, ale nebyl statisticky významný. V průměru tvořil podíl PM 1-10 na PM 10 v zimním období 12 % a v letním 36 %. Výsledkem receptorového modelování bylo sedm faktorů chemických profilů možných zdrojů: vysokoteplotní spalování uhlí, spalování v lokálních topeništích, mořský aerosol, resuspendovaná půda, primární biologický aerosol/spalování biomasy, silniční prach a sádrovec. Dominantním zdrojem v zimní období byly zdroje spalovací s podílem 80 % na celkové hmotě PM Lokální spalovací zdroje byly identifikovány jako teplárna ve 13 km vzdáleném městě Žatec a lokální topeniště v rodinných domech v obci. Hlavními zdroji PM 1-10 v letním období byla resuspendovaná půda a primární biologický aerosol, které tvořily 71 % (38 % respektive 33 %) z celkové hmoty PM Odstraňování skrývky při těžební činnosti bylo identifikováno jako hlavní zdroj resuspendované půdy. Po dobu zimní a letní kampaně tvořily spalovací zdroje, resuspendovaná půda a primární biologický aerosol 43 %, 24 % a 20 % z celkové hmoty PM 1. Lokalita Ostrava-Radvanice a Bartovice Průměrná koncentrace PM 10 byla během smogu 121,9 µg.m -3 a mimo smog 40,6 µg.m -3 (celá kampaň 99,5 µg.m -3 ). Frakce PM 0,15-1,15 na PM 10 tvořila během smogu v průměru 80 % a mimo smog 65 % (po celou kampaň 77 %) a frakce PM 1,15-10 v průměru 20 % a 35 % (po celou kampaň 23 %). Pro období během a mimo smog nebyly rozdíly koncentrací PM 2,5 mezi stanovišti statisticky významné. Městské ovzduší lze proto hodnotit z hlediska koncentrací PM 2,5 jako velmi dobře smíchané bez zásadních vlivů bodových zdrojů, jako jsou lokální topeniště, a lokálních zdrojů mobilních. Výsledkem receptorového modelová byly pro PM 0,15-1,15, a PM 1,15-10 pět a čtyři faktory chemické profily možných zdrojů pro PM 0,15-1,15 : spalování uhlí, spalování biomasy, spékání horká fáze, doprava (exhalace, re-suspenze a abraze), produkce surového železa a odsíření struzky; pro PM 1,15-10 : silniční prach (re-suspenze a abraze), spékání studená fáze, spalování uhlí a surového železa. Dominantním zdrojem PM 0,15-1,15 bylo spalování uhlí, jež se podílelo na celkové hmotě dané velikostní frakce 84 % respektive 70 %. Konkrétní zdroj 58

59 spalování nebylo možné identifikovat. S ohledem na chemický profil faktoru a velikost aerosolové frakce mohou být potenciálními zdroji spalování koksárny, teplárny, elektrárny, průmyslové provozy a lokální topeniště. Silniční prach se podílel největší měrou na celkové hmotě PM 1,15-10 (63 %). Lokalita Mladá Boleslav Průměrná koncentrace PM 10 byla 21.1 µg.m -3. Frakce PM 0,15-1,15 na PM 10 v průměru tvořila 81 % a PM 1, %. Rozdíly mezi naměřenými hodnotami PM 10 na devíti stanovištích nebyly statisticky významné. Výsledkem receptorového modelová byly pro P M0,15-1,15, a P M1,15-10 pět a tři faktory chemické profily možných zdrojů pro P M0,15-1,15 : spalování biomasy, spalování uhlí, doprava a průmysl; pro P M1,15-10 spalování biomasy a uhlí, silniční prach a abraze. Hlavním zdrojem obou velikostních frakcí bylo spalování fosilních paliv. Spalování biomasy překvapivě přispívalo největší měrou k P M0,15-1,15 (49 %) a bylo následováno spalováním uhlí (34 %). Modelové výsledky byly podpořeny průběhy hodnot koncentrací levoglukosanu a manosanu látek produkovaných spalováním dřeva, picenu látky produkované při spalování hnědého uhlí a R+S-homohopanu, kdy tzv. homohopanový index [S/(S+R)] indikuje spalování uhlí či dopravu. V Mladé Boleslavi se homohopanový index pohyboval v rozmezí 0,012 0,074, což odpovídá spalování lignitu, tedy nejmladšímu a nejméně karbonizovanému hnědému uhlí. ZÁVĚR Z podílu jednotlivých velikostních frakcí vyplývá důležitost identifikace zdrojů PM 1 vzhledem k průměrnému podílu PM na PM 10, jež na sledovaných lokalitách především v zimních měsících tvořil 85%. Zdrojem hrubé frakce dominujícím v zimních měsících bylo spalování uhlí a biomasy v obci Březno u Chomutova a Mladé Boleslavi a resuspenze silniční prachu v městském obvodu Ostrava-Radvanice Bartovice. V létě byly hlavní zdroje hrubé frakce v obci Březno u Chomutova re-suspenze půdy a primárně bioaerosol. Dominantním zdrojem jemné frakce zimních měsíců bylo spalování uhlí v městském obvodu Ostrava-Radvanice a spalování biomasy v Mladé Boleslavi. Z výše uvedených výsledků vyplývá, že data s vysokým časovým rozlišením jsou vhodná k identifikaci zdrojů velikostně segregovaného aerosolu a umožní posoudit reprezentativnost délku měřící kampaně. Studie byla podpořena Grantovou agenturou České republiky v rámci projektu CENATOX (P503/12/G147). Publikace vznikla s finanční podporou MŠMT z prostředků účelové podpory velkých infrastruktur č. LM LITERATURA Belis, C.A., Karagulian, F., Larsen, B.R., Hopke, P.K.: Critical review andmeta-analysis of ambient particulate matter source apportionment using receptor models in Europe. Atmospheric Environment 69, (2013) 59

60 Dvorská, A., Komprdova, K., Lammel, G., Klanova, J., Placha, H.: Polycyclic aromatic hydrocarbons in background air in central Europe - Seasonal levels and limitations for source apportionment. Atmospheric Environment 46, (2012) Hovorka, J., Pokorná, P., Hopke, P.K., Mikuška, P., Křůmal, K., Píšová, M.: Wood combustion, a dominant source of winter aerosol in residential district in proximity to a large automobile factory in Central Europe. Atmospheric Environment 113, (2015) Křůmal, K., Mikuška, P., Vojtěšek, M., Večeřa, Z.: Seasonal variations of monosaccharide anhydrides in PM1 and PM2.5 aerosol in urban areas. Atmospheric Environment 44, (2010) Křůmal, K., Mikuška, P., Večeřa, Z.: Polycyclic aromatic hydrocarbons and hopanes in PM1 aerosols in urban areas. Atmospheric Environment 67, (2013) Paatero, P.: Least squares formulation of robust nonnegative factor analysis. Chemometrics and Intelligent Laboratory System 37, (1997) Pinto, J. P., Lefohn, A. S., Shadwick, D. S.: Spatial variability of PM 2.5 in urban areas in the United States. Journal of the Air & Waste Management Association 54, (2004) Polissar A.V., Hopke, P.K., Poirot, R.L.:Atmospheric aerosol over Vermont: Chemical composition and sources. Environmental Science & Technology 35, (2001) Pokorná, P., Hovorka, J., Hopke, P.K.: Elemental composition and source identification of very fine aerosol particles in a European air pollution hot-spot. Atmospheric Pollution Research 7, (2016) Pokorná, P., Hovorka, J., Klán, M. Hopke, P.K.:Source apportionment of size resolved particulate matter in European air pollution hot spot. Science of the Total Environment, 502, (2015) Pokorná, P., Hovorka, J., Kroužek, J., Hopke, P.K.: Particulate matter source apportionment in a village situated in industrial region of Central Europe, Journal of the Air & Waste Management Association 63, (2013) Shen, S., Jaques, P.A., Zhu, Y., Geller, M.D., Sioutas, C.: Evaluation of the SMPS-APS system as a continuous monitor for measuring PM2.5, PM10 and coarse (PM2.5-10) concentrations. Atmospheric Environment 36, (2002) Thimmaiah, D., Hovorka, J., Hopke P.K.: Source apportionment of winter submicron Prague aerosols from combined particle number size distribution and gaseous composition data. Aerosol Air Quality Research 9, (2009) Viana M., Kuhlbusch, T.A.J., Querol, X., Alastuey, A., Harrison, R.M., Hopke, P.K., Winiwarter, W., Vallius, M., Szidat, S., Prévôt, A.S.H., Hueglin, C., Bloemen, H., Wåhlin, P., Vecchi, R., Miranda, A.I., Kasper-Giebl, A., Maenhaut, W., Hitzberger, R.: Source apportionment of particulate matter in Europe: A review of methods and results. Journal of Aerosol Science 39, (2008) Watson, J.G. Zhu, T., Chow, J.C., Engelbrecht, J., Fujita, E.M., Wilson, W.E.: Receptor modeling application framework for particle source apportionment. Chemosphere 49, (2002) 60

61 NÁVRH INTEGROVANÉHO EMISNÍHO PROCESORU NOVÉ GENERACE Jaroslav Resler 1,2, Pavel Juruš 1,2, Nina Benešová 3, Ondřej Vlček 3, Michal Belda 2,4, Peter Huszár 2,4, Pavel Krč 1,5, Kryštof Eben 1,5 1 Ústav Informatiky AV ČR, Pod Vodárenskou věží 271/2, Praha 8, jurus@computerscience.cz 2 Fakulta dopravní ČVUT v Praze, Konviktská 20, Praha 1 3 Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany 4 Matematicko-fyzikální fakulta UK, V Holešovičkách 747/2, Praha 8 5 Český institut informatiky, robotiky a kybernetiky ČVUT, Zikova 1903/4, Praha 6 Úvod Chemické transportní modely (CTM) jsou důležitými nástroji pro podporu rozhodování, které se nějakým způsobem dotýká kvality ovzduší. Ať už jsou takovéto modely pouštěny v predikčním režimu, nebo v režimu testování různých scénářů, vždy je důležité mít co nejlepší emisní vstupy. Jedině tak lze získat kvalitní informace o skutečném dopadu emisí na koncentrace polutantů v ovzduší. Typickým problémem je, že vstupem pro CTM jsou hodinové emise jednotlivých látek, ovšem dostupné jsou pouze emisní inventáře, které jsou založené na ročních sumách emisí hlavních polutantů. Je proto nutno provádět časovou disagregaci zpravidla založenou na konstantních faktorech pro přepočet na jednotlivé měsíce, dny v týdnu a hodiny ve dni. Obdobným způsobem dochází k přepočtu (tzv. speciaci) z koncentrací inventarizovaných polutantů na chemické látky popř. skupiny látek využívaných v použitém chemickém mechanismu daného CTM. Pro chemickou speciaci se často vychází z literatury, která nemusí zcela dobře pokrývat lokální klimatické, socioekonomické a legislativní podmínky (může být např. využíván jiný typ paliv nebo jiné technologie). V podstatě jediným nástrojem pro emisní modelování pro potřeby CTM, který doznal jistého rozšíření, je preprocesor SMOKE (Coats & Carlie, 1996). Výhoda SMOKE je především v připraveném napojení na široce používaný model počasí WRF (Skamarock et al., 2005) a model kvality ovzduší CMAQ (Byun & Schere, 2006). Problém modelu SMOKE je ovšem v jeho silné vazbě na podmínky USA a strukturu dat a metadat používaných v tamních podmínkách. V minulosti došlo k několika pokusům uzpůsobit model SMOKE jiným podmínkám - viz např. práce reportované v Bieser et al., 2011 nebo Borge et al., 2008 pro uzpůsobení pro Evropu. Ovšem vždy se naráželo na limity designu tohoto emisního procesoru a procesor SMOKE se pro jiné území než USA vždy ukazoval jako nepříliš flexibilní a komfortní volba. Naším cílem je vyvinout emisní procesor, který bude komfortní pro typické využití v CTM v našich podmínkách (emisní inventáře využívané pro ČR a pro Evropu) a který bude dostatečně flexibilní, aby byl snadno konfigurovatelný a nastavitelný i pro ostatní uživatele ve světě a jejich specifické potřeby. Emisní modelování Pro návrh takovéhoto emisního procesoru je nutno vzít v úvahu řadu faktorů, které zvyšují komplexitu zdánlivě jednoduchého procesu přechodu od primárních emisních dat k hodinovým emisím využitelným v CTM: 1. Emise se dostávají do atmosféry řadou procesů, které mohou být z pohledu modelování a odhadů zcela odlišného typu (fyzikální, chemické, biologické, socioekonomické apod.). 61

62 2. Většina emisních zdrojů není měřených přímo. To znamená, že musíme modelovat jejich chování. Dokonce i v případě, že jsou emise přímo měřeny (např. u velkých bodových zdrojů), musíme se uchýlit k modelům emisí v případě předpovědi nebo simulovaných scénářů. Pro modelování chování emisních zdrojů opět využíváme znalostí statistické analýzy, laboratorních experimentů, modelování fyzikálních a chemických procesů, znalostí z oblasti demografie, sociologie až po různé specifické informace (např. závislost vytápění na počasí a sezóně). 3. Některé vstupy pro emisní modelování nejsou k dispozici. To může platit zejména u zemí, kde nedochází k centrální inventarizaci emisních dat. Dále zde mohou platit různá omezení ve zveřejňování emisních dat, např. z obchodních nebo bezpečnostních důvodů. Návrh emisního procesoru Navrhovaný emisní procesor se snaží s výše popsanou heterogenitou vstupů a požadavků vyrovnat pomocí modulární architektury. Cílem návrhu bylo, aby co největší část procesoru tvořila jádro, které je obecné a nezávislé na konkrétním scénáři využití tj. zejména nezávislé na typu a formátu vstupních emisních dat a nezávislé na požadovaném formátu výstupů. To také znamená, že emisní procesor není vázán na konkrétní prostorové členění (např. na grid návazného CTM, nebo na strukturu bodových zdrojů). Naopak, procesor zachovává po většinu zpracování originální prostorové členění vstupních dat. Bodové, liniové a plošné zdroje jsou zpracovány ve zcela obecném tvaru bez předčasné interpolace a segmentace. Strukturu emisního procesoru lze rozdělit na tři vrstvy, které odpovídají třem fázím zpracování emisních dat: 1) preprocessing a příprava vstupů, 2) samotné jádro emisního procesoru, 3) postprocessing a zpracování výstupů. Preprocessing, transformace, konfigurace scénářů Emisní procesor musí načíst heterogenní primární data o emisích. Úkolem této fáze je konsolidovat vstupní data do jednotné interní reprezentace. Také jsou předzpracována meteorologická data pro využití při emisním modelování (např. pro biogenní emise) a dochází k výpočtu prostorových faktorů, které jsou pak využívány pro prostorovou disagregaci a ve velké míře nezávisí na čase. Jádro emisního procesoru Jádro emisního procesoru je centrální částí zpracování a dochází zde k rozpočtu emisí. Hlavním úkolem je využití časoprostorových faktorů pro disagregaci a následná chemická speciace emisí. Faktory mohou mít celou řadu podob, od statických profilů uložených v databázi až po méně či více dynamické profily, které mohou být výsledkem komplexních modelů (např. u biogenních emisí, nebo emisí z blesků). Emisní model také musí mít možnost využívat pro výpočet faktorů externích modulů. Základní kroky jádra emisního procesoru jsou: Výpočet (obecně časově závislých) emisních faktorů založených na statických databázových datech, meteorologii, matematických modelech, datech GIS atp. Konsolidace a organizace emisních faktorů v závislosti na konkrétním scénáři, pro urychlení následných výpočtů. Aplikace emisních faktorů a časoprostorová disagregace emisí. Chemická speciace přepočet na požadované chemické skupiny v závislosti na konfiguraci CTM. 62

63 Obrázek 1 Struktura emisního procesoru. Schéma ukazuje základní vrstvy procesoru, závislost jednotlivých modulů a tok dat. Postprocessing, příprava výstupů Výstupy z emisního jádra jsou agregovány podle potřeby. Typicky potom dochází k formátování výstupu pro potřeby daného chemického transportního modelu. Agregace emisí nemusí být nutně jen do pravidelného čtvercového gridu, ale i do obecných polygonů např. 63

64 lze dělat agregace pro jednotlivá správní území. Součástí této fáze jsou i tvorby různých vizualizací a reportů. Software Celý procesor je koncipován jako otevřený modulární systém s veřejně dostupným a volně šiřitelným zdrojovým kódem. V maximální možné míře je využito standardních volně dostupných softwarových knihoven a nástrojů. Jádro procesoru využívá databáze PostgreSQL s nadstavbou PostGIS. Modulární propojení, skriptování a rozšiřitelnost celého systému zajišťuje kód v jazyce Python. Poděkování Vytvoření emisního procesoru je podpořeno grantem TA ČR, TA Emisní procesor nové generace využívající nově dostupné zdroje dat. Literatura: Coats Jr, Carlie J. "High-performance algorithms in the Sparse Matrix Operator Kernel Emissions (SMOKE) modeling system." In Proc. Ninth AMS Joint Conference on Applications of Air Pollution Meteorology with A&WMA, Amer. Meteor. Soc., Atlanta, GA, pp (1996). Skamarock, William C., Joseph B. Klemp, Jimy Dudhia, David O. Gill, Dale M. Barker, Wei Wang, and Jordan G. Powers. A description of the advanced research WRF version 2. No. NCAR/TN-468+ STR. National Center For Atmospheric Research Boulder Co Mesoscale and Microscale Meteorology Div (2005). Byun, Daewon, and Kenneth L. Schere. "Review of the governing equations, computational algorithms, and other components of the Models-3 Community Multiscale Air Quality (CMAQ) modeling system." Applied Mechanics Reviews 59, no. 2, pp (2006). Bieser, J., A. Aulinger, V. Matthias, M. Quante, and P. Builtjes. "SMOKE for Europe adaptation, modification and evaluation of a comprehensive emission model for Europe." Geoscientific Model Development 4, no. 1, pp (2011). Borge, Rafael, Julio Lumbreras, and Encarnacion Rodríguez. "Development of a highresolution emission inventory for Spain using the SMOKE modelling system: a case study for the years 2000 and 2010." Environmental Modelling & Software 23, no. 8, pp (2008). 64

65 HARMONIZED COUNTING OF ATMOSPHERIC ULTRAFINE PARTICLES WITH CEN-CPC Lucia Bustin 1, Torsten Tritscher 1, Jürgen Spielvogel 1, Oliver F. Bischof 1, Jacob Scheckman 2 and Thomas Krinke 1 1 TSI GmbH, Neuköllner Str. 4, Aachen, Germany, lucia.bustin@tsi.com 2 TSI Inc., 500 Cardigan Road, Shoreview, MN, USA Introduction Atmospheric ultrafine particles (UFP) and their impact on human health and our climate are current research topics. UFPs can be present in large numbers from sources such as traffic, residential heating, and other processes but they contribute little to particulate mass (PM). Some monitoring networks like NABEL (EMPA, 2000) and GUAN (Birmili et al., 2015) therefore use Condensation Particle Counters (CPCs) to supplement gravimetric PM measurements with real-time measurement of particle number concentration. It is important to have comparable ambient air monitoring data for epidemiological studies, assessing source apportionment, abatement measures such as low emission zones, and for deriving recommendations for future action plans. While PM2.5 and PM10 measurements are standardized within the EU, this is not the case for UFPs. Thus comparing UFP data can be challenging when CPCs with different lower cut-offs (D50), operating conditions or even working fluids are used. In addition different sampling systems can lead to differences especially due to particle losses. Methods The European Committee for Standardization (CEN) developed the Technical Specification CEN/TS as a first step of harmonizing the continuous measurement of particle number concentration in ambient air. A CPC with a dedicated sampling system (Model 3772-CEN CPC and Model CEN sampling system, TSI Inc., Shoreview, USA), both fully compliant with the proposed CEN/TS 16976, have been introduced by Spielvogel et al. (2016). As required, this CPC is a full flow, butanol-based device that counts airborne ultrafine particles from 7 nm (D50) at an aerosol flow rate of 1.0 L/min. It uses an optimized coincidence and dead time correction method to count particles in single count mode up to concentrations of 50,000 particles cm -3. Figure 1 shows the linearity of four TSI CEN CPCs against a reference aerosol electrometer. Other advancements include a pulse height analyzer for the CPC that monitors wick health, supersaturation state, and instrument status. 65

66 Figure 1. Concentration linearity of CEN-CPC over a wide range. The colored points represent data from four different units tested against an electrometer. The black line shows the 1:1 line. Figure 2. CEN-CPC together with CEN approved Environmental Sampling System (ESS). Conclusions CEN/TS describes a standardized method by defining a set of requirements for the CPC, its sampling system, the measurement procedure and the reporting of measurement results that harmonizes the number concentration measurement of UFP. The new 3772-CEN CPC meets all of these requirements and brings the same technology and accuracy to atmospheric monitoring that the Engine Exhaust CPCs (EECPCs) used in type approval testing according to Euro 5b/6 legislations rely on. Its CEN-sampling inlet systems includes a PM10 sampling inlet, a Nafion dryer and a 3:1 dilution to condition the ambient aerosol. The built-in RH/temperature sensor reports the data to the CPC and all data are recorded in one CEN-conform data file. We will introduce the details and background of the CEN/TS for harmonized measurements, show the performance data of the 3772-CEN CPC and its dedicated sampling system. We also give examples of their use in monitoring. References Birmili, W. et al.: Atmospheric aerosol measurements in the German Ultrafine Aerosol Network (GUAN). Gef. Reinh. Luft (2015) CEN/TS 16976:2016: Ambient air, X. Determination of the particle number concentration of atmospheric aerosol (2015) EMPA: Technischer Bericht zum Nationalen Beobachtungsnetz für Luftfremdstoffe (NABEL), Dübendorf, Switzerland ( 2000) Spielvogel, J., et al.: Harmonizing the Measurement of Ultrafine Particles in Atmospheric Aerosol. Fifth International Conference Nanosafe (Proceedings abstract and presentation) (2016) 66

67 LABORATORY MEASUREMENTS OF VOLATILE ORGANIC COMPOUNDS EMISSIONS FROM PASSENGER CARS Céline Degrendele 1, Lyassine Allou 2, Mavi Prati 3, Martin Weilenmann 4, Tamás Merétei 5, Juhani Laurikko 6, Isabelle Caplain 7, Robert Joumard 2, Aurélie Charron 2,8 1 Masaryk University, Research Centre for Toxic Compounds in the Environment, Kamenice 5, Brno, Czech Republic 2 ISFTTAR, Case 24, F Bron Cédex, France 3 Instituto Motori, National Research Council, viale Marconi, 4, 80125, Napoli, Italy 4 EMPA, Swiss Federal Laboratories for Materials Testing and Research, Ueberlandstrasse 129, CH-8600, Dübendorf, Switzerland 5 Institute for Transport Sciences, H-1119 Budapest, Thán Károly u. 3-5, Hungary 6 VTT, FI VTT, Espoo, Finland 7 Physico-Chimie des Processus de Combustion et de l Atmosphère, PC2A, UMR 8522, FR CNRS 2416 CERLA, Université des Sciences et Technologies de Lille (USTL), Bâtiment C11, F Villeneuve d Ascq, Cedex, France 8 University Grenoble Alpes, IGE, UMR 5001, F Grenoble Cédex 9, France Volatile organic compounds (VOCs) are involved in the formation of surface ozone and other photochemical oxidants in ambient air. Many VOCs are known to be mutagenic and carcinogenic. VOCs have both biogenic and anthropogenic sources such as traffic. The aim of this study was to examine the influence of ambient temperature, cold start, driving cycle, driving condition, fuel type and class of the vehicle on the emission factors (EFs) of 23 individual VOCs determined during chassis dynamometer tests. Chassis dynamometer tests were performed within the ARTEMIS project by five different European laboratories on 93 individual light-duty vehicles. Different sampling and analytical techniques were used. Up to 20 different driving cycles were tested for urban, rural and motorway roads for cold and hot start at ambient temperatures ranging from to 31.0 C. The reliability of the VOCs measurements was assessed by comparing the total emissions of VOCs with the emissions of total hydrocarbons and results from about 230 individual tests were discarded. The VOCs emissions reported here rely on 983 individual chassis dynamometer tests. The 23 target VOCs include one alkyne, one ketone, one alkene, four aromatics, eight aldehydes and eight alkanes. In general, no clear and consistent influence of ambient temperatures on VOCs EFs was found for motorway and rural driving conditions. For urban driving conditions, the cold start VOCs EFs at -20 C and at -7 C were on average about ten and five times larger than those at 23 C, respectively. The influence of temperature on hot start VOCs emissions for urban driving conditions were highly variable on the VOC investigated and on the class of the vehicle investigated. In general, higher VOCs EFs were generally found for cold starts compared to hot starts although this was more pronounced for lower temperatures and for petrol vehicles. At cold start, the VOCs emissions derived from legislative and the real driving conditions cycles were generally in good agreement. However, at hot start, VOCs emissions obtained within legislative cycles were generally considerably lower than those derived within more realistic cycles. The VOCs emissions in urban driving conditions were generally about two and five times higher than those for rural and motorway driving conditions, respectively. Both petrol and diesel vehicles showed an important decrease in their VOCs emissions from pre- 67

68 Euro to Euro 1 classes (that corresponds to the implementation of catalysts on vehicles in Europe). However, for more recent classes, a clear decrease from Euro 1 to Euro 3 or Euro 4 was clearly observed only for petrol vehicles. In general, the emissions of 1,3-butadiene and aromatics were larger for petrol vehicles while the emissions of 2-butanone and aldehydes were larger for diesel vehicles. 68

69 ŠKOLY A ŠKOLKY Bohumil Kotlík, Miroslava Mikešová, Věra Vrbíková, Helena Kazmarová, Lenka Šubčíková Státní zdravotní ústav Praha, Centrum hygieny životního prostředí, odborná skupina hygieny ovzduší, Šrobárova 48, Praha 10, 10042, bohumil.kotlik@szu.cz Vnitřní ovzduší je ovzduší, které nemá přímé spojení s ovzduším venkovním, a/nebo je natolik ovlivňováno vnitřními zdroji a aktivitami, že se významně liší od ovzduší venkovního. Navíc může mít zcela odlišné, často specifické mikroklima. Na základní úrovni pak lze vnitřní prostředí rozdělovat na pracovní, řešené Nařízením vlády č. 361/2007 Sb. [1] a na nepracovní. Do nepracovního spadá široké spektrum typů prostředí od bytů, přes dopravní prostředky až po tzv. pobytové prostory, jejichž výčet vychází z dikce 13 zákona č. 258/2000 Sb. ve znění platné právní úpravy [2]. Jedná se o zařízení pro výchovu a vzdělávaní, vysoké školy, školy v přírodě, stavby pro zotavovací akce, stavby zdravotnických zařízeni léčebně preventivné péče, ústavy sociální péče, ubytovací zařízení, stavby pro obchod a pro shromažďování většího počtu osob. Podle Vyhlášky č. 6/2003 Sb., kterou se stanoví hygienické limity chemických, fyzikálních a biologických ukazatelů pro vnitřní prostředí pobytových místností [3], jsou uživatelé či provozovatelé těchto staveb povinni zajistit, aby jejich vnitřní prostředí odpovídalo stanoveným hygienickým limitům všech hodnocených ukazatelů. Pro účely tohoto sdělení není podstatné, jak jsou definovány pobytové prostory (většinou ve vazbě na Vyhlášku 20/2012 Sb. MMR o technických požadavcích na stavby[4]), ale to, že jejich součástí jsou zařízení pro výchovu a vzdělávání školky, školy a střední školy. A to jsou instituce, které už lze řadit mezi frekventovaná a expozičně významná prostředí a která proto podléhají i dozorové činnosti orgánů ochrany veřejného zdraví. Na vnitřní prostředí školských zařízení se v ČR vztahuje ještě Vyhláška MZ ČR č. 410/2005 Sb. o hygienických požadavcích na prostory a provoz zařízení a provozoven pro výchovu a vzdělávání dětí a mladistvých [5]. Význam úrovně expozice je dán tím, že právě děti spadají mezi citlivé populační skupiny, a že ve školním roce 2015/2016 bylo v České republice celkem různých typů mateřských škol ( dětí), základních škol ( dětí) a středních škol, učilišť a gymnázií ( dětí ). Celkem se jednalo o 10,6 tisíc školských zařízení, budov, které navštěvovalo téměř 1,7 miliónu dětí.[6]. Pokud nebudeme brát v úvahu další čas dobrovolně strávený ve škole (družiny, kroužky apod.), lze dobu denně strávenou žáky ve škole odhadnout v rozsahu 5 (první stupeň) až 8 (druhý stupeň) hodin; počet vyučovacích dnů může dosáhnout od 150 až do 200 dnů v rámci školního roku. V posledních letech lze ve světě zaznamenat řadu mezinárodních projektů zaměřených na problematiku vnitřního prostředí (EXPOLIS, AIRMEX, HEAL, APHEA, SINPHONIE), v ČR se pak jedná především o celorepublikové studie realizované v rámci Monitoringu zdravotního stavu obyvatelstva (MZSO) Státním zdravotním ústavem. Patří mezi ně proměření 60 bytů rodin s předškolními dětmi ( ), měření v základních školách (2006, 2008), participace na mezinárodním projektu Sinphonie ( ), proměření 25 69

70 MŠ ( ). [7,8] Od roku 2016 je SZÚ v řešitelském týmu mezinárodního INTEREG projektu InAirQ zaměřeného na management kvality prostředí v základních školách. Na základě realizovaných měření a celorepublikových studií lze pro školy a školky stanovit určité obecně platné závěry. Za nejvýznamnější lze považovat problémy vznikající při užívání tříd kdy dochází ke změně kvality prostředí, primárně se jedná o mikroklimatické parametry včetně CO 2 (indikátor výměny vzduchu) a o zvýšenou prašnost. Zde je významným faktorem především hrubá frakce PM 1,0-10. (viz obrázek s distribucí hmotnostních koncentrací frakcí PM 1,0, PM 1,0-2,5 a PM 2,5-10 ). Přitom mikronová frakce (PM 1,0-10 ), jejíž zdrojem jsou jednoznačně aktivity v měřeném prostoru, může dosáhnout až 80 % hmotnostního podílu frakce PM 10. Typický průběh hodnot CO 2 ve větrané a nevětrané třídě Průběh koncentrace CO 2 ve větrané učebně Průběh koncentrace CO 2 v nevětrané učebně koncentrace CO2 (%) 0,25 0,20 0,15 0,10 0,05 0,00 10:01 10:07 10:13 10:19 10:25 10:31 10:37 10:43 10:49 čas 10:55 11:01 11:07 11:13 11:19 11:25 vliv větrání 11:31 11:37 koncentrace CO2 (%) 0,25 0,20 0,15 0,10 0,05 0,00 7:29 7:36 7:43 7:50 7:57 8:04 8:11 8:18 čas 8:25 8:32 8:39 8: :53 9:00

71 U mikroklimatických parametrů pak lze odhadnout, že, zvláště v zimním období, je přibližně třetina prostor sušších (< 30 % relativní vlhkosti) a přetápěných (> 24 o C). Výjimečně jsou identifikovány problémy s TOC, příčinou mohou být úklidové prostředky (terpeny limonen a pinen), opravy za provozu a/nebo technologická nekázeň při rekonstrukcích. To jednoznačně vymezují nálezy vyšších hodnot toluenu, styrenu, sumy xylenů, benzenu. Specifické jsou vícesytné alkoholy (např. 1-ethyl-2hexanol), kde zdrojem je nekvalitní materiál a práce při pokládce podlahových krytin. Vzácně lze naměřit zvýšené hodnoty formaldehydu (30 až 50 µg/m 3 ) nebo mikrobiologických faktorů. Samostatnou kapitolu tvoří azbest a Man Made Fibers minerální vlákna, kdy ke kontaminaci prostředí dochází většinou při rekonstrukci objektu nebo v rámci neodborné manipulace. Vliv může mít umístění budovy (blízká dopravní zátěž, blízký energetický nebo průmyslový zdroj). Vyšší hodnoty mikronové frakce prachu spadají do kategorie v podstatě neregulovatelných ukazatelů. Požadovanou úroveň mikroklimatických parametrů lze zajistit vhodnými režimovými opatřeními včetně, v extrémních případech, využití systémů řízené výměny vzduchu. Mezi další, průběžně se opakující problémy, patří nadměrné používání produktů úklidové chemie, plynoucí i z doslova antibakteriálního boomu v reklamách a v mediích zde je řešením osvěta a optimalizace režimu úklidu. Trochu jiná je situace v případě komerčních aktivit vyúsťujících ve snahu aplikovat některé produkty či technologie, ať už je nějakého zásahu/opatření třeba či nikoli. Sem lze zařadit například čističky vzduchu; speciální nátěry nebo poslední hit, kterým je použití parfémovaných aerosolů ve vnitřním prostředí. Přitom i v případě reálné existence významněji působících zdrojů ve vnitřním prostředí je vždy prvořadé orientovat se na odstranění příčin, nikoli následků. Literatura: 1. Nařízení vlády č. 361/2007 Sb., kterým se stanoví podmínky ochrany zdraví při práci 2. Zákon č.258/2000 Sb., O ochraně veřejného zdraví a změně některých souvisejících zákonů 3. Vyhláška č. 6/2003 Sb., kterou se stanoví hygienické limity chemických, fyzikálních a biologických ukazatelů pro vnitřní prostředí pobytových místností 4. Vyhláška č. 20/2012 Sb., kterou se mění vyhláška č. 268/2009 Sb., o technických požadavcích na stavby 5. Vyhláška č. 343/2009 Sb., kterou se mění vyhláška č. 410/2005 Sb., o hygienických požadavcích na prostory a provoz zařízení a provozoven pro výchovu a vzdělávání dětí a mladistvých 6. (březen 2017) 7. (březen 2017)

72 EMERGENTNÍ POLUTANTY V OVZDUŠÍ A PRACHOVÝCH ČÁSTICÍCH VNITŘNÍHO PROSTŘEDÍ PERFLUOROVANÉ SLOUČENINY Mária Chropeňová, Pavlína Karásková, Anežka Sharma, Katarína Bányiová, Roman Prokeš, Ondřej Sáňka, Lisa Emily Melymuk, Ondřej Mikeš, Jana Borůvková, Kateřina Šebková, Jana Klánová, Branislav Vrana, Pavel Čupr Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí (Recetox), Kamenice 5, Brno, chropenova@recetox.muni.cz Úvod Ve vnitřním prostředí se člověk běžně vyskytuje většinu času dne. V tomto prostředí může docházet k výskytu koncentrací škodlivých látek, např. emergentních organických polutantů. Tato studie byla zaměřena na bromované typy látek, konkrétně nové typy bromovaných zpomalovačů hoření (NBFRs), polybromované difenylethery (PBDEs), hexabromcyklododekan (HBCD) a na perfluorované sloučeniny (PFCs). Těmto sloučeninám se věnuje i zde prezentovaný příspěvek. Zdroje PFCs ve vnitřním prostředí jsou zejména čalouněný nábytek, koberce, funkční oblečení, kuchyňské nádobí atd. Perfluorované látky jsou aplikovány na vrchní vrstvu těchto výrobků, které pak lépe odolávají nečistotám. PFCs tvoří nepřilnavé nátěry a slouží také jako impregnační prostředky. Z důvodu jejich perzistence, toxicity a akumulace jsou nebezpečné pro lidský organizmus (Karásková et al., 2016). Popis studie V rámci řešení projektu EMERTOX byly optimalizovány metody vzorkování a analýzy vybraných druhů matric ke stanovení znečištění vnitřního prostředí vybranými emergentními polutanty. Projekt se zaměřil kromě jiných emergentních polutantů také na PFCs, o kterých zatím existují jen relativně neucelené informace jak z pohledu výskytu v různých typech vnitřního prostředí, tak i z hlediska míry expozice a jejich potenciálního vlivu na zdraví (Okonski et al., 2014). V projektu je využit aktivní a pasivní vzorkovací přístup. Pro aktivní odběr vzorků byly využity unikátní nízkoobjemové vzorkovače s několika typy filtrů pro specifické skupiny látek. Vzorkovače umožňují relativně tichý kontinuální odběr vzorků a jsou proto využitelné i v trvale obývaných prostorách. Pro perfluorované látky byla použita skleněná odběrová patrona naplněná dvěma PUF filtry, mezi kterými byla vrstva XAD pryskyřice se skelnou vatou pro jejich mechanickou separaci (PUF/XAD/PUF). Před patronu je pro záchyt částicové frakce předřazen filtr z křemenných mikrovláken (QM-A). Pro jednotlivé místnosti byla délka odběru 14 dní (Čupr et al., 2016a). Jako médium pro pasivní vzorkování byla použita pryskyřice XAD, která byla vložena do vzorkovače z nerezové oceli s vhodnou porozitou síta (Obr. 1). Doba vzorkování byla 28 dní a vzorkovače byly dle daných podmínek jednotlivých místností instalovány v dýchací zóně člověka. Obr. 1: XAD vzorkovač pro PFCs (Čupr et al., 2016a) 72

73 Vzorkování prachových částic bylo provedeno pomocí běžně dostupného vysavače doplněného o speciální odběrovou hlavici s předseparační nerezovou mřížkou, za kterou je instalován filtr z křemenných mikrovláken QM-A (Obr. 2) (Čupr et al., 2016a). Obr. 2: Odběrová hlavice pro vzorkování prachu ve vnitřním prostředí (Čupr et al., 2016a) Ve studii bylo zahrnuto vzorkování různých kancelářských prostor, učeben a bytových jednotek (Obr. 3). Rozsah studie tak umožnil porovnání množství polutantů ve vnitřním ovzduší různých prostor v závislosti na typu použitého stavebního materiálu, stáří stavby, typu vybavení a použití. Chemická analýza Vzorkovací matrice (PUF, XAD, QM-A a prach) byla v prvním kroku podrobena extrakci automatickým extrakčním systémem pomocí polárního rozpouštědla. Po ukončení extrakce se vzorek zkoncentruje. Další kroky analýzy jsou závislé na míře znečištění extraktů. Pro mírně znečištěné vzorky se využívá filtrace vzorků pomocí nylonových stříkačkových filtrů, pro více znečištěné vzorky extrakce pevným sorbentem (SPE, OASIS WAX). Pro odstranění pevných nečistot je možné použít centrifugaci. Po konečném zakoncentrováním vzorků je finálním instrumentálním krokem kapalinová chromatografie s hmotnostní detekcí (HPLC/MS/MS) (Karásková et al., 2016). Obr. 3: Vzorkovací lokality projektu EMERTOX (Čupr et al., 2016b) 73

74 Výsledky a diskuse V případě aktivního odběru formou PUF/XAD/PUF byly naměřené koncentrace v rozmezí 10,01 568,9 pg m -3, průměrná koncentrace na lokalitách prezentujících pracovní prostředí 38,83 pg m -3. Průměrná koncentrace v domácím prostředí byla na lokalitách č. 6 a 8 nízká, nejvyšší koncentrace vůbec byla naměřena na lokalitě č. 7 (Obr. 4 vlevo). V největší míře byly naměřeny koncentrace PFCs s kratšími uhlíkatými řetězci, vzorky z lokalit pracovního prostředí (zejména kanceláře) pak navíc obsahovaly i koncentrace perfluorovaných sulfonamidů (FOSA) a perfluorovaných sulfonamidoethanolů (FOSE). Pro záchyt částicové frakce byl použitý filtr z křemenných mikrovláken (QM-A), kde byly naměřeny koncentrace v rozmezí 1,645 7,926 pg m -3, přičemž průměrná koncentrace na lokalitách pracovního prostředí byla 3,968 pg m -3, v případě domácího prostředí pak 3,991 pg m -3. Mezi těmito typy vnitřního prostředí nebyly pozorovány významné rozdíly. Pasivní odběry vnitřního ovzduší byly realizovány použitím XAD pryskyřice. Koncentrace byly naměřeny v rozmezí 225, pg vzorek -1, průměrná koncentrace na lokalitách pracovního prostředí 576,5 pg vzorek -1 a 2672 pg vzorek -1 na lokalitách domácího prostředí. Další matricí, která byla předmětem studie, byl prach vnitřního prostředí. Koncentrace ve vzorcích prachu byla v rozmezí pg g -1, průměrná koncentrace na lokalitách pracovního prostředí pg g -1 a pg g -1 na lokalitách domácího prostředí. Naměřeny byly zejména látky s uhlíkatým řetězcem C 4 C 10 (Obr. 4 vpravo). Celkově nejvyšší koncentrace byla naměřena ve všech případech v domácí lokalitě č. 7. Jedná se o byt v panelovém domě. Na zbylých domácích lokalitách (rodinné domy) byly koncentrace obecně nejnižší. Koncentrace naměřené v pracovním prostředí nevykazovaly výraznější rozdíly v porovnání s místností sloužících jako učebny a jako pracovní kanceláře. Obr. 4: Ukázka výsledků koncentrací PFCs v ovzduší, aktivní odběr PUF/XAD/PUF (vlevo) a koncentrace PFCs ve vzorcích prachu (vpravo) (Čupr et al., 2016b) 74

75 Závěr V rámci studie EMERTOX byla realizována vzorkovací kampaň vnitřního prostředí aktivním a pasivním odběrem vzduchu a prachu. Porovnávány byly vnitřní prostory pracovního a domácího prostředí. Celkově poskytla studie zajímavé výsledky o možné kontaminaci vnitřního prostředí dosud málo sledovanými emergentními polutanty. Důležitým výstupem studie je ověřená metodika vzorkování a analýzy pro specifické nové emergentní polutanty ve vnitřním prostředí, která je nyní předmětem nově připravovaných recenzovaných publikací v mezinárodních časopisech indexovaných na Web of Science (Thomson Reuters). Výsledky studie EMERTOX jsou k dispozici v systému GENASIS ( Poděkování Projekt Emergentní polutanty ve složkách životního prostředí (TB030MZP001) byl realizován s finanční podporou TA ČR v rámci programu BETA. Literatura Čupr, P., Hilscherová, K., Vrana, B., Melymuk, L., Bányiová, K., Sharma, A., Chropeňová, M., Prokeš, R., Smedes, F., Borůvková, J., Bečanová, J., Novák, J., Bittner, M., Sáňka, O., Vojta, Š., Mikeš, O., Šebková, K., Urík, J., Karásková, P., Audy, O., Přibylová, P., Kohoutek, J., Feixová, B., Klánová, J., 2016a. Metodika vzorkování vnitřního prostředí pro analýzy vybraných emergentních polutantů - Certifikovaná metodika (Nmet). Brno. Masarykova univerzita, RECETOX. RECETOX REPORT No Listopad Čupr, P., Vrana, B., Sáňka, O., Prokeš, R., Borůvková, J., Bečanová, J., Smedes, F., Hilscherová, K., Novák, J., Bittner, M., Vojta, Š., Mikeš, O., Sharma, A., Bányiová, K., Šebková, K., Urík, J., Chropeňová, M., Karásková, P., Melymuk, L., Audy, O., Přibylová, P., Kohoutek, J., Feixová, B., Klánová, J., 2016b. Data o výskytu emergentních polutantů ve vybraných složkách prostředí - specializované mapy s odborným obsahem (Nmap). Brno. Masarykova univerzita, RECETOX. RECETOX REPORT No Listopad Karásková, P., Venier, M., Melymuk, L., Bečanová, J., Vojta, Š., Prokeš, R., Diamond, M.L., Klánová, J., Perfluorinated alkyl substances (PFASs) in household dust in Central Europe and North America. Environ. Int. 94, doi: /j.envint Okonski, K., Degrendele, C., Melymuk, L., Landlová, L., Kukučka, P., Vojta, Š., Kohoutek, J., Čupr, P., Klánová, J., Particle size distribution of halogenated flame retardants and implications for atmospheric deposition and transport. Environ. Sci. Technol. 48, doi: /es

76 SILIKÓNOVÁ GUMA AKO PASÍVNY VZORKOVAČ SEMIVOLATILNÝCH ORGANICKÝCH KONTAMINANTOV VO VNÚTORNOM OVZDUŠÍ Lenka Sedlačková, Foppe Smedes, Lisa Melymuk, Roman Prokeš, Michaela Belháčová, Branislav Vrana RECETOX, Kamenice 3, Brno, 1 Úvod Ľudia v rozvinutých krajinách v súčasnosti trávia približne 90 % svojho času vo vnútornom prostredí. Tento spôsob života spôsobuje, že sú vystavení potenciálne nebezpečným látkam, ktoré sa v tomto prostredí môžu vyskytovať. Jedna zo skupín takýchto látok sú semivolatilné organické zlúčeniny (SVOC; z angl. semivolatile organic compounds). SVOC sa nachádzajú v plynnej aj pevnej fáze (prachové častice) kvôli ich fyzikálnym vlastnostiam. V rámci tejto skupiny látok sme sa zamerali na polycyklické aromatické uhľovodíky (PAH; z angl. polycyclic aromatic hydrocarbons), polychlórované bifenyly (PCB), polybrómované difenylétery (PBDE) a organochlórované pesticídy (OCP). Mnoho týchto zlúčenín bolo súčasťou materiálov a produktov denného použitia ako napríklad elektronika, stavebné materiály, nábytok či produkty osobnej starostlivosti, z ktorých sa postupne uvoľňujú a kontaminujú vnútorné prostredie. Napriek tomu, že ich použitie bolo zakázané medzinárodnými zmluvami (Aarhuský protokol, Štokholmská konvencia), stále môžu byť v prostredí detegované. Pasívne vzorkovanie je metóda založená na pohybe molekúl po koncentračnom spáde. Použitie pasívneho vzorkovania je vo vnútornom prostredí obzvlášť vhodné kvôli tomu, že nevydáva žiadne rušivé zvuky. Tradičné vzorkovače sú skonštruované z polyuretánovej peny (PUF; z angl. polyurethane foam), porézneho materiálu, ktorý zachytáva okrem látok v plynnej fáze aj zlúčeniny viazané na častice. V poslednom čase sa však na vzorkovanie vzduchu začína využívať aj silikónová guma (SG) [1, 2], ktorá je vysoko hydrofóbnym, neporéznym absorbentom. Tieto vlastnosti ju robia potenciálne vhodnou na vzorkovanie nepolárnych organických zlúčenín ako napríklad SVOC vyskytujúcich sa výhradne v plynnej fáze. Cieľom tejto štúdie bola kalibrácia vzorkovača zostrojeného zo silikónovej gumy. Sledovali sme jeho kinetiku príjmu širokej škály SVOC. Vyvinuli sme model na určenie vzorkovacej rýchlosti R S pre jednotlivé SVOC, ktorý pracuje s ich molekulárnou hmotnosťou M r. Tento model je založený na dvoch procesoch prebiehajúcich počas expozície vzorkovača: príjme sledovaných látok z prostredia do vzorkovača a súčasnom uvoľňovaní performačných referenčných zlúčenín (PRC; z angl. performance reference compounds) zo vzorkovača do prostredia. 2 Materiál a metódy Silikónová guma (hrúbka 0.5 mm; Altec Products Ltd, UK) bola narezaná na obdĺžnikové plátky s plochou 100 cm 2. Prípadná počiatočná kontaminácia bola odstránená prečistením v etylacetáte a k čistým plátkom bola pridaná zmes PRC podľa metódy vyvinutej Smedesom [3]. Počas trepania plátkov so zmesou PRC a postupným zvyšovaním podielu vody v zmesi prechádzajú PRC z roztoku do silikónovej gumy. Takto pripravené plátky obsahujúce PRC boli zavesené na kovovú reťaz, ktorá bola symetricky umiestnená oboch stranách prednáškovej miestnosti na Masarykovej univerzite v Brne, ČR, na 1-8 týždňov. Každý týždeň boli z miestnosti odobraté 2 vzorkovače s plochou 300 cm 2 (každý pozostávajúci 76

77 z 3 náhodne vybraných plátkov) a do analýzy boli uskladnené vo fľašiach z tmavého skla pri teplote -20 C. Navzorkované látky nášho záujmu boli zo vzorkovačov extrahované metanolom v Soxhletovom extraktore. Analyty boli potom mikrodestiláciou prevedené do hexánu a objem roztoku bol zredukovaný na 1 ml. Vzorka bola rozdelená na 800μl a 200μl časti. 200μl alikvot bol na silikagélovej kolóne čistený nedeštruktívne, zatiaľ čo 800μl časť bola podrobená deštruktívnemu čisteniu na H 2 SO 4 -modifikovanom silikagéli. Analyty boli z elučného rozpúšťadla transferované mikrodestiláciou do hexánu a takto pripravené vzorky boli na GC-MS analyzované na prítomnosť PAH, PCB, PBDE a OCP. Koncentrácie SVOC získané pasívnym vzorkovaním SG vzorkovačmi boli porovnané s koncentráciami odmeranými nízkoobjemovým aktívnym vzorkovačom, ktorý vzorkoval počas celého trvania experimentu. Vzorkovač bol vybavený 1pm prívodom; filtrami z kremenného skla na zachytenie častíc a 2 PUF sorbentmi, ktoré boli vymieňané po 7 dňoch vzorkovania. Kontrola kvality vzorkovania a celého analytického procesu bola zaistená slepými vzorkami a použitím štandardov. Získané koncentrácie analytov boli upravené vzhľadom na výťažnosť procedúry. 3 Výsledky a diskusia Vzhľadom na to, že PRC sú látky, ktoré sa v prostredí nevyskytujú, uvoľňujú sa zo vzorkovačov počas celej doby ich expozície za predpokladu, že ich koncentrácia v prostredí zostáva zanedbateľne nízka. Z tohto dôvodu ich koncentrácia vo vzorkovačoch časom klesá. Časť PRC f zostávajúca vo vzorkovači po jednotlivej dobe vzorkovania t sa dá vyjadriť rovnicou (1), ktorá je použitá v navrhovanom modeli analogickom k modelu vyvinutom pre použitie silikónovej gumy na pasívne vzorkovanie nepolárnych látok vo vode [3]. K SR-A je rozdeľovacia konštanta SG-vzduch (odhadnutá z experimentálnych rozdeľovacích konštánt polyetylén-vzduch a SG-polyetylén), V s je priemerný objem použitých vzorkovačov, M je molekulárna hmotnosť vzorkovanej látky a A a B sú kalibračné parametre vzorkovača. Vzorkovacia rýchlosť R S je v rovnici (1) reprezentovaná súčinom A.M B. ff = eeeeee AA. MMBB tt KK SSSS AA VV ss (1) Nelineárnym fitom nameraných PRC dát podľa rovnice (1) sme získali parametre loga=5.66±0.55 a B=-2.36±0.24 (p<0.0001, df=141, α=0.05 pre obe hodnoty). Vzorkovacia rýchlosť vzorkovača zo silikónovej gumy s plochou 300 cm 2 pri teplote 23 C je približne 0.5 m 3.deň -1. Vďaka tomu, že expozičné podmienky (teplota, prúdenie vzduchu) boli konštantné, sú parametre A a B aplikovateľné pre všetky vzorkovacie časy. Koncentrácia SVOC vo vnútornom ovzduší bola vypočítaná použitím určenej vzorkovacej rýchlosti. Vzorkovače zo SG dokázali kvantifikovať koncentráciu SVOC v rádoch 1 pg na 1 m 3 vzduchu. Výsledky získané pasívnym vzorkovaním sa vo väčšine prípadov líšili maximálne 10-násobne od dát z aktívneho vzorkovania. Najvyššie odlišnosti v rámci tohto intervalu sa vyskytovali v prípadoch PCB 52, 138, 153 a 180, PeCB a DDT. Rozdiel vyšší ako faktor 10 bol zistený pri PAH s nízkou hodnotou logk SR-A (bifenyl, naftalén), kedy tieto látky boli prítomné vo vyššej koncentrácii v pasívnom vzorkovači. Príčinou tohto javu môže byť strata vzorky (breakthrough), ktorá sa vyskytuje pri aktívnom vzorkovaní. Porovnanie dát 77

78 nebolo možné pre väčšinu vzorkovaných PBDE, pretože kvôli limitáciám aktívneho vzorkovania bola ich koncentrácia v týchto vzorkách nižšia ako LOQ. 4 Záver Silikónová guma je nádejným pasívnym vzorkovačom na monitoring SVOC vo vnútornom ovzduší. Model, ktorý sme vyvinuli, poskytuje odhad vzorkovacej rýchlosti širokého rozpätia SVOC a je použiteľný v štúdiách prebiehajúcich za porovnateľných podmienok. Metóda bola overená porovnaním s dátami získanými nízkoobjemovým aktívnym vzorkovačom. Zatiaľ však tento model používa odhadnuté hodnoty K SR-A, čo môže viesť ku skresleným kalibračným parametrom vzorkovača. Pre ďalší výskum je preto dôležité experimentálne určiť rozdeľovacie konštanty SG-vzduch pre PRC a cieľové látky. 5 Poďakovanie Tento projekt bol podporený Národným programom udržateľnosti Ministerstva školstva, mládeže a telovýchovy ČR (LO1214) a výskumnou infraštruktúrou RECETOX (LM ). 6 Referencie 1. O Connell, S.G., L.D. Kincl, and K.A. Anderson, Silicone Wristbands as Personal Passive Samplers. Environmental Science & Technology, (6): p Vorkamp, K., et al., Utilizing the partitioning properties of silicone for the passive sampling of polychlorinated biphenyls (PCBs) in indoor air. Chemosphere, : p Smedes, F. and K. Booij, Guidelines for Passive Sampling of Hydrophobic Contaminants in Water Using Silicone Rubber Samplers. 2012: International Council for the Exploration of the Sea. 78

79 GRAVIMETRIC PM FILTER HOLDER WITH REAL-TIME PARTICLE CONCENTRATION MEASUREMENT Ľudovít Balco, Ville Niemelä 1, Erkki Lamminen 1, Matti Maricq 2, Joseph Szente 2 1 Dekati Ltd., Kangasala, Finland. 2 Ford Motor Company, Dearborn, MI, USA Gravimetric measurement is the basis of vehicle PM emission regulations in the US. However, the lack of time-resolved data is a significant disadvantage, and therefore typical particle emission R&D and research work is conducted with non-regulated real-time instruments like CPC, MSS, ELPI, EEPS and others. European regulatory approach has been particle counting with a CPC and a PMP compliant sampling system, but gravimetric PM measurement is still required for official testing. Dekati Ltd. has developed a new system combining a standard gravimetric PM filter holder with a real-time PM detector. The assembly is approximately the same size as a normal PM filter holder, it fits directly into all existing PM filter sampling systems (CVS or partial flow diluters), tolerates 47 C cabinet temperature and provides both a gravimetric PM mass result and second-by-second data about PM accumulation on a 47mm filter. The system consists of a 47mm filter holder and a parallel miniature diffusion charger and electrometer for a real-time signal. The electrical detection part is equipped with its own pump so that normal PM filter flow rate is kept constant. The whole system is fully automated and battery-powered to maximize usability. In this presentation, we show the system operating principle and its use. We show the specifications and both gravimetric and real-time data from laboratory aerosols and vehicle particle emission measurements. We also present challenges in comparing diffusion charger and gravimetric PM results and discuss other possible applications like PEMS and gravimetric measurement quality assurance. 79

80 ZMĚNY V KONCENTRACÍCH ATMOSFÉRICKÉHO AEROSOLU NA POZAĎOVÝCH STANICÍCH V ČR V POSLEDNÍCH DESETI LETECH Naděžda Zíková, Zdeněk Wagner, Jakub Ondráček, Vladimír Ždímal Laboratoř chemie a fyziky aerosolů, Ústav chemických procesů AV ČR, v.v.i., Rozvojová 135, Praha, zikova@icpf.cas.cz Úvod Před téměř deseti lety byly na území Česka zahájeny hned dvě dlouhodobá měření početních velikostních distribucí atmosférického aerosolu (AA) na pozaďových stanicích na venkovské pozaďové a městské pozaďové stanici. V roce 2017 bude dokončeno měření první dekády takových dat, ze kterých je již možné popsat nejen krátkodobé změny v koncentracích a početních velikostních distribucích submikronového AA, ale i dlouhodobé trendy. Metody Měření na venkovské pozaďové stanici probíhají na Českomoravské vysočině na Národní atmosférické observatoři Košetice (49 35 N, E, 534 m n. m.), provozované Českým hydrometeorologickým ústavem (ČHMÚ) jako součást profesionální meteorologické sítě se specializací na monitoring kvality životního prostředí. Od roku 2008 je stanice zapojena také v projektu EUSAAR (a dále navazujícím projektu ACTRIS, díky kterému byl na stanici instalován aerosolový spektrometr SMPS (Scanning Mobility Particle Sizer), vyrobený Leibnizovým institutem výzkumu troposféry (TROPOS) v Lipsku. Více informací např. v (Zíková a Ždímal 2013). Městská pozaďová stanice je umístěna v Praze Suchdole (50 70 N, E, 277 m n. m.) na vyvýšené planině severozápadní části Prahy nad řekou Vltava. Stanice je přidružena ke stanici ČHMÚ v sousedství budov vědeckých ústavů v areálu Akademie věd ČR. V roce 2007 bylo měření zahájeno pomocí komerčního SMPS (3034 TSI SMPS, více informací v (Řimnáčová a kol. 2011)). Na konci roku 2011 byl přístroj v rámci projektu ACTRIS upraven v TROPOSu tak, aby měření vyhovovalo mezinárodním standardům popsaných v práci (Wiedensohler a kol. 2012). Nové měření bylo zahájeno v dubnu roku Spektrometr SMPS měří početní velikostní distribuce částic AA v submikronové oblasti (konkrétní měřené velikosti pro jednotlivé stanice jsou uvedeny v Tab. 1) s pětiminutovým krokem. Měřeny jsou tzv. suché velikosti, tj. velikosti částic AA při standardizované vlhkosti (pod 50 %) a při kontrolované teplotě (20 C). Data z obou stanic byla zpracována stejným postupem z naměřených spekter byla nejdříve vyřazena data nevyhovující standardům (vysoká vlhkost, porucha přístroje, atd.) a následně byly vypočteny hodinové průměry koncentrací, pokud bylo v dané hodině dostupných alespoň 50 % nevyřazených dat (tj. 6 z 12 možných spekter). Z důvodu nízkých koncentrací, velkého zatížení chybami při měření největších částic a jenom částečném překryvu měřených spekter (Tab. 1) byly pro zpracování uvažovány koncentrace ve velikostním rozmezí od 10 do 450 nm. Kvůli přestavbám přístrojů, údržbě, kalibracím a poruchám není pokrytí dat 100%, ale u obou stanic je přes 80 %. 80

81 Tabulka 1. Technické údaje o měření na obou pozaďových stanicích, včetně dostupnosti hodinových průměrů dat. Praha Košetice Měřicí období 11/ nyní 4/ nyní Dostupnost dat 82.3 % 89.0 % Velikostní rozsah nm nm Vzorkovací průtok 1 ± 0.05 lpm 1 ± 0.05 lpm Průtok obalového proudu 4 ± 0.2 lpm 5 ± 0.25 lpm Výsledky Celkové roční průměrné koncentrace AA na stanici Praha-Suchdol vykazují stoupající trend, zatímco na NAO Košetice byl naměřen pokles a následně setrvalý stav koncentrací částic (Obr. 1). Nárůst v pozorovaných koncentracích AA v Praze-Suchdole pokračoval i po přestavbě přístroje na přelomu let 2011 a V Košeticích běží stejný systém od roku 2008, bez významnějších úprav. Obr. 1 Celkové početní koncentrace AA ve velikostech nm na stanicích Praha-Suchdol a NAO Košetice v letech Denní chody vypočtené z celkových početních koncentrací se liší v Praze-Suchdole a v Košeticích (Obr. 2). V Praze jsou výrazné především ranní a odpolední maxima odpovídající dopravním špičkám, s méně výrazným poledním zvýšením koncentrací, které by mohlo být přisouzeno vzniku nových částic v atmosféře. V Košeticích je typická dopravní křivka koncentrací viditelná jenom v roce 2008, později dochází jak k poklesu koncentrací, tak k zvýraznění poledního maxima. Právě míra vlivu dopravních aerosolů bude jedním z hlavním činitelů rozdílů v koncentracích na obou stanicích (korelační faktor pouze 0.05). Dalšími faktory bude jiná frekvence vzniku nových částic v atmosféře a také vliv lokálního vytápění tedy procesy produkující významný podíl částic menších než 450 nm, které byly v této práci hodnoceny. Naopak vliv lokálních průmyslových objektů lze v případě obou stanic zanedbat obě stanice leží v dostatečné vzdálenosti od významnějších průmyslových zdrojů. 81

82 Obr. 2 Denní chod celkových koncentrací AA o velikostech nm v jednotlivých letech na stanicích Praha-Suchdol (A) a NAO Košetice (B). Roky 2007 a 2017 nebyly uvažovány z důvodu malého pokrytí dat (1 měsíc v roce 2007 a 2 měsíce v roce 2017). Závěr Ačkoli jsou stanice vzdáleny jenom 79 km a obě jsou zařazené jako pozaďové, je složení zdrojů submikronového aerosolu na stanicích výrazně odlišné tyto rozdíly se pak projevují v odlišných trendech celkových koncentrací částic AA menších než 450 nm i v odlišných denních chodech těchto koncentrací. V průběhu poslední dekády byl pozorován nárůst koncentrací submikronových částic na městské pozaďové stanici, na venkovské pozaďové stanici byl pozorován nejprve pokles do roku 2011, poté setrvalý stav. Ke zhodnocení vlivu změn jednotlivých zdrojů AA na celkové koncentrace budou zhodnoceny i proměny koncentrací v jednotlivých velikostních třídách (odpovídající různým typům zdrojů) a změny v početních velikostních distribucích. Poděkování Příspěvek vznikl s finanční podporou MŠMT z prostředků účelové podpory velkých infrastruktur č. LM a podporou Evropské Unie v rámci programu Horizont Rámcový program pro výzkum a inovace č Autoři děkují kolegům ze stanice NAO Košetice za spolupráci. Literatura Řimnáčová, D., Ždímal, V., Schwarz, J., Smolík, J., Řimnáč, J.: Atmospheric Aerosols in Suburb of Prague: The Dynamics of Particle Size Distributions. Atmos. Res. 101 (August): (2011). Wiedensohler, A., Birmili, W., Nowak, A., Sonntag, A., Weinhold, K., Merkel, M., et al.: Mobility Particle Size Spectrometers: Harmonization of Technical Standards and Data Structure to Facilitate High Quality Long-Term Observations of Atmospheric Particle Number Size Distributions. Atmos. Meas. Techniq. 5 (3): (2012). Zíková, N, Ždímal, V.: Long-Term Measurement of Aerosol Number Size Distributions at Rural Background Station Košetice. Aerosol. Air Quality. Res. 13 (5): 1 11 (2013). 82

83 POROVNÁNÍ SLOŽENÍ PRACHOVÝCH ČÁSTIC V EMISÍCH ZE SPALOVÁNÍ DŘEVA A UHLÍ V RŮZNÝCH TYPECH KOTLŮ POUŽÍVANÝCH PRO VYTÁPĚNÍ DOMÁCNOSTÍ Kamil Křůmal 1, Pavel Mikuška 1, Jiří Horák 2, František Hopan 2 1 Ústav analytické chemie, Akademie Věd ČR, v. v. i., Veveří 97, Brno, krumal@iach.cz 2 VŠB Technická univerzita Ostrava, Výzkumné energetické centrum, 17. listopadu 15/2172, Ostrava-Poruba 1. Úvod Jedním z hlavních zdrojů aerosolových částic v ovzduší jsou spalovací procesy. Významnými zástupci těchto zdrojů jsou malá spalovací zařízení (MSZ) používaná k vytápění domácností během zimního období. Problémem MSZ je nízká výška komínů, která způsobuje hromadění aerosolových (prachových) částic v dýchací zóně obyvatel měst a obcí. Tato zařízení také nemají žádné čištění spalin (filtry) a neplatí pro ně obdobné kontrolní a regulační mechanismy jako pro velké zdroje znečišťování ovzduší. Vysoká koncentrace aerosolových částic v ovzduší ovlivňuje lidské zdraví. Škodlivost aerosolových částic souvisí s jejich depozicí v dýchacím traktu. Hlavní cestou vstupu aerosolu do organismu jsou dýchací cesty. Hrubé částice jsou zadržovány v horních cestách dýchacích, zatímco jemné částice (PM2,5) pronikají hlouběji do plic, průdušek a plicních sklípků (Křůmal a kol., 2012). Bylo potvrzeno, že dlouhodobá expozice částic snižuje obranyschopnost člověka (Brunekreef a Holgate, 2002). Aerosolové částice na sobě vážou toxické a karcinogenní sloučeniny, jako jsou například polycyklické aromatické uhlovodíky, polychlorované bifenyly a ostatní organochlorové sloučeniny, těžké kovy a další polutanty (Křůmal a kol., 2012), které se po depozici mohou z částic uvolňovat a pronikat do organismu. Převážná část znečišťujících látek z MSZ je do ovzduší emitována během topné sezóny v zimním období. Samotná topná sezóna trvá cca 5 měsíců, takže reálný podíl MSZ na aktuálním lokálním znečištění během topné sezóny je podstatně větší než jsou uváděné průměrné roční hodnoty. Staré technologie spalování (prohořívací a odhořívací kotle) jsou velmi rozšířené hlavně ve střední a východní části Evropy, což způsobuje značné znečištění ovzduší aerosolovými částicemi během topných sezón. Moderní spalovací zařízení (automatické a zplyňovací kotle) produkují významně méně emisí znečišťujících látek a proto se zvyšuje tlak na výměnu starých zařízení za nové (viz různé dotační programy). 2. Experimentální část Spalovací zkoušky byly provedeny s různými druhy paliv, tj. s hnědým uhlím, černým uhlím, dřevem a briketami, a v odlišných typech spalovacích zařízení za odlišných podmínek spalování (snížený výkon %). Použité spalovací zařízení představovaly jak zástupce starých konstrukčních řešení (prohořívací a odhořívací kotle), tak také moderní spalovací zařízení (zplyňovací a automatické kotle). Spalovací zkoušky byly provedeny za použití standardizovaných postupů (EN 303-5, EN 13240). Spaliny byly z kotlů odvedeny izolovaným komínem (dle standardních požadavků) k ředicímu tunelu. Ředicí poměr byl stanoven dle očekávaného množství spalin. Odběr vzorků spalin pro následné analýzy byl realizován v ředicím tunelu. Spaliny byly odebírány izokineticky na křemenné filtry, které byly podrobeny analýzám organických sloučenin, včetně toxických a karcinogenních polycyklických aromatických uhlovodíků (PAU), a vybraných molekulových organických markerů, pomocí kterých lze identifikovat emisní zdroje v městském aerosolu. Z organických sloučenin byly analyzovány především alkany (spalování dřeva, uhlí), PAU (spalování dřeva, uhlí), hopany 83

84 (markery pro spalování uhlí), sacharidy (spalování dřeva), anhydridy monosacharidů (markery pro spalování dřeva), pryskyřičné kyseliny (markery pro spalování dřeva), methoxyfenoly (markery pro spalování dřeva). Filtry s navzorkovanými aerosoly byly po zvážení rozstříhány na 2 části. První část byla použita pro společnou extrakci anhydridů monosacharidů, pryskyřičných kyselin, methoxyfenolů, monosacharidů, disacharidů a polyolů (cukerných alkoholů) pomocí směsi dichlormethan/methanol (1:1 v/v) v ultrazvukové vodní lázni. Extrakty byly po derivatizaci analyzovány pomocí GC-MS (Křůmal a kol., 2010). Ve druhé části filtrů byly analyzovány alkany, hopany a polycyklické aromatické uhlovodíky (PAU). Extrakce probíhaly směsí hexan/dichlormethan (1:1 v/v). Extrakty byly po frakcionaci analyzovány pomocí GC-MS (Křůmal a kol., 2013; Mikuška a kol., 2015). 3. Výsledky a diskuse Emisní faktory částic (PM) a organických sloučenin byly mnohem vyšší (Obr. 1) při spalování ve starých typech kotlů než v moderních typech pro všechna spalovaná tuhá paliva, tj. mokrý smrk (cca 40% obsah vody), suchý smrk (cca 9% obsah vody), hnědé uhlí, hnědouhelné brikety a černé uhlí. Nejvyšší emise částic byly ze spalování hnědého ( mg/kg) a černého uhlí ( mg/kg), především v konstrukčně nejstarším kotli (prohořívacím). Naopak emisní faktory částic z automatického kotle byly nejnižší ( mg/kg) a pro spoustu organických sloučenin pod limitem detekce analytické metody. Důvodem tohoto poklesu je jiný způsob přikládání paliva, odlišná konstrukce kotle a odlišný způsob spalování paliva. U automatického kotle je spalování plynulé, protože palivo je v menších dávkách přidáváno automaticky pomocí dopravníku paliva několikrát za minutu. Suma koncentrací všech analyzovaných sloučenin tvořila až 48 % hmotnosti PM pro spalování dřeva. Nejvyšší procentuální obsah byl nalezen pro anhydridy monosacharidů a pryskyřičné kyseliny. U spalování uhlí byl tento podíl nižší (maximum 5,8 %). Emisní faktory PM se pohybovaly mezi 199 a mg/kg (Obr. 1) a sumy polycyklických aromatických uhlovodíků (PAU) mezi 0,01 a 279 mg/kg v závislosti na použitém kotli a palivu (Obr. 2, 3 a 4). Naše pozornost byla zaměřena především na analýzu organických markerů a následné stanovení diagnostických poměrů, které slouží jako pomocné identifikátory emisních zdrojů částic v ovzduší. Diagnostické poměry pro anhydridy monosacharidů (markery pro spalování biomasy) a hopany (markery pro spalování uhlí) byly přibližně shodné s hodnotami uvedenými v literatuře. Diagnostické poměry pro alkany a především pro PAU se vůbec neshodovaly s literaturou. PAU vznikají především při nedokonalém spalování organického materiálu. Všechny poměry uváděné v literatuře byly zavedeny jako výsledek spalování paliv v kamnech a krbech s dostatkem vzduchu (dokonalé hoření). Cílem našich experimentů bylo přiblížit se reálným emisím z domácností, proto bylo palivo spalováno v kotlích se sníženým výkonem (40 60 % výkonu kotle). Při spalování se sníženým výkonem se podíl nedokonalého spalování paliva zvyšuje. 84

85 Obr. 1: Emisní faktory pro PM (mg/kg) ze spalování pevných paliv ve starších (prohořívacích, odhořívacích) a moderních (zplyňovacích, automatických) typech kotlů. Obr. 2: Emisní faktory pro PAU (mg/kg) ze spalování suchého smrku ve starších (prohořívacích, odhořívacích) a moderních (zplyňovacích, automatických) typech kotlů. 85

86 Obr. 3: Emisní faktory pro PAU (mg/kg) ze spalování hnědého uhlí ve starších (prohořívacích, odhořívacích) a moderních (automatických) typech kotlů. Obr. 4: Emisní faktory pro PAU (mg/kg) ze spalování černého uhlí ve starších (prohořívacích, odhořívacích) a moderních (automatických) typech kotlů. 4. Závěr Nejvyšší emisní faktory byly nalezeny při spalování v nejstarších typech kotlů pro všechna paliva. Emise ze spalování hnědého uhlí byly podstatně vyšší než emise ze spalování dřeva. Kromě stanovení toxických PAU jsme se také zaměřili na sloučeniny (markery), pomocí kterých lze určit zdroj aerosolových částic na monitorované lokalitě. Zjištěné hodnoty diagnostických poměrů lépe odráží reálné emise polutantů ze spalování dřeva a uhlí v domácnostech. 86

87 5. Poděkování Tato práce byla podporována v programu Regionální spolupráce krajů a ústavů Akademie věd ČR v roce 2017 (R ), v rámci projektu MŠMT Inovace pro efektivitu a životní prostředí Growth (LO1403), v rámci projektu Charakterizace popelů a emisí prachu ze spalování tuhých paliv v domácnostech (SP2017/105), grantovou agenturou České republiky (P503/12/G147) a výzkumným záměrem Ústavu analytické chemie AV ČR, v. v. i. (RVO: ). 6. Literatura Brunekreef B., Holgate S. T.: Air pollution and health, Lancet 360, (2002). Křůmal K., Mikuška P., Vojtěšek M., Večeřa Z.: Seasonal variations of monosaccharide anhydrides in PM1 and PM2.5 aerosol in urban areas, Atmospheric Environment 44, (2010). Křůmal K., Mikuška P., Večeřa Z.: Využití organických markerů pro identifikaci zdrojů atmosférických aerosolů, Chemické Listy 106, (2012). Křůmal K., Mikuška P., Večeřa Z.: Polycyclic aromatic hydrocarbons and hopanes in PM1 aerosols in urban areas, Atmospheric Environment 67, (2013). Mikuška P., Křůmal K., Večeřa Z.: Characterization of organic compounds in the PM2.5 aerosols in winter in an industrial urban area, Atmospheric Environment 105, (2015). 87

88 SEZÓNNÍ ROZDÍLY V TĚKAVOSTI ATMOSFÉRICKÉHO AEROSOLU NA POZAĎOVÉ STANICI V KOŠETICÍCH Lucie Kubelová, Petr Vodička, Otakar Makeš, Naďa Zíková, Jakub Ondráček, Jaroslav Schwarz, Vladimír Ždímal Laboratory of Aerosol Chemistry and Physics, Institute of Chemical Process Fundamentals of the Czech Academy of Sciences, Prague, , Czech Republic Atmosférický aerosol je tvořen tuhými nebo kapalnými částicemi o průměru od jednotek nm po desítky µm. Aerosolové částice mají vliv na koloběh vody v přírodě, klimatické podmínky a mohou také negativně ovlivňovat viditelnost a lidské zdraví. Vzhledem k velkému množství oblastí dopadu působení aerosolových částic je důležité přesně identifikovat jejich zdroje a do hloubky porozumět procesům, které vedou k jejich vzniku, přeměně a zániku (Finlayson-Pitts and Pitts, 2000). Tyto informace pak slouží i jako podklad pro případné legislativní regulace, jejichž správně nastavení je pro zmírnění negativních důsledků klíčové. Těkavost patří mezi důležité vlastnosti atmosférických aerosolů a její přesný popis je důležitý mimo jiné pro modely zahrnující kondenzaci středně těkavých látek a také pro lepší identifikaci zdrojů částic (Wu et al., 2009). V současnosti je zvláště u organických atmosférických aerosolů popis těkavosti a její vliv na jejich fyzikální přeměny stále nedostatečný (Han et al., 2016). Pro zvýšení znalostí o těkavosti atmosférických aerosolů a pro hlubší porozumění vlivu těkavosti na změny charakteristiky částic jsme na pozaďové stanici Košetice (49 34' N, 15 05' E) provedli letní ( ) a zimní ( ) měřící kampaň zaměřenou na toto téma. V kampani byly použity následující přístroje a zařízení: termodenudér, skenovací třídič pohyblivosti částic (TSI SMPS 3936), aerosolový hmotnostní spektrometr (c-tof-ams, Aerodyne), analyzátor organického a elementárního uhlíku (field OC/EC analyser, Sunset), a také sekvenční nízko objemový vzorkovač (sequential low volume sampler, Leckel). Skenovací třídič částic (TSI SMPS 3936) umožňuje získat velikostní distribuci částic (cca 3-700nm) s vysokým časovým rozlišením (až 5 minut). Aerosol je po vstupu do přístroje vystaven bipolárnímu iontovému poli, díky čemuž získá Boltzmannovo rozdělení náboje. Takto definovaně nabité částice vstupují do tzv. diferenciálního třídiče pohyblivosti částic, což je zařízení, které propouští dále pouze frakci částic charakterizovanou úzkým rozmezím elektrické pohyblivosti. Takto vybraná frakce dále vstupuje do kondenzačního čítače částic, kde částice nejprve vlivem kondenzace zvětší svůj objem a poté je detekována optickým čítačem. Na základě znalosti elektrické pohyblivosti dané frakce a Boltzmannova rozdělení náboje jsme schopni vypočítat velikostní distribuci vzorku. Pro přepočet početní velikostní distribuce na hmotnostní velikostní distribuci jsme použili hodnotu hustoty částic 1.5 g/cm 3. Aerosolový hmotnostní spektrometr (c-tof-ams, Aerodyne) umožňuje měřit chemické složení a velikostní distribuci submikronových částic ve vysokém časovém rozlišení (až 1 minuta). Po vstupu do přístroje jsou částice fokusovány pomocí soustavy aerodynamických čoček do paprsku, v kterém pokračují do další části přístroje. V této části je změřena doba, za kterou jednotlivé částice překonají určitou přesně definovanou vzdálenost, přičemž platí, že čím menší částice, tím kratší doba letu, neboť menší částice se snadněji přizpůsobí urychlenému proudu vzduchu. V další části přístroje jsou částice vypařeny při 600 C a ionizovány metodou elektronové impakce. Hmotnostní spektrum vzorku je poté určeno pomocí hmotnostního spektrometru time-of-flight. 88

89 Termodenudér je zařízení, které nám umožňuje studovat těkavost částic. V první části zařízení je procházející vzorek zahřát na 140 C, čím dojde k vypaření relativně více těkavých složek aerosolu. V druhé části zařízení pak dochází k adsorpci plynné frakce na stěnách termodenudéru, které jsou pokryté aktivním uhlím. Odstranění plynné frakce ze vzorku je důležité, neboť zabraňuje případné následné kondenzaci plynných složek, která by vedla ke zkreslení výsledku. Odebíraný vzorek byl dělen na termodenudovanou (TD) a netermodenudovanou (NTD) větev, které byly v desetiminutových intervalech střídavě analyzovány pomocí skenovacího třídiče částic (TSI SMPS 3936) a aerosolového hmotnostního spektrometru (c-tof-ams, Aerodyne). Jedná se o první měřící kampaň s aerosolovým hmotnostním spektrometrem na pozaďové stanici v ČR. Současně jsme prováděli měření organického a elementárního uhlíku (field OC/EC analyser, Sunset) a také jsme odebírali vzorky na filtry (sequential low volume sampler, Leckel), které jsme poté analyzovali pomocí iontové chromatografie. Na velikostních distribucích získaných z přístroje SMPS se vliv termodenudéru projevil snížením celkové hmotnostní koncentrace a posunem maxima k menším hodnotám (Obr. 1). Snížení celkové hmotnosti vlivem působení termodenudéru je vidět také na datech z AMS (Obr. 2) a z SMPS (Obr. 3). Jedním z důvodů rozdílu mezi časovými průběhy hmotnostní koncentrace měřené přístroji AMS a SMPS je skutečnost, že přístroj SMPS je schopný detekovat i látky, které se nevypaří při 600 C, např. saze, přičemž právě přeměna na plynnou fázi při této teplotě je nutná podmínka detekce u přístroje AMS. Na Obr. 3 je patrný nárůst koncentrace během poslední třetiny února. Tento nárůst byl pravděpodobně způsobem nízkými teplotami během tohoto období, což vedlo mimo jiné k nárůstu znečištění z domácích topenišť. Na Obr. 4 je zobrazen časový průběh hmotnostní koncentrace jednotlivých složek submikronové frakce bez vlivu termodenudéru. Zatímco během celé kampaně jsou nejvíce zastoupenou složkou organické sloučeniny, na začátku března jsou jasně dominující složkou dusičnany. To může být vlivem specifických zdrojů v tomto období, ale také začínajícím jarním obdobím projevujícím se vyššími hodnotami teploty, slunečního záření a nižšími hodnotami relativní vlhkostí. a) 89

90 b) Obr.1: Velikostní distribuce hmotnostní koncentrace pro (a) letní a (b) zimní kampaň měřená přístrojem SMPS v Košeticích Obr.2: Časový průběh hmotnostní koncentrace submikronové frakce atmosférického aerosolu měřeného přístrojem AMS během zimní kampaně v Košeticích 90

91 Obr. 3: Časový průběh přepočtené hmotnostní koncentrace atmosférického aerosolu měřeného přístrojem SMPS během zimní kampaně v Košeticích Obr. 4: Časový průběh hmotnostní koncentrace jednotlivých složek submikronové frakce atmosférického aerosolu měřeného přístrojem AMS během zimní kampaně v Košeticích Projekt vznikl s finanční podporou MŠMT z prostředků účelové podpory velkých infrastruktur č. LM , s finanční podporou Evropské Unie v rámci programu Horizont Rámcový program pro výzkum a inovace č a také byl financován grantem Grantové Agentury ČR č. CSF P209/11/1342. Literatura: Finlayson-Pitts, B.J., Pitts, J.N., Chemistry of the Upper and Lower Atmosphere, Chemistry of the Upper and Lower Atmosphere. Elsevier. doi: /b

92 5/ Wu, Z., Poulain, L., Wehner, B., Wiedensohler, A., Herrmann, H., Characterization of the volatile fraction of laboratory-generated aerosol particles by thermodenuder-aerosol mass spectrometer coupling experiments. J. Aerosol Sci. 40, doi: /j.jaerosci

93 MONITOROVÁNÍ KOEFICIENTU ROZPTYLU SVĚTLA NA AEROSOLOVÝCH ČÁSTICÍCH NA POZAĎOVÉ STANICI KOŠETICE Adéla Holubová Šmejkalová 1,2,3, Naděžda Zíková 1,4, Vladimír Ždímal 4, Ivan Holoubek 3 1 Ústav životního prostředí, Přírodovědecká fakulta UK, Praha 2 Český hydrometeorologický ústav, Observatoř Košetice 3 Ústav výzkumu globální změny, AV ČR, Brno 4 Ústav chemických procesů, AV ČR, Praha Vlastnosti atmosféry mimo jiné určuje i přítomnost aerosolových částic. Atmosférické aerosoly (AA) mají vliv na radiační bilanci Země, dohlednost a lidské zdraví. V souvislosti s radiačním působením na klimatický systém lze jejich vliv klasifikovat jako přímý a nepřímý. AA nepřímo ovlivňují radiační bilanci atmosféry díky své funkci zárodečných oblačných jader a s tím spojeným vlivem na formování oblačnosti a srážek. Přímé radiační působení spočívá v rozptylu či absorpci světla na AA (ICPP 2013, Hinds 1999, Esteve a kol. 2012). Zatímco rozptyl slunečního záření na aerosolových částicích nebo od oblaků působí negativně na radiační bilanci (vede k ochlazení), při absorpci záření dochází ke zvýšení teploty okolního ovzduší (Poschl 2005). Zmíněný vliv AA na klima je stále objektem výzkumů. Jako příspěvek k dalšímu poznání slouží i kontinuální měření koeficientu rozptylu světla na pozaďové stanici Košetice. Tento příspěvek hodnotí roční a denní sezonní variabilitu koeficientu rozptylu světla o vlnové délce 550 nm a variabilitu Ångströmova exponentu. Metody: Na Národní atmosférické observatoři Košetice (NAO Košetice) probíhá měření koeficientu rozptylu světla od roku NAO Košetice je lokalizována na SZ okraji kraje Vysočina (49 34 s.š.; 15 4 v.d., 534 m n. m.), v zemědělské venkovské krajině (Váňa, Dvorská 2014). Koeficient rozptylu je kontinuálně měřen Integrujícím Nephelometerem (TSI 3563) na třech vlnových délkách (λ) - červená (700 nm), zelená (550 nm) a modrá (450 nm) v minutových intervalech. Během měření je zaznamenávána hodnota dopředného i zpětného rozptylu světla všech tří vlnových délek. Rozptyl světla je měřen v intervalu úhlů Dopředný rozptyl je měřen v mezích 7 90 a zpětný rozptyl světla v rozsahu (TSI 2012). Hodnoty rozptylu světla jsou mimo uvedené meze podhodnoceny, data je tedy třeba o tuto chybu opravit korekčním faktorem. Korekční faktor byl vypočítán dle postupu uvedeného v práci Massolliho a kol. (2009). Hodnoty Ångströmova exponentu α, který udává závislost rozptylu na velikosti převládající frakce ve vzorku, byly spočteny dle vzorce (Gopal a kol. 2014): α = log(σsp700nnnn ) log(σsp 450nnnn ) log(λλ 700nnnn ) log(λλ 450nnnn ) (1) kde, σsp 700nm a σsp 450nm značí koeficient rozptylu na vlnové délce 700 a 450 nm, λ 700nm a λ 450nm označují vlnovou délku světla 700 a 450 nm. Hodnoty α > 2 indikují dominanci jemných částic, při α < 1 převládá hrubá frakce. Pro hodnocení koeficientu rozptylu světla na vlnové délce 550 nm a k výpočtu Ångströmova exponentu byla použita pouze data splňující požadavky kvality dat (bez chybových kódů). Hodnoceny jsou hodinové průměry. 93

94 Výsledky: Tříleté období měření lze charakterizovat následujícími hodnotami vypočtenými z hodinových průměrů: koeficient rozptylu σ sp(550nm) kolísá v mezích Mm -1, mediánová hodnota dosahuje 32,25 Mm -1 ; maximální hodnota koeficientu zpětného rozptylu σ bs (550nm) je 40,26 Mm -1, medián má hodnotu 6,45 Mm -1. Ångströmův exponent α nabývá hodnot od 0,16 do 3,78, s mediánovou hodnotou 1,85. Roční variabilita σ sp(550nm) a α v jednotlivých měsících je znázorněna na Obr. 1. Nejvyšší hodnoty koeficientu rozptylu světla jsou měřeny v únoru a březnu (68 Mm -1 ), druhé maximum hodnot se vykytuje v říjnu (50 Mm -1 ). Nízké hodnoty i jejich rozpětí zaznamenáváme v letních měsících, kdy jsou nižší koncentrace znečišťujících látek v ovzduší. Minimální hodnota σ sp(550nm) (19 Mm - 1 ) byla naměřena v květnu a červnu. Roční chod hodnot α má opačný charakter oproti σ sp(550nm). Rozpětí hodnot je pro všechny měsíce velmi podobné. Od května do září je medián α nad hodnotou 2, což ukazuje na převažující jemnou frakci ve vzorkovaném aerosolu. Obr. 1 Roční variabilita σ sp(550nm) (vlevo) a α (vpravo) v letech Plná čára reprezentuje mediánové hodnoty z hodinových průměrů za každý měsíc, tmavé široké obdélníky znázorňují hodnotu 25. a 75. percentilu, úzké světle šedé obdélníky reprezentují hodnoty 5. a 95. percentilu. Denní chod σ sp(550nm) a α v jednotlivých ročních obdobích (Obr. 2) ukazuje značný rozptyl hodnot. Denní cyklus σ sp(550nm) je nejvýraznější na jaře, kdy od poměrně stabilních hodnot v průběhu noci dochází k poklesu na minimum v 15. hodin (26 Mm -1 ) a následnému nárůstu hodnot opět na stabilní hodnotu (44 Mm -1 ). Popsaný denní chod se projevuje i v podzimním a zimním období, avšak s výraznějším nárůstem hodnot ve večerních hodinách. Čas výskytu minima se posunuje na 14. a 13. hodinu. V létě není denní chod příliš výrazný, kontinuální pokles hodnot z maxima 25 Mm -1 opětovně souvisle narůstá po dosažení minima (18 Mm -1 ) ve 14. hodin. Ångströmův exponent má poměrně nevýraznou denní variabilitu ve všech ročních obdobích, zejména v létě. 94

95 Obr. 2 Sezonní denní variabilita σ sp(550nm) a α v letech Plná čára reprezentuje mediánové hodnoty z hodinových průměrů za každé roční období, tmavé pásy znázorňují hodnotu 25. a 75. percentilu, světle šedé pásy reprezentují hodnoty 5. a 95. percentilu. Závěr: Koeficient rozptylu světla o vlnové délce 550 nm na aerosolových částicích vykazuje jak roční tak denní variabilitu hodnot. V ročním chodu hodnot lze vyšší hodnoty σ sp(550nm) v chladnější části roku přičíst antropogennímu vlivu, zejména vytápění. Dle hodnot Ångströmova exponentu je zřejmý větší podíl jemné frakce aerosolu na rozptylu, a to zejména v teplejší části roku. Denní variabilita hodnot je nejvýraznější v jarním a podzimním období. Zvýšené koncentrace v ranních a večerních hodinách korespondují s vyšší antropogenní aktivitou - ať už spojenou s dopravou či s vytápěním. Zmíněný chod hodnot ovlivňuje i výška mezní vrstvy. V době minimálních hodnot σ sp(550nm), tedy v poledních a odpoledních hodinách, jsou podmínky pro zředění atmosféry nejpřijatelnější v důsledku větší mocnosti mezní vrstvy. Poděkování: Tento článek byl vytvořen za finanční podpory programu Evropské unie Horizon 2020 výzkum a inovace na základě grantové dohody č (ACTRIS 2) a díky podpoře MŠMT v rámci programu NPU I, číslo projektu LO1415 a projektu ACTRIS-CZ (LM ). Autoři děkují za spolupráci Dr. Alici Dvorské, která byla vedoucí týmu Oddělení atmosférických toků a dálkového transportu látek v období, za které jsou data hodnocena. Literatura: ESTEVE, A. R., et al In-situ integrating nephelometer measurements of the scattering properties of atmospheric aerosols at an urban coastal site in western Mediterranean. Atmospheric environment, 47: GOPAL, K. R. et al., In-situ measurements of atmospheric aerosols by using Integrating Nephelometer over a semi-arid station, southern India. Atmospheric Environment, 86, doi: /j.atmosenv

96 HINDS,W. C., Aerosol technology: properties, behavior, and measurement of airborne particles; New York: Wiley, IPCC, Climate Change 2013: The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fifth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change MASSOLI, P., et al., Uncertainty in Light Scattering Measurements by TSI Nephelometer: Results from Laboratory Studies and Implications for Ambient Measurements. Aerosol Science and Technology, 43(11), doi: / PÖSCHL, U Atmospheric aerosols: composition, transformation, climate and health effects; Angewandte Chemie International Edition 44: TSI, Operation and Service Manual, Model 3563 Intergating Nephelometer, P/N , Revision H, TSI Incorporated, printed in USA VÁŇA M., DVORSKÁ A., Košetice Observatory 25 Years.Praha: ČHMÚ, 92 s. ISBN

97 PROJEKT ACTRIS OD HISTORIE K BUDOUCÍM VÝZVÁM Adéla Holubová Šmejkalová, Milan Váňa Český hydrometeorologický ústav, Observatoř Košetice, adela.holubova@chmi.cz Projekt velké výzkumné infrastruktury ACTRIS účast České republiky (ACTRIS-CZ) představuje unikátní platformu pro dlouhodobé monitorování a výzkum kvality ovzduší na pozaďové úrovni, zahrnující zdravotní, klimatické i environmentální dopady změn ve složení atmosféry. ACTRIS-CZ tvoří národní uzel k existující evropské výzkumné infrastruktuře ACTRIS (Aerosol, Clouds and Trace Gases Research Infrastructure Network). Projekt zastřešuje výzkumné a monitorovací aktivity, realizované čtyřmi partnerskými institucemi na Národní atmosférické observatoři (NAO) Košetice. Cesta vedoucí k možnosti vzniku tohoto projektu sahá až do přelomu tisíciletí a navazuje na dlouholetý vývoj výzkumných projektů Evropské unie. Historický vývoj: Projekt ACTRIS vznikl v roce 2011 propojením již existujících výzkumných projektů rámcového programu Evropské unie (EU Framework Programme FP). Jako první byl pod programem FP5 v roce 2000 zformován projekt EARLINET (European Aerosol Research Lidar Network), v dalších letech pak byly založeny projekty CLOUDnet (síť pro monitoring profilů oblačnosti) a CREATE (Construction, use and delivery of an European aerosol database). Poslední ze jmenovaných projektů byl nahrazen komplexněji pojatým projektem EUSAAR (European Supersites for Atmospheric Aerosol Research), k jehož cílům patřila především harmonizace a validace měření optických, fyzikálních a chemických vlastností atmosférických aerosolových částic na stanicích typu Supersite (ACTRIS PPP, 2016). České republice se díky vstupu do Evropské unie v roce 2004 poprvé naskytla možnost účastnit se na tomto typu projektu. České partnerství bylo plněno realizací speciálních měření, zaměřených na vybrané vlastnosti aerosolových částic. Realizaci zajišťoval jako partnerská organizace projektu Ústav chemických procesů AV ČR, který pro tento typ měření zvolil pozaďovou lokalitu stanici Českého hydrometeorologického ústavu (ČHMÚ) Košetice, přičemž ČHMÚ se účastnil v tomto projektu jako tzv. přidružený partner. V roce 2011 byl z existujících projektů EARLINET, CLOUDnet a EUSAAR zformován zastřešující projekt ACTRIS ), jenž byl součástí projektů FP7. Výzkumná část souhrnného projektu byla rozšířena o pracovní skupinu, věnující se monitorování a výzkumu prekurzorů ozonu (VOCs a NOx). Navazujícím projektem je od roku 2015 ACTRIS-2 - financovaný ze zdrojů rámcového programu pro výzkum a inovace Horizont 2020 (výzva H2020-INFRAIA ). Výše popsaný vývoj dokumentuje obr. 1. Schématický vývoj vzniku a vývoje projektu ACTRIS od roku Obr. 1 97

98 Cíle projektu: Jak je naznačeno v historickém přehledu, projekt ACTRIS v současné době pokračuje jako ACTRIS-2. I když na sebe oba projekty bezprostředně navazují, během let existence došlo ke změnám v cílech, na které se projekt orientuje. Zatímco cíle ACTRIS byly formulovány takto: Integrovat evropské pozaďové stanice, vybavené vyspělou přístrojovou technikou pro měření atmosférických aerosolů, oblaků a reaktivních plynů (prekurzorů troposférického ozonu). Poskytovat data z dlouhodobého monitoringu zaměřeného na výzkum kvality ovzduší a změn klimatu v regionálním měřítku, získávaná standardizovanými nebo srovnatelnými v rámci celé sítě. Zajistit koordinovaný systém pro podporu nadnárodního přístupu k vyspělým evropským infrastrukturám a datům vysoké kvality Zlepšit trénink mladých vědců a studentů, zejména z východní Evropy a rozvojových zemí mimo EU. Podporovat vznik a rozvoj nových technologií pro monitoring a výzkum změn klimatu, kvality ovzduší a dálkového přenosu škodlivin. Projekt ACTRIS-2 si klade cíle následujícím způsobem: Poskytovat od povrchu až do stratosféry 4D variabilitu oblaků a fyzikálních, optických a chemických vlastností atmosférických druhů s krátkou životností, a to s požadovaným stupněm přesnosti, soudržnosti a propojenosti. Umožnit efektivní přístup k těmto informacím a zajistit prostředky pro účelné využití komplexních a více-stupňových ACTRIS parametrů, které slouží pro rozsáhlou komunitu uživatelů pracujících na modelech, satelitních vyhledáváních, analýzách a předpovědních systémech. Zvýšit úroveň používaných technologií na výzkumných infrastrukturách, kvalitu nabízených služeb uživatelské komunitě zahrnující i partnery z privátního sektoru. Podporovat školení obsluhy a uživatelů a posílit vazby mezi výzkumem, vzděláváním a inovacemi v oblasti atmosférické vědy. Dlouhodobá strategie: Dlouhodobá strategie ACTRIS směřuje k transformaci od sítě stanic založené na několikaletých projektech EU k centrálně koordinované pan-evropské výzkumné infrastruktuře. Možnost tohoto přechodu je podmíněna realizací některých kroků. V březnu 2016 byl ACTRIS RI (Research Infrastructure) zařazen na evropskou mapu velkých výzkumných infrastruktur ESFRI, což umožnilo rozvinout proces strategie dlouhodobého vývoje. Následně pak byl v červnu 2016 Evropské unii předložen projekt ACTRIS PPP (Project Preparatory Phase), jež je pro zmiňovanou změnu zásadní. ACTRIS PPP (s dobou řešení v období ) zastřešuje širokou komunitu výzkumných organizací, institucí zajišťující financování výzkumných aktivit a ministerstev. Další kroky vedoucí k transformaci projektu zahrnují konstrukční, předoperační a operační fázi. Posledně uvedená cílová fáze projektu je plánovaná od roku 2025 na dvacetileté období 98

99 (ACTRIS PPP, 2016). Výše popsaný vývoj je graficky znázorněn na obr. 2. Obr. 2. Harmonogram dlouhodobé strategie rozvoje ACTRIS. Český kontext - projekt ACTRIS-CZ: Procesy vedoucí ke vzniku a rozvoji projektu velké výzkumné infrastruktury ACTRIS-CZ postupovaly v souladu s doporučeními mezinárodního konsorcia. Po založení národního konsorcia ACTRIS-CZ v roce 2013 a úspěšného obhájení projektu v rámci národní výzvy pro podporu velkých výzkumných infrastruktur byl projekt zahájen. V projektu ACTRIS- CZ jsou zapojeny čtyři instituce: příjemcem je Český hydrometeorologický ústav, partnerskými institucemi jsou Ústav chemických procesů AV ČR (ÚCHP), Ústav výzkumu globální změny AV ČR (ÚVGZ) a Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Masarykovy univerzity (RECETOX). Jádrovou stanicí výzkumné infrastruktury ACTRIS-CZ je Národní atmosférická observatoř Košetice (NAO Košetice). Cílem projektu je dobudování a rozvoj výzkumné infrastruktury ACTRIS-CZ. Záměrem ACTRIS-CZ je podílet se svým výzkumem na prohloubení znalostní úrovně v oblasti výzkumu kvality ovzduší a změn klimatu. Prostředkem k realizaci stanovených cílů je mimo jiné vazba na akreditované laboratoře dvou partnerů projektu (ČHMÚ, RECETOX), rozvoj stávajícího měření a zaměření se na nové vyspělé monitorovací technologie a postupy. Směřujeme zejména k detailnější charakterizaci vlivu aerosolových částic a dalších polutantů na atmosféru a s tím spojené změny klimatu. Výzkum bude soustředěn na kontinuální sledování optických vlastností atmosférických aerosolů, jejich chemické složení a formování. Důležitou součástí je i monitorování chování atmosférických aerosolů v rámci vertikálního profilu v mezní vrstvě atmosféry. Poděkování: Tento příspěvek byl vytvořen za finanční podpory MŠMT v rámci projektu ACTRIS-CZ (LM ). Literatura: ACTRIS, Aerosols, Clouds and Trace Gases research Infrastructure Propagační materiál ACTRIS PPP, Horizon 2020, Call:H2020-INFRADEV (Development and long-term sustainability of new pan-european research infrastructures). Proposal number

100 DLOUHODOBÉ SLEDOVÁNÍ TĚKAVÝCH ORGANICKÝCH LÁTEK NA OBSERVATOŘI KOŠETICE V RÁMCI EMEP A PROJEKTU ACTRIS Jitka Díšková Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha, diskova@chmi.cz Úvod Do programu EMEP byl na pěti evropských stanicích, včetně observatoře Košetice v České republice, zařazen v roce 1992 monitoring těkavých organických látek (VOC).V průběhu 20 let se počet stanic i spektrum měřených organických látek několikrát měnil, ale na observatoři Košetice se podařilo udržet homogenní řadu měření až do současnosti. Od roku 2011 je observatoř Košetice zapojena do projektu ACTRIS, realizovaného v rámci EU 7th Framework Programme INFRA : Research Infrastructures for Atmospheric Research. Na tento projekt navázal nástupnický projekt ACTRIS-2 pod H2020-INFRAIA , realizovaný v období 5/2015 4/2019 (ČHMÚ 2015). Cílem ACTRIS-2 ( Aerosols, Clouds, and Trace Gases Research Infrastructure Network) výzkumné infrastruktury je zjišťování změn a trendů ve složení atmosféry, pochopení dopadu na stratosféru a horní troposféru. Stanovuje vědecké a zpětné vazby mezi změnou klimatu a složení atmosféry. Projekt ACTRIS-2 je organizován do třinácti pracovních skupin (WP work packages), které jsou zaměřeny na jednotlivé oblasti týkající se zjišťování kvality ovzduší, možnosti kalibrací přístrojové techniky, přístup ke všem datům měření ze stanic ACTRIS pomocí datových center, modernizaci a zlepšení služeb výzkumné infrastruktury do budoucna. Jedním z hlavních cílů je zvýšit kvalitu a množství poskytnutých údajů, sjednotit a optimalizovat standardní operační postupy, popřípadě navrhnout jejich revize. Procesy zahrnují pravidelné kontrolní cvičení prostřednictvím mezilaboratorních porovnávacích testů, využití ACTRIS TNA (WP8 European Centre for Aerosol Calibration (ECAC) či zapojení externích kalibračních center. Kromě základních proměnných jako jsou např. organický a elementární uhlík OC/EC, absorpce a koeficient rozptylu částic, velmi nízké koncentrace oxidů dusíku NOx, konkrétní těkavé organické látky a specifické stopové plyny, budou zavedeny kontrolní postupy např. pro biogenní těkavé organické látky, kyslíkaté těkavé organické látky a pro další formu oxidů dusíku NOy. Frekvence činností QA/QC vyplývá z implementačního plánu ACTRIS-2 a zahrnuje alespoň jedno mezilaboratorní porovnání pro každou proměnou. Dalším z podstatných úkolů skupiny WP3 je zavedení nových datových produktů a optimalizovat zpracování dat. Každý z těchto vývojů zahrnuje standardizaci produktů, definice metadat, definování a realizaci chybových produktů a dokumentaci. Tyto procesy zahrnují vývoj měření a předložení dat pro aerosolové částice, pro oblačnosti, pro těkavé organické látky jejichž měření je založené na průletovém analyzátoru (Time-of-flight, TOF) a na PTRMS (Proton Transfer Reaction Mass Spectrometry), kde tyto nástroje jsou používány k měření rozlišení těkavých organických látek a dále pro režim distribuce velikosti a počtu částic a rozvoj referenčních nástrojů pro měření absorpce na více vlnových délkách. Mezi své následující cíle projekt zahrnul vývoj a implementace kvality kontrolních nástrojů, zvýšení kvality zabezpečení jakosti, usnadnění identifikace poruchy přístroje. V rámci stanic vyvinout a realizovat nástroje a poloautomatické interaktivní statistické postupy pro posuzování kvality a konzistence naměřených dat. 100

101 Poslední úkol poskytuje příležitosti pro výměnu a předávání vědeckých a technických znalostí, poradenství a konzultací. Jsou organizovány každoroční technická setkání vztahující se ke konkrétním tématům např. diskuze pokroku úkolů, požadavky uživatelů, konzultace k přístrojové technice, optimalizace dat, externí spolupráce. Dokumentace výsledků jednání, technické popisy a informace potřebné pro uživatele jsou zpřístupněny prostřednictvím webových stránek ACTRIS a stránek vztahujících se k jednotlivým pracovním skupinám ACTRIS-2 (ACTRIS 2011). Problematika těkavých organických látek Mezi prekurzory přízemního ozonu řadíme těkavé organické látky (Volatile Organic Compound, dále VOC) a oxidy dusíku. Podle zákona o ochraně ovzduší Zákon 201/2012 Sb. je těkavou organickou látkou jakákoli organická sloučenina nebo směs organických sloučenin, s výjimkou methanu, která při 20 C má tlak par 0,01 kpa nebo více, nebo má odpovídající těkavost za konkrétních podmínek jejího použití (Sbírka zákonů, 2012). Hlavní zdroje VOC lze rozdělit na dvě základní kategorie. První skupinou jsou tzv. biogenní zdroje jako jsou např. emise z vegetace, emise z volně žijících živočichů, přírodní lesní požáry či anaerobní procesy v bažinách a močálech. Druhá kategorie jsou tzv. antropogenní zdroje kam řadíme např. výfukové plyny z dopravních prostředků, petrochemický a chemický průmysl, spalování fosilních a biogenních paliv, skládky odpadů, použití rozpouštědel, potravinářský průmysl a zemědělství. Rozdíly v reaktivitě vycházejí ze strukturní rozmanitosti od lineárních alifatických řetězců, přítomností dvojných či trojných vazeb, cyklů, aromatických jader až po látky s různými funkčními skupinami a vazbami. To se v reálné atmosféře projevuje v tom, že reagují rozdílnými způsoby. Doba života plynných organických sloučenin je velmi rozdílná od několika dní po několik let. Vzhledem k rozsahu různě dlouhé reaktivity jednotlivých VOC a k jejich množství nebyl u těchto látek stanoven imisní limit (Holoubek 2005). Těkavé organické látky hrají důležitou úlohu v chemii ovzduší a tedy i v oxidační síle atmosféry, což ovlivňuje stav a kvalitu ovzduší. Spolu s oxidy dusíku jsou odpovědny za vznik fotochemického ozonu a dalších fotooxidačních znečišťujících látek. Přeměny a odbourávání těchto látek zpravidla začínají reakcí s hydroxylovým radikálem. Přínos měření VOC pomáhá pochopit některé z problémů v oblasti chemie atmosféry např.: oxidační kapacita atmosféry, chemicko-klimatické interakce, chemie troposféry. Dalším důležitým úkolem je globální posouzení dálkového přenosu (Víden 2005). Odběr těkavých organických látek Pro odběr vzorku venkovního ovzduší jsou na observatoři Košetice používány nerezové ocelové kanystry s pasivovaným vnitřním povrchem, které jsou opatřeny speciálním ventilem. Každý kanystr je před vlastním odběrem venkovního ovzduší čištěn. Vlastní proces čištění kanystru probíhá v sušárně s regulovatelnou teplotou a bezolejovou vývěvou. Po kontrole čistoty kanystru, která je zajištěna analýzou na plynovém chromatografu, je vzorek venkovního ovzduší prosáván přes teflonový filtr pomocí odběrového čerpadla na vyhrazeném stanovišti do kanystru (NILU 1990). Měření těkavých organických látek Měření těkavých organických látek se provádí pomocí plynové chromatografie a zahrnuje několik hlavních a důležitých kroků. Jedná se o prekoncentraci, vlastní chromatografickou separaci, detekci a zpracování dat. Nerezový ocelový kanystr opatřený speciálním ventilem je připojen k zařízení pro dávkování vzorku z kanystru. Toto zařízení dávkuje přes sušící smyčku 101

102 vzorek z kanystru do prekoncentrační jednotky, kde je vzorek zakoncentrován na objem vhodný k dávkování do systému plynového chromatografu. Prekoncentrační jednotka je dále vybavena vyhřívanou přechodovou trubicí s deaktivovanou křemennou kapilárou, která zajišťuje připojení k chromatografické koloně uvnitř termostatu. Těkavé organické látky jsou jednotlivě separovány mezi stacionární (dvě kapilární kolony) a mobilní fází (plyn helium). Výstup z kapilárních kolon ústí do měřícího zařízení plamenoionizačního detektoru, kde přítomnost eluovaných analytů způsobí změnu v měření ionizačního proudu vodíko-vzduchového plamene. Stanovení jednotlivých analytů je založeno na porovnání odezvy měřícího přístroje na vzorek o neznámé koncentraci analytu s kalibrační závislostí. Vzorky standardů jsou podrobeny všem požadovaným operacím jako analyzovaný vzorek (Štulík et al. 2004). Zajištění kvality dat Během celého odběrového i analytického procesu je pravidelně zajišťována kontrola a kvalita. Veškeré postupy probíhají podle stanovených standardních operačních postupů. K reálným vzorkům je vždy přiřazen kontrolní vzorek o známých koncentracích pro sledování k posuzování zda je proměnlivost parametru způsobená náhodným kolísáním nebo systémovými příčinami. Před každým měřením reálných vzorků je vždy předřazen tzv. slepý vzorek pro kontrolu čistoty celého prekoncentračního a chromatografického systému. V rámci projektu ACTRIS proběhla účast v kruhovém testu pro těkavé organické látky. Od června roku 2011 do dubna roku 2012 byly organizátorem rozesílány dvě tlakové láhve jako testované vzorky. Tohoto testu se zúčastnilo okolo 15 evropských laboratoří. Měření v kruhovém testu probíhalo podle přiloženého standardního operačního postupu. Měřené VOC v CLI vyhověly nejistotám požadovaným ACTRIS případně GAW. Součástí zajišťování kvality a kontroly dat z pozaďových měřících stanic je také účast na pořádaných vědecko-technických setkáních. Tyto odborné semináře slouží k předávání odborností a zkušeností s měřící technikou, jsou zde doporučovány možná zlepšení jak odběru tak i analýz VOC. Data měření VOC ze stanic, které jsou součástí projektu ACTRIS-CZ skupiny WP3 jsou představeny na jednotlivých grafech. Jsou probírány imisní koncentrace jednotlivých těkavých organických látek, sledují se a porovnávají koncentrační hladiny a úrovně VOC z různých odběrových míst. Průběžně je také řešena otázka použití vhodných standardů pro VOC, jejich optimální koncentrace a stabilita. Účastníci těchto setkání jsou průběžně informováni o databázi datových center, o možnosti použití jejich nástrojů ke kontrole kvality dat. Trendy vybraných těkavých organických látek Zaznamenané koncentrace nejvíce těkavých organických látek ukazují jasně sezónní průběh s maximálními hodnotami v zimních měsících a s minimálními hodnotami v letním období (Obr. 6.1). Výjimku tvoří isopren. Přesto že se tato látka řadí mezi nejvíce reaktivní VOC je přírodního původu (uvolňována především listnatými stromy). Prezentovaný graf zobrazuje inverzní roční chod této látky (Obr. 6.2). Ze sektorové analýzy vyplývá, že nejvyšší koncentrace hlavních VOC jsou zaznamenány v situacích, kdy vzdušné masy dosáhnou našeho území od jihozápadu k jihovýchodu. Rozdíl mezi sektory je mnohem větší v chladném období roku. 102

103 Z možných dostupných dat ostatních pozaďových stanic, které jsou součástí EMEP a projektu ACTRIS, je zřejmé, že úrovně a trendy těkavých organických látek jsou srovnatelné s ostatními pozaďovými stanicemi. Obr. 6.1 Roční chody průměrných měsíčních koncentrací vybraných VOC ( ) na observatoři Košetice Obr. 6.2 Roční chod průměrných měsíčních koncentrací Isoprenu ( ) na observatoři Košetice Literatura ACTRIS, Aerosols, Clouds, and Trace gases Research InfraStructure Network. [online]. [cit ]. Dostupné z ČHMÚ, Znečištění ovzduší na území České republiky v roce [ Air pollution in the Czech republic in 2014]. Praha: ČHMÚ. ISBN

104 HOLOUBEK, I., Troposférická chemie. Brno: Masarykova univerzita. ISBN NILU, EMEP workshop on measurement of hydrocarbons/voc. EMEP/CCC. 3/90 NILU, Lillestrøm. [online]. [cit ]. Dostupné z VÍDEN, I., Chemie ovzduší. Praha: VŠCHT. ISBN ŠTULÍK, K et al., Analytické separační metody. Praha: Nakladatelství Karolinum. ISBN /2012 Sb., Úplné znění zákona č. 201/2012 Sb.,O ochraně ovzduší a dále ve znění pozdějších předpisů. Zkratky ACTRIS Aerosols, Clouds, and Trace Gases Research Infrastructure Network CLI Centrální laboratoře imisí ECAC European Centre for Aerosol Calibration GAW Global atmospheric watch OC/EC organický uhlík/elementární uhlík PTRMS Proton Transfer Reaction Mass Spectrometry QA/QC quality assurance/ quality control TOF Time-of-flight Volatile Organic Compound těkavé organické látky (Volatile Organic Compound) WP pracovní skupiny work packages 104

105 VYUŽITÍ DAT Z CEILOMETRU PŘI INTEPRETACI VÝVOJE KONCENTRACÍ LÁTEK V OVZDUŠÍ BĚHEM DNE Kateřina Komínková 1,2, Ivan Holoubek 1,3 1 Ústav výzkumu globální změny, Bělidla 4a, Brno, kominkova.k@czechglobe.cz 2 Geografický ústav, Přírodovědecká fakulta, Masarykova Univerzita, Kotlářská 2, Brno, @mail.muni.cz 3 RECETOX, Kamenice 3, Brno, holoubek@recetox.muni.cz Úvod Pro interpretaci naměřených koncentrací látek znečišťujících atmosféru je jedním z klíčových parametrů výška mezní vrstvy atmosféry a její vývoj během dne. Planetární mezní vrstva (angl. Planetary Boundary Layer - PBL) atmosféry je široký pojem, který v sobě zahrnuje různé stavy dynamiky proudění vzduchu v části troposféry nejblíže při zemském povrchu (0 2 km nad povrchem), jehož bezprostřední vliv se v této oblasti projevuje. Během dne dochází v PBL ke změnám proudění, díky čemuž je možné ji dále rozčlenit na různé podvrstvy. Typický denní cyklus vývoje PBL nad pevninou při radiačním režimu počasí je znázorněný na Obr. 1 (převzatu ze Stull, 1999), kde je patrný významný rozdíl mezi strukturou PBL ve dne a v noci. Obr. 1: Vývoj mezní vrstvy atmosféry v průběhu dne nad pevninou v oblastech vysokého tlaku (Stull, 1999, upraveno) Pro měření koncentrací látek v ovzduší je velmi podstatný především vývoj (konvektivní) směšovací vrstvy (angl. Mixing Layer - ML) ve světelné části dne. Pro směšovací vrstvu je typické turbulentní proudění, díky němuž je možné očekávat rovnoměrné rozložení koncentrací látek v celé její mocnosti. Směšovací vrstva se začíná vytvářet v důsledku rostoucí nestabilitou teplotního zvrstvení ovzduší v ranních hodinách v čase po východu slunce, kdy dochází k prohřívání zemského povrchu a zaniká krátce po západu slunce. V této době v prostoru mezi volnou vrstvou atmosféry a zemským povrchem po ML zůstává vrstva reziduální, která je stále dobře promísená, ale k turbulentnímu proudění už zde nedochází. Od povrchu se pak začíná formovat stabilní noční mezní vrstva. Uvnitř ní může docházet buď ke zvýšení koncentrací látek, které mají své zdroje při zemi, nebo naopak může docházet k poklesu koncentrací u látek, které 105

106 zdroje uvnitř této vrstvy nemají. Vzhledem ke stabilnímu zvrstvení jsou koncentrace látek nerovnoměrně rozvrstvené (Stull, 1999). Metody stanovení výšky PBL Existuje řada nepřímých technik umožňujících stanovení vývoje výšky PBL během dne s různou přesností. Tyto metody je možné rozdělit do tří skupin. První skupinu tvoří techniky založené na měření výškového profilu teploty in-situ, mezi které můžeme zařadit měření s využitím radiosond, přivázaných balonů, stožárů a letadel. Další skupinou jsou moderní techniky dálkového průzkumu: akustické metody (SODAR), optické metody (LIDRA, ceilometr) a elektro-magnetické metody (Dopplerovský radiolokátor, wind profiler). Třetí skupinou pak jsou metody určení výšky PBL s využitím výpočetních modelů. Metodou jednoduchou na provoz a relativně finančně dostupnou je stanovení výšky PBL na základě dat z ceilometru. Tyto přístroje určené původně k měření výšky spodní základny oblaků jsou založeny na technologii lidarů (Light Detection And Ranging). Měří profil zpětného rozptylu světla na atmosférických aerosolech - ze zpoždění signálu a rychlosti světla lze určit vzdálenost od místa zpětného rozptylu signálu. Stanovení výšky PBL tímto měřením vychází z předpokladu, že koncentrace aerosolů jsou obecně nižší ve volné atmosféře, zatímco uvnitř mezní vrstvy se nachází jejich zdroje. Proto je možné očekávat, že rozhraní mezi volnou atmosférou a PBL bude spojené se silným gradientem profilu zpětného rozptylu. Výpočetními metodami určení výšky mezní vrstvy z ceilometrových dat vycházejícími z tohoto předpokladu jsou například jednoduchá prahová metoda, nebo gradientová metoda (Eresmaa et al., 2006). Pro jednoduché uživatelské použití jsou dostupné různé komerční i nekomerční softwary například STRAT+ (Morille et al. 2007) nebo autorské softwary společností ceilometry produkujícími (Vaisala, Lufft). Sledování výšky mezní vrstvy atmosféry na AS Křešín u Pacova Na Atmosférické stanici (AS) Křešín u Pacova je od prosince 2014 pro měření profilu zpětného rozptylu využíván ceilometr Vaisala CL51. Zároveň s tímto zařízením, byl pořízen i software BL-VIEW (Boundary Layer View) od společnosti Vaisala, který automaticky zaznamenává změřený profil, ukládá výšku spodní základny oblaků stanovenou přímo ceilometrem a počítá výšku PBL. Všechny tyto hodnoty jsou zaznamenávány každých 16 sekund. Pro stanovení výšky PBL software používá gradientovou metodu - jako výšku mezní vrstvy označí maximální hodnotu v negativním gradientu koeficientu zpětného rozptylu. V jednu chvíli software dovede určit až 3 různá maxima. To nemusí být vždy výhodou, neboť uživatel získá v jeden čas hned několik potenciálních kandidátů výšky PBL, kdy ne všechny musí být platné, což zesložiťuje následné zpracování dat. Ukázka grafického výstupu ze softwaru BL-VIEW je uvedená na Obr. 2. Černě ohraničené body odpovídají vypočítané výšce PBL, body se světlým okrajem spodní základna oblaků, barevná škála odpovídá hodnotě koeficientu zpětného rozptylu. 106

107 Obr. 2: ukázka výstupu z programu BL-VIEW ze dne pro měření ceilometrem CL51 na AS Křešín u Pacova. Tyto výstupy vyžadují významný post-procesing a zkušeného pracovníka, aby bylo možné určit, který kandidát odpovídá jaké vrstvě v atmosféře. Pro toto vyhodnocení je možné si na pomoc vzít například výstupy z radiosondáži a to buď přímo změřené, nebo pro daný bod určené interpolací ze sítě měření, které jsou dostupné online. Využití dat z ceilometru pro interpretaci změřených koncentrací O 3 Jak již bylo zmíněno, informace o vývoji mezní vrstvy atmosféry je velmi užitečná při intepretaci koncentrací látek změřených v ovzduší, zvláště pak při měření vertikálního jejich profilu. Jedním za takovýchto měření je monitoring koncentrací troposférického ozonu O 3 na AS Křešín u Pacova. Na 250 m vysokém meteorologickém stožáru jsou v úrovních 8, 50 a 230 m nad povrchem umístěny tři analyzátory Thermo 49i, které kontinuálně zaznamenávají koncentraci O 3 s vysokým časovým rozlišení 1 minuta. Z dosavadních měření, která na stanici probíhají od září 2013, vyplývá, že nejnižší koncentrace jsou po většinu roku stanoveny na nejnižší úrovni měření, zatímco nejvyšší v úrovni 230 m. Při podrobnějším pohledu do denních dat je možné pozorovat tento rozdíl zvláště v nočních hodinách, zatímco ve dne se koncentrace téměř vyrovnají a k postupnému nárůstu gradientu dochází opět až v době po západu slunce jak ilustruje graf na Obr

108 Obr. 3: Denní vývoj koncentrací O 3 ve třech úrovních měření (8, 50 a 230 m) zjištění na AS Křešín u Pacova Když se k tomu dennímu vývoji připojí data z ceilometru s hodnotami o výšce PBL získané s pomocí softwaru BL-VIEW, můžeme v době, kdy dochází k nárůstu a sjednocení koncentrací O 3 (mezi 5:00-10:00) na jednotlivých výškách sledovat i nárůst hodnoty výšky mezní vrstvy, která v tomto případě odpovídá vývoji turbulentní směšovací vrstvy (viz Obr. 4). Čas, kdy se koncentrace na úrovni 8 a 50 m přiblíží a později, kdy stejnou hodnotu nabyde i koncentrace ve 230 m, odpovídá časům, kdy výška směšovací vrstvy dosáhne těchto úrovní měření (tyto výšky jsou ve spodní části grafu na Obr. 4 vyznačené horizontálními liniemi). Dále je na grafu v ranních hodinách (cca mezi 4:00 a 6:30) vidět i úroveň stabilní noční vrstvy, která se v čase 6:30 rozpadne. Obr. 4: Společný graf pro koncentrace O 3 ve 3 úrovních měření (horní část) a výšky PBM stanovené ceilometrem v čase 04:00 11:00 (AS Křešín u Pacova ) 108

109 Závěr Údaje o výšce PBL získané z ceilometru mohou být velmi užitečné pro interpretaci naměřených koncentrací látek v atmosféře, jejich použití má ale řadu omezení. Výhodou ceilometrů je bezobslužný provoz a relativně nízké pořizovací náklady v porovnání s jinými metodami (např. wind profiler). Získaná data jsou ale poměrně náročná pro interpretaci hodnota výšky PBL v různých fázích dne odpovídá různým typům zvrstvení. Při měření v terénu navíc nastává poměrně hodně případů, kdy hodnoty výšky PBL není možné určit, měření ceilometrem je rušeno např. deštěm, nízkou oblačností a nepříznivě měření ovlivňuje i příliš čistá atmosféra kdy v ovzduší není přítomné dostatečné množství aerosolů pro změření profilu zpětného rozptylu. Poděkování: Tento příspěvek byl vytvořen za finanční podpory MŠMT v rámci programu CzeCOS, číslo projektu LM , v rámci programu NPU I, číslo projektu LO1415 a v rámci programu ACTRIS-CZ, číslo projektu LM Literatura: Eresmaa, N., Karppinen, A., Joffre, S. M., Räsänen, J.,Talvitie, H.: Mixing height determination by ceilometer. Atmos. Chem. Phys. 6, (2006). Morille, Y., Haeffelin, M., Drobinski, P., Pelon, J.: STRAT: An automated algorithm to retrieve the vertical structure of the atmosphere from single-channel lidar data. Journal of Atmospheric and Oceanic Technology 24, (2007). Stull, R., B.: An Introduction to Boundary Layer Meteorology, Atmospheric and Oceanographic Sciences Library 13, Springer Science & Business Media (1999). 109

110 STŘEDA, 12. dubna 2017 Sekce 5: Metody odběrů a analýzy emisí, volného ovzduší a depozice, legislativní opatření Josef Keder: Věřňovice export import Zbyněk Novák: Možnosti využití senzorů pro monitoring kvality ovzduší Miroslav Vokoun: Výsledky mezilaboratorních porovnávacích zkoušek BTEX v JRC ISPRA Stanislav Juráň: Měřené a modelované toky troposférického ozonu v horském porostu smrku ztepilého Michal Vojtíšek: Výfukové emise částic, reaktivních sloučenin dusíku a skleníkových plynů z lehkých silničních vozidel za provozu: porovnání zemního plynu a klasických paliv Michal Vojtíšek: Měření výfukových emisí drážních vozidel za provozu: měření počtu částic, reaktivních sloučenin dusíku a skleníkových plynů Kateřina Šebková: Jak přispívá národní implementační plán Stockholmské úmluvy v České republice a Národní centrum pro toxické látky ke zlepšování kvality ovzduší

111 VĚŘŇOVICE EXPORT IMPORT Josef Keder ČHMÚ, ÚOČO, Observatoř Tušimice, Smogové situace zimní sezóny 2016/2017, která se po několika letech zařadila mezi ty s obvyklým průběhem, oživily úvahy o vlivu zahraničních zdrojů na kvalitu ovzduší v Ostravsko-Karvinské aglomeraci v souvislosti uplatňováním regulačních opatření na zdrojích znečišťujících látek. Přenos znečištění přes hranice sousedícího státu je rozhodujícím způsobem determinován rozptylovými podmínkami, směrem a rychlostí proudění. Vhodně lokalizované monitorovací stanice, vybavené kvalitním měřením meteorologických veličin, umožňují takové úvahy objektivizovat. Vyhodnocení dlouhodobého režimu meteorologických podmínek transportu a rozptylu znečištění na Ostravsku v chladných (říjen až březen) a zimních obdobích (prosinec až únor) za 50leté období provedl Blažek [1]. Podle této práce se na Ostravsku může v chladném ročním období vyskytovat v průměru 40 dnů se zhoršenými meteorologickými podmínkami rozptylu a naopak průměrně 24 dnů s podmínkami dobrými nebo zlepšenými. V oblasti výrazně převládá jihozápadní proudění. Denní typy směru proudění z jihozápadní poloviny horizontu se v chladném ročním období vyskytly průměrně ve 109 dnech, denní typy proudění ze severovýchodní poloviny průměrně ve 40 dnech. V úvahu je třeba brát fakt, že mnohem četnější jihozápadní proudění je spojeno s většími rychlostmi proudění, a tedy s lepšími meteorologickými podmínkami rozptylu. V tomto příspěvku je režim transportu znečištění studován v detailnějším časovém a prostorovém měřítku. Byla použita data ze stanice automatického imisního monitoringu Věřňovice, kterou provozuje ČHMÚ. Stanice je umístěna v rovinaté venkovské krajině v bezprostřední blízkosti státní hranice s Polskou republikou. Jihovýchodně od stanice je lokalizována tepelná elektrárna Dětmarovice (obr. 1) Obrázek 1 Umístění monitorovací stanice Věřňovice 111

112 Byla analyzována data hodinových průměrů koncentrace oxidu siřičitého, oxidů dusíku a suspendovaných částic frakce PM10 a PM2.5. Doprovodná data směru a rychlosti větru byla použita pro vyhodnocení režimu transportu a původu koncentrací znečišťujících látek. Data pokrývala časové období od do Pro zpracování většiny grafických výstupů byl využit software OpenAir ([2],[3]). Obrázek 2 Růžice relativních četností výskytu jednotlivých tříd koncentrace PM10, Věřňovice Růžice na obrázku 2 ukazuje relativní četnosti jednotlivých tříd koncentrace PM10 na stanici Věřňovice v sektorech směru větru. Nejčastěji se vyskytují jihozápadní a severovýchodní proudění, při proudění ze severovýchodního sektoru je podíl výskytu vysokých hodnost koncentrace PM10 zřetelně vyšší. Umístění růžice na mapu umožňuje vytipovat zdrojové oblasti v ČR i v sousedním Polsku, z nichž pochází znečištění ovzduší, detekované na stanici Věřňovice. 112

113 Polární graf na obrázku 3 ukazuje relativní četnosti případů, kdy koncentrace PM10 pro jednotlivé kombinace sektorů směru a tříd rychlosti větru překročí hodnotu 75.percentilu souboru koncentrací, v tomto případě 54 µg.m -3. Nejvyšší četnosti překročení 75.percentilu nad 50%, se objevují při malých rychlostech proudění do 2 m.s -1 a proudění z východního sektoru. Obrázek 3 Polární graf relativních četností výskytu překročení 75. percentilu souboru koncentrací PM10 pro jednotlivé sektory směru a třídy rychlosti větru, Věřňovice Obrázek 4 Polární graf relativních četností výskytu překročení 95.percentilu souboru koncentrací PM10 pro jednotlivé sektory směru a třídy rychlosti větru, Věřňovice 113

114 Podobná situace nastává v případě překročení hodnoty 95.percentilu (159 µg.m -3.) souboru hodinových koncentrací PM10. Zcela dominantní je severovýchodní proudění a rychlost do 2 m.s -1 (obrázek 4). Výsledky těchto analýz navozují myšlenku definovat exportní a importní režim proudění na stanici Věřňovice a odhadnout bilanci přeshraničního přenosu znečišťujících látek v okolí této lokality. Jako hranice pro rozlišení exportních a importních směrů větru byl pro Věřňovice stanoven sektor azimutů 109 až 293 pro export z území ČR, zatímco opačným směrem je znečištění importováno při směrech větru od 293 do 360 a dále pak pro směry od severu do 109. Na obrázku 5 jsou porovnány průměrné hodnoty koncentrace PM10, PM2.5 a SO2 při exportním a importním režimu proudění. Je zřejmé, že suspendované částice jsou importovány na území ČR v průměru ve výrazně vyšších koncentracích, v případě oxidu siřičitého je situace v podstatě vyrovnaná. Shodné rysy vykazuje též hodnota 95.percentilu souboru, v případě SO2 je mezi importním a exportním režimem větší rozdíl než pro průměrné hodnoty (obr. 6). Obrázek 5 Průměrné koncentrace při exportním a importním režimu proudění. 114

115 Obrázek 6 Hodnoty 95.percentilu koncentrace při exportním a importním režimu proudění. Množství znečištění transportovaného přes vertikální plochu kolmou ke směru proudění závisí na rychlosti větru. V průběhu jedné hodiny se přes plochu 1 m 2 přenese hmotnost C*WS*3600, kde C je průměrná hodinová koncentrace látky a WS je hodinový průměr rychlosti větru. Takto stanovené hodinové přenosy byly sečteny za celé hodnocené období, při rozlišení exportního a importního režimu. Grafické porovnání hmotností, přenesených přes jednotku plochy v g.m -2 je na obrázku 7. V případě suspendovaných částic převažuje import na území ČR, pro oxid siřičitý je bilance vyrovnaná. 115

116 Obrázek 7 Porovnání hmotnosti znečišťujících látek, exportovaných a importovaných přes jednotku plochy na stanici Věřňovice během sledovaného období Z provedených rozborů vyplývá, že přes česko-polskou hranici je importováno značně vyšší množství suspendovaných částic ve srovnání s jejich exportem. Při importním režimu proudění jsou koncentrace částic na pohraniční stanici Věřňovice výrazně vyšší než při proudění směru opačného. Následné analýzy, provedené pomocí bilančního box-modelu, naznačily, že tento transhraniční přenos může ovlivnit efektivitu regulačních zásahů při smogových situacích. Literatura [1] BLAŽEK, Z., (2016): Dlouhodobý režim meteorologických podmínek rozptylu na Ostravsku, Meteorologické Zprávy, roč. 69, č. 6, s [2] CARSLAW, D. C., K. ROPKINS, J., (2012): OpenAir-an R package for air quality data analysis, Environmental Modelling & Software. Volume 27-28, [3] URIA TELLAETXE, I., CARSLAW, D.C.,(2014).: Conditional bivariate probability function for source identification, Environmental Modelling & Software. Volume

117 MOŽNOSTI VYUŽITÍ SENZORŮ PRO MONITORING KVALITY OVZDUŠÍ Zbyněk Novák, Pavel Chaloupecký, Zdeněk Grepl ENVItech Bohemia s.r.o., Ovocná 34, PRAHA 6, Problematika znečištění ovzduší je stále velkým celospolečenským problémem, kterému je věnována velká mediální pozornost. Tím rostou společenské i politické tlaky na to, aby občané dostávali co nejpodrobnější a nejaktuálnější data o kvalitě ovzduší. Přestože je v České republice provozována vysoce kvalitní síť stanic imisního monitoringu, která využívá technologicky nejvyspělejší technologie měření znečištění ovzduší, jsou vyžadovány měření i mimo tuto síť. Tento problém je částečně řešen mobilními stanicemi, které využívají stejné technologie, jako stabilní stanice. Problémem však je cena těchto přístrojů, která je pro mnoho zájemců o měření kvality ovzduší nedostupná. Tím roste tlak na měření levnějšími alternativami, které mohou posloužit pro orientační měření kvality ovzduší. Celosvětově tak roste obliba malých kompaktních stanic, která pomocí malých a levným senzorů měří lokální znečištění ovzduší. Tyto senzory představují oproti velkým analyzátorům širší uplatnění, avšak mají celou řadu omezení. Největším omezením senzorického měření je jejich přesnost. Ta v některých případech dosahuje vysoké korelace s referenčními stanicemi. Příkladem mohou být některé senzory NO 2, či O 3, jejichž výsledky téměř kopírují data z referenčních stanic. Stejně tak některé senzory pro měření prachových částic mohou dosahovat za stabilních podmínek velmi dobrých výsledků. OBRÁZEK 1: Porovnání výsledků měření NO2 pomocí senzorů a referenčních stanic (Schneider, NILU) Jsou však i senzory, jejichž hodnoty mají velice nízkou korelaci a jejich data nejsou použitelná ani pro orientační měření. Proto je při výběru senzorů vždy nutné vybrat senzory, které jsou na danou aplikaci vhodné a dosahují dobrých referencí. Využití senzorů je pak možné v několika aplikacích, kde je použití referenčních analyzátorů technicky, či ekonomicky nemožné. Zejména ekonomická stránka levných senzorů je jedna z jejich největších výhod. Místo jediného bodu je možné vytvořit celou síť kompaktních 117

118 stanic, které mohou generovat velmi dobré podklady pro tvorbu modelů znečištění. Vzhledem k nižší přesnosti oproti analyzátorům je jejich použití vhodné zejména do kolací, kde je velký gradient znečištění ovzduší. Obrázek 2 :Výsledky modelu měření VOC v petrochemickém závodě (Scentroid) Toho lze využít k měření znečištění ovzduší v průmyslových areálech, jakými jsou například petrochemické závody, nebo čistírny odpadních vod. Stejné podmínky pak mohou být zaznamenány v intravilánu během topné sezóny, kdy vlivem emisí z lokálních topenišť dochází k výraznému lokálnímu zhoršení ovzduší. Další využití je v okolí významných dopravních linií, které mají významný vliv na znečištění ovzduší. V případech, kde nelze použít kompaktní senzorické stanice, mají malé senzory další výhodu v jejich velikosti a nízké hmotnosti. Díky tomu mohou být nasazeny na dron, pomocí kterého se dostanou do nepřístupných míst, jako jsou povrchové doly, či skládky odpadů. Vedle horizontálních dat lze získat i vertikální data, která mohou poskytnout komplexnější představu o šíření znečištění do okolí. Obrázek 3 : Body měření pomocí dronu zobrazená v prostředí GIS (Scentroid) 118

119 Měření pomocí dronu má velký potenciál i při měření vertikálního znečištění v průběhu teplotní inverze. Tyto data je pak možné využít pro tvorbu 3D modelů a využít je pro práci v prostředí GIS. Využití senzorů pro měření kvality ovzduší tak přináší mnoho nových možností, avšak vždy je nutné počítat s větší nepřesností oproti referenčním analyzátorům, které senzory nemohou nahrazovat, spíše mohou doplnit síť jejich měření a to zejména v oblastech, kde nelze referenční zařízení použít. Literatura: Schneider et al. (2016). Mapping urban air quality in near real-time. Microsensor meeting at RIVM, 13 February 2017, Utrecht, NL 119

120 MĚŘENÉ A MODELOVANÉ TOKY TROPOSFERICKÉHO OZONU V HORSKÉM POROSTU SMRKU ZTEPILÉHO Stanislav Juráň 1, Miloš Zapletal 1,2,3, Zbyněk Večeřa 4, Pavel Cudlín 1, Otmar Urban 1 1 Ústav výzkumu globální změny AV ČR, v. v. i., Bělidla 986/4a, Brno, juran.s@czechglobe.cz; 2 Slezská univerzita, Filozoficko-přírodovědecká fakulta v Opavě, Masarykova třída 343/37, Opava; 3 Ekotoxa s.r.o., Otická 37, Opava, 4 Ústav analytické chemie AV ČR, v. v. i., Veveří 967/97, Brno Smrk ztepilý (Picea abies) vykazuje změny rychlosti fotosyntetické asimilace CO 2 a průduchové vodivosti v průběhu roku s poklesem během podzimu a kompletním obnovením plné fyziologické aktivity na jaře, což je typické pro neopadavé přezimující druhy dřevin. Dosavadní výzkum zabývající se analýzou toků ozonu v lesních ekosystémech se zaměřoval téměř výhradně na studium těchto toků v letním období, tj. období s nejvyššími koncentracemi troposférického ozonu. Studiu toků ozonu mezi lesními porosty a přilehlou vrstvou atmosféry v přechodových obdobích mezi vegetační sezónou a zimní dormancí však byla doposud věnována jen malá pozornost. Toky troposférického ozonu mezi lesním porostem a přilehlou vrstvou atmosféry byly měřeny během tohoto přechodného období v listopadu 2016 pomocí vířivé kovariance za využití chemiluminiscenčního analyzátoru ozonu s rychlou odezvou Schnelle Ozon Sonde (Enviscope, Frankfurt am Main, Německo) a sonického 3D anemometru Model (Young, Michigan, USA). Data z rychlého analyzátoru ozonu byla kalibrována pomocí analyzátoru APOA-370 s pomalou odezvou (Horiba, Kyoto, Japonsko) založeném na principu UV absorpce. Spolu s přímým měřením toku O 3 pomocí vířivé kovariance probíhalo měření koncentrace O 3 v profilu korunové vrstvy studovaného porostu (ve výšce 7 m, 25 m a 30 m nad povrchem země) pomocí analyzátorů ozonu APOA-370. Na základě zjištěného koncentračního gradientu byly následně modelovány toky ozonu pomocí Inverzního Lagrangianova Transportního Modelu (ILTM, Raupach, 1989; Karl et al., 2004). Dále byly toky ozonu modelovány pomocí rezistenčního modelu, který vychází z výpočtu depozičních rychlostí ozonu na základě rezistenční analogie (Hicks et al., 1987; Zapletal a Chroust, 2007; Zapletal et al., 2011). Průduchová vodivosti ozonu byla modelována multiplikativním depozičním modelem (Emberson 2000) s využitím meteorologických a environmentálních dat (rychlost a směr větru, teplota vzduchu, vlhkost vzduchu, globální záření, sytostní doplněk, deficit půdní vlhkosti, fenologické změny) pro danou lokalitu. Tok ozonu do průduchů byl modelován podle Cieslik (2004). Uvedená měření toků ozonu byla provedena na experimentálním pracovišti Bílý Kříž v Moravsko-slezských Beskydech (49 30 N, E; m.n.m.). Stanoviště má středně studené (roční průměrná teplota činí 6,6 C) a vlhké (průměrná roční relativní vlhkost vzduchu je 84,7%) klima s průměrným ročním úhrnem srážek 1152 mm (průměry pro období ). Region je charakteristický nízkou koncentrací oxidů dusíku (NO x, pod 10 parts per billion per volume ppb) a vysokou koncentrací troposférického ozonu (až 80 ppb) během letních měsíců (Zapletal et al., 2011). Pracoviště je součástí výzkumné infrastruktury CzeCOS (Czech Carbon Observation System), ICOS (Integrated Carbon Observation System) a AnaEE (Analysis and Experimentation on Ecosystems). Výzkumný porost je tvořen stejnověkou monokulturou smrku ztepilého s příměsí jedle bělokoré. Lesní porost byl založen v roce 1981 vysazením 4 letých sazenic. V roce 2016 byla průměrná výška stromů 16,69 m a 120

121 index listové plochy činil 9,31 m 2 m -2. Studovaný porost se nachází se na svahu (12,5 ) s jižní orientací. Obr. 1: Průměrný denní chod tok ozonu stanovený metodou vířivé kovariance (plná čára) spolu s vymodelovaným tokem pomocí modelu založeném na výpočtu rezistencí (čárkovaná čára) a ILTM modelu (tečkovaná čára). Chybové úsečky znázorňují směrodatnou odchylku. Data jsou průměry z období v časovém kroku 30 min. Kladná hodnota toku znamená tok ozonu z ekosystému (emise), záporná hodnota znamená tok ozonu do ekosystému (depozice). Tok ozonu stanovený pomocí vířivé kovariance vykazuje nejvyšší průměrný denní tok 1,19 nmol m -2 s -1 a nejnižší -0,75 nmol m -2 s -1. Studovaný lesní porost byl čistým sinkem pro ozon a to ve výši 7,14 mmol m -2 za den (=0,343 g m -2 za den). Nejvyšší rychlost emise ozonu (kladná hodnota toku) byla pozorována během poledních hodin, kdy za nízkých teplot byly zavřené průduchy, a díky dostatečné intenzitě slunečního záření docházelo k tvorbě ozonu. Oba použité modely, ačkoliv globálně hodně užívané, nejsou schopny přesnějšího odhadu toku ozonu mimo vegetační období (duben-září), kdy dochází pouze k toku ozonu do průduchů, nikoliv k jeho tvorbě. Nicméně je třeba zdůraznit, že toky ozonu v listopadu 2016 díky přechodu lesního ekosystému z vegetační sezony do zimní dormance jsou velmi malé oproti létu, a to až 20. Technika vířivé kovariance byla, podle našich znalostí, použita pro měření toků troposférického ozonu v České republice vůbec poprvé a představuje kontrolu vůči zavedeným modelům a zpětné ověření jejich přesnosti. Neméně důležité tak bude porovnání vířivé kovariance s modely toku ozonu během vegetačního období spolu s následnou parametrizací modelů. 121

122 Literatura Cieslik, S Ozone uptake by various surface types: a comparison between dose and exposure. Atmos. Environ. 38, Emberson L.D., Wiesner, G., Ashmore M.R Modelling of stomatal conductance and ozone flux of Norway spruce: comparison with field data. Environ. Pollut. 109, Hicks, B.B., Baldocchi, D.D., Meyers, T.P., Hosker, J.R.P., Matt, D.R A preliminary multiple resistance routine for deriving dry deposition velocities from measured quantities. Water Air Soil Pollut. 36, Karl, T., Potosnak, M., Guenther, A. et al Exchange processes of volatile organic compounds above a tropical rain forest: Implications for modeling tropospheric chemistry above dense vegetation. J. Geophys. Res. 109, D Leahey D. M., Hansen M. C., Schroeder M. B An Analysis of Wind Fluctuation Statistics Collected under Stable Atmospheric Conditions at Three Sites in Alberta, Canada. J. Appl. Meteor. 27, Nemitz, E., Sutton, M. A., Gut, A., Jose, R. S., Husted, S., Schjoerring, J. K Sources and sinks of ammonia within an oilseed rape canopy. Agr. Forest Meteorol. 105, Raupach, M. R A practical Lagrangian method for relating scalar concentrations to source distributions in vegetation canopies. Q. J. Roy. Meteor. Soc. 115, Zapletal, M., Chroust, P Ozone Deposition to a Coniferous and Deciduous Forest in the Czech Republic. Water Air Soil Pollut: Focus 7, Zapletal, M., Cudlín, P., Chroust, P., et al Ozone flux over a Norway spruce forest and correlation with Net Ecosystem Production. Environ. Pollut. 159,

123 VÝFUKOVÉ EMISE ČÁSTIC, REAKTIVNÍCH SLOUČENIN DUSÍKU A SKLENÍKOVÝCH PLYNŮ Z LEHKÝCH SILNIČNÍCH VOZIDEL ZA PROVOZU: POROVNÁNÍ ZEMNÍHO PLYNU A KLASICKÝCH PALIV Michal Vojtíšek 1, Vít Beránek 1, Vojtěch Klír 1, Petr Jindra 2, Tomáš Voříšek 3 1 Centrum vozidel udržitelné mobility, ČVUT v Praze, Přílepská 1920, Roztoky, 2 Katedra vozidel pozemní dopravy, Česká zemědělská univerzita, Kamýcká 129, Praha 6 3 SEVEn Energy s. r. o., Americká 579/17, Praha 2 * michal.vojtisek@fs.cvut.cz Abstrakt Ve snaze kvantifikovat dopady přechodu vozových parků z klasických paliv na stlačený zemní plyn (CNG) byla provedena měření výfukových emisí v laboratoři a za provozu na třech osobních a šesti lehkých užitkových vozidlech, z nichž všechna byla homologována v emisní třídě Euro 6. Měření emisí zahrnovala oxidy dusnatý, dusičitý, uhelnatý a uhličitý, dále amoniak, formaldehyd, acetaldehyd, skleníkové plyny metan a oxid dusný, a celkový počet částic. CNG motory pracovaly převážně se stechiometrickou směsí palivo-vzduch, byly vybaveny třícestným katalyzátorem a obecně vykazovaly relativně nízké emise všech měřených látek za všech provozních režimů. Oproti benzinovým motorům mají CNG motory výhodu v nižších emisích částic, oproti naftovým motorům pak ve výrazně nižších emisích oxidů dusíku. Klíčová slova Výfukové emise; spalovací motory; zemní plyn; oxidy dusíku; nanočástice; skleníkové plyny; čistá mobilita; kvalita ovzduší Úvod Spalovací motory pohánějící většinu silničních dopravních prostředků a pojízdných strojů jsou považovány za jeden z hlavních zdrojů jak skleníkových plynů, tak znečišťujících látek škodlivých pro životní prostředí a zejména lidské zdraví. Za nejvíce rizikové lze považovat velmi jemné částice o průměru jednotek až desítek nanometrů, které obsahují zdravotně rizikové látky, s vysokou účinností se usazují v plicních sklípcích, mají schopnost pronikat do krve, a roznášejí rakovinotvorné a jinak zdraví škodlivé látky po těle. Tyto částice jsou v přepočtu na hmotnost výrazně rizikovější než průměrné PM 2.5 (Janssen 2011, Krzyzanowski 2005) a na rozdíl od jiných zdrojů emitovány v bezprostřední blízkosti občanů a představují většinu částic, měřeno dle celkového počtu, vyskytujících se v dýchací výšce v obydlených oblastech (Štolcpartová 2015). Vznětové motory dále produkují oxidy dusíku, z nichž oxid dusičitý je dráždivý a ve vyšších koncentracích toxický. Oxidy dusíku se podílejí na tvorbě přízemního ozonu, který poškozuje vegetaci a organismy. Motorová vozidla dále produkují částice vznikající otěrem brzd a pneumatik, a způsobují rozvíření prachu již usazeného na vozovce či v její blízkosti (sekundární prašnost). Dle statistik Evropské komise mají částice a troposférický ozon (obojí z velké části z dopravy) na svědomí přes 400 tisíc předčasných úmrtí ročně v EU, což je řádově více v porovnání s dopravními nehodami (39 tisíc ročně). V České Republice dle studie Státního zdravotního ústavu způsobují částice 7379 (Puklová 2013), dopravní nehody pak 583 (Policie ČR 2014) předčasných úmrtí ročně. 123

124 Jednou z cest snižování emisí rizikových látek je přechod na čistší alternativní paliva, včetně biopaliv, zemního plynu ve stlačené (CNG) nebo zkapalněné (LNG) formě, vodíku, a elektrických pohonů. Tyto jsou podporovány národní i evropskou politikou, zejména směrnicí 2014/94/ES a Národním akčním plánem čisté mobility (NAP CM) pro období s výhledem do roku 2030, který se zabývá elektromobilitou, CNG, LNG a v omezené míře rovněž vodíkovou technologií (MPO 2015). Nová paliva a nové technologie s sebou přinášejí i rizika ve formě dosud nesledovaných látek. Například pokročilá zařízení pro úpravu výfukových plynů mohou zvyšovat dosud málo problematické emise NO 2, amoniaku (Suarez 2014), nebo skleníkového plynu N 2 O, který má 310násobný skleníkový potenciál než CO 2 (IPCC 2007). Spalování metanu pak může vést i k vyšším emisím metanu (Stettler 2016), formaldehydu nebo acetaldehydu. Dopady nových paliv se také mění s vývojem technologie. Na přelomu tisíciletí vykazovaly motory na CNG výrazně nižší emise částic (Holmén 2002) i toxicitu výfukových plynů (Turrio-Baldassari 2006) oproti naftě, tento trend se ale obrátil zavedením oxidačních katalyzátorů (DOC) a filtrů částic (DPF) u vznětových motorů, které měly nižší mutagenitu výfukových plynů oproti CNG motoru bez katalyzátoru (Kado 2005). Současné technologie vznětové motory s DOC a DPF a CNG motory s řízeným třícestným katalyzátorem vykazují srovnatelné emise částic (Hesterberg 2008, Nylund 2004). Cílem této práce bylo zjistit skutečné výfukové emise alespoň nejdůležitějších znečišťujících látek - oxidů uhelnatého (CO), uhličitého (CO 2 ), dusnatého (NO) a dusičitého (NO 2 ), amoniaku (NH3), formaldehydu, acetaldehydu, skleníkových plynů metanu (CH4) a oxidu dusného (N 2 O) a částic, a to jak během laboratorních zkoušek, tak za provozu. Měření Měření byla provedena na třech automobilech Škoda Octavia s motory spalujícími naftu, benzín, a CNG, a na šesti lehkých užitkových vozidlech Volkswagen Caddy s motory na CNG a naftu, Fiat Doblo Cargo s motory na CNG a naftu, Opel Zafira s motorem na naftu a Volkswagen Touran a motorem na CNG. Vozidla byla vybavena přenosnou měřicí aparaturou instalovanou uvnitř vozidla. Výfukové plyny byly přiváděny vyhřívanou hadicí do FTIR spektrometru (Nicolet Antaris IGS, MCT detektor, ZnSe optika, délka optické dráhy 5 m, teplota 165 C, tlak kpa, rozsah cm -1, rozlišení spektra 0.5 cm -1, frekvence vzorkování 1 Hz) a do zařízení pro měření střední velikosti a celkového počtu částic (NanoMet3, Testo), ve kterém jsou výfukové plyny zředěny rotační ředičkou, ve vyhřívané trubici (350 C) je odpařena semivolatilní frakce, částice jsou nabíjeny difuzním nabíječem, a koncentrace nevolatilních částic je následně stanovena elektrometrem. FTIR spektra byla průběžně vyhodnocována pro koncentrace CO, CO 2, N 2 O, NO, NO 2, NH 3, CH 4, formaldehydu, acetaldehydu a dalších látek. Průtok výfukových plynů byl stanoven z provozních dat motoru, zaznamenávaných palubní diagnostikou přes standardní diagnostické rozhraní (OBD). U vznětových motorů byl převzat údaj o toku nasávaného vzduchu (MAF), u zážehových (benzinových a CNG) motorů byl tok nasávaného vzduchu stanoven výpočtem ze zdvihového objemu motoru, otáček motoru, a teploty a tlaku v sacím potrubí, přičemž byla uvážena dopravní účinnost 0,95 při plném zatížení. Průtok byl následně korigován pro vodu zkondenzovanou ve výfukovém systému či 124

125 naopak z výfukového systému odpařenou s využitím koncentrací vody ve vzorku výfukových plynů měřených FTIR spektrometrem. Všechna vstupní data byla synchronizována v čase a normalizována na frekvenci 1 Hz. Okamžité emise byly vypočteny násobením koncentrací průtokem výfukových plynů, a dále násobeny molárními hmotnostmi sledovaných látek a dalšími konstantami, čímž byly získány okamžité toky emisí - v případě plynných látek v miligramech (mg) za sekundu (u CO 2 v gramech za sekundu), v případě částic jako počet částic a hmotnost částic za sekundu. Měřicí sestava byla napájena dvěma LiFeYPo akumulátory (12 V, 90 Ah), napojenými na střídač/nabíječ, který zajišťoval trvalý přísun napájení 230 V / 50 Hz. Jízdní zkoušky probíhaly na zvoleném cca 21 kilometrů dlouhém městském okruhu na území Prahy v období červen až září 2016 a každé z vozidel absolvovalo zvolený okruh opakovaně (2-krát ve dvou po sobě jdoucích pracovních dnech), aby ve výsledcích byly omezeny neopakovatelné vlivy způsobené aktuální dopravní situací. Pro doplnění měření a pro ověření aparatury pro měření emisí za provozu byly též provedeny zkoušky na válcové zkušebně s využitím jízdních cyklů NEDC, WLTP, NYCC, US06 a Artemis, s důrazem na městskou část cyklu Artemis, jež byla považována za nejvíce relevantní. Výsledky Měřením byl získán velmi rozsáhlý soubor dat, jehož podrobnější představení a popis je nad rámec stanovené délky příspěvku, v tomto příspěvku jsou proto shrnuty pouze základní poznatky. Na obr. 1 jsou shrnuty výsledky měření emisí NO x (nahoře), celkové hmotnosti částic (uprostřed) a počtu částic (dole) při provozu na naftu (NM) a zemní plyn (CNG) v laboratoři (lab, městská část cyklu Artemis) a za provozu (real, 21 km trasa) se studeným (s) a teplým (t) startem. Zobrazeny jsou průměry průměrných hodnot z každého vozidla, chybové úsečky znázorňují směrodatnou odchylku. Jedno z původně dodaných vozidel s vznětovým motorem mělo nefunkční DPF, toto vozidlo vykazovalo emise částic o 2 řády (celková hmotnost) až 3 řády (celkový počet) vyšší než ostatní vozidla, a není v souhrnných výsledcích zahrnuto. Automobil se zážehovým motorem, rovněž nezahrnutý z důvodu úspory místa do souhrnných výsledků, vykazoval oproti CNG a naftě výrazně vyšší emise částic, přičemž emise NOx se výrazně nelišily od CNG. Diskuze CNG motory vykazovaly oproti benzinovému motoru výrazně nižší emise částic, přičemž emise NO x jsou srovnatelné. To lze předpokládat, protože emise CO a NO x jsou dány spíše kvalitou regulace poměru palivo-vzduch a kvalitou a stavem třícestného katalyzátoru, a rozdíly mezi palivy se projevují spíše v jednotlivých organických látkách, a to zejména při studeném startu. 125

126 Oproti vznětovým motorům vykazovaly CNG motory výrazně nižší emise NO x, přičemž srovnatelné jsou emise částic. Obecně vysoké emise NO x u vznětových motorů jsou dány spalováním směsi s vysokým přebytkem vzduchu, který nemožňuje použití třícestného katalyzátoru. U těžkých vozidel byly NO x sníženy na relativně nízké úrovně selektivní katalytickou redukcí (SCR), u lehkých vozidel jsou však NO x stále relativně vysoké, oproti těžkým vozidlům i legislativním limitům, z různých, a to nejen technických, důvodů, jejichž rozbor není předmětem této práce. Testovaná vozidla byla malého stáří s odpovídajícím nízkým nájezdem kilometrů. Emise částic u naftových motorů s funkčním DPF byly srovnatelné s CNG. Je však nutné uvážit, že nefunkčnost DPF v Nizozemí vede k přibližně 5-6 násobnému navýšení emisí částic z vozového parku (Kadijk 2015 a 2016). Navýšení částic u CNG motorů nebylo dosud kvantifikováno. Vzhledem k tomu, že některé důvody navýšení emisí částic, například spalování motorového oleje, jsou nezávislé na palivu, lze předpokládat, že se stárnutím vozidla se u CNG navýšení emisí projeví, ale v nižší absolutní míře oproti benzínu. V této práci rovněž nebyla zohledněna eticky i právně sporná, leč v ČR poměrně běžná, praxe dodatečných úprav automobilů včetně demontáže DPF, deaktivace SCR, deaktivace systému recirkulace výfukových plynů, a úprav vedoucích k vyššímu maximálnímu výkonu motoru. Lze předpokládat, že u CNG motorů takové úpravy budou prováděny v minimální míře, a to zejména z technických důvodů (absence DPF a SCR a vyšší riziko poškození motoru při nevhodném zásahu do jeho řízení). NOx [mg.km-1] PM [mg.km-1] PN [#.km-1] MN lab s MN lab t MN real s MN real t CNG lab s CNG lab t CNG real s CNG real t MN lab s MN lab t MN real s MN real t CNG lab s CNG lab t CNG real s CNG real t 1.2E+12 1E+12 8E+11 6E+11 4E+11 2E+11 0 MN lab s MN lab t MN real s MN real t CNG lab s CNG lab t CNG real s CNG real t Obr. 1: Průměrné hodnoty emisí NO x (nahoře), celkové hmotnosti částic (uprostřed) a počtu částic (dole) při provozu na naftu (NM) a zemní plyn (CNG) v laboratoři (lab, městská část cyklu Artemis) a za provozu (real, 21 km trasa) se studeným (s) a teplým (t) startem. Sloupce zohledňují průměry průměrných hodnot každého vozidla, chybové úsečky směrodatnou odchylku. 126

127 Poděkování Přístrojové vybavení bylo financováno projekty MŠMT LO1311 a CZ.1.05/2.1.00/ Měření bylo financováno Českým plynárenským svazem. Literatura Hesterberg, T. W., Lapin, C. A., & Bunn, W. B. (2008). A comparison of emissions from vehicles fueled with diesel or compressed natural gas. Environmental science & technology, 42(17), Holmén B.A. a Ayala A.: Ultrafine PM Emissions from Natural Gas, Oxidation-Catalyst Diesel, and Particle-Trap Diesel Heavy-Duty Transit Buses. Environ. Sci. Technol., 2002, 36 (23), pp IPCC (International Panel on Climate Change) Fourth Assessment Report: Climate Change 2007, Janssen, N.A.H., et al., Black Carbon as an Additional Indicator of the Adverse Health Effects of Airborne Particles Compared with PM10 and PM2.5. Environ Health Perspect December; 119(12): Kadijk G., Spreen J.S.: Roadworthiness Test Investigations of Diesel Particulate Filters on vehicles, TNO, Delft, Nizozemí, Kadijk G., Spreen J.S., van der Mark P.J.: Investigation into a Periodic Technical Inspection test method to check for presence and proper functioning of Diesel Particulate Filters in light-duty diesel vehicles. TNO report no TL-RAP , TNO, Delft, Nizozemí, Kado N.Y. a kol., Emissions of Toxic Pollutants from Compressed Natural Gas and Low Sulfur Diesel-Fueled Heavy-Duty Transit Buses Tested over Multiple Driving Cycles, Environ. Sci. Technol., 2005, 39 (19), pp Krzyzanowski M, Kuna-Dibbert B, Schneider J, eds. Copenhagen: World Health Organization; Health Effects of Transport-Related Air Pollution. MPO - Ministerstvo průmyslu a obchodu: Národní akční plán čisté mobility, říjen pdf Nylund N.O., Erkkila K.m Lappi M., Ikonen M.: Transit bus emissions study: Comparison of emissions from diesel and natural gas buses. Policie ČR, Statistika nehodovosti aspx?q=Y2hudW09Mg%3d%3d Puklová V., Lustigová M., Kazmarová H., Kotlík B., 2013: Ke vlivu znečištění ovzduší na úmrtnost v České Republice. Hygiena, 58(1), Stettler, M. E., Midgley, W. J., Swanson, J. J., Cebon, D., & Boies, A. M. (2016). Greenhouse gas and noxious emissions from dual fuel diesel and natural gas heavy goods vehicles. Environmental science & technology, 50(4), Suarez-Bertoa R. Zardini A., Astorga C.: Ammonia exhaust emissions from spark ignition vehicles over the New European Driving Cycle. Atmospheric Environment, 97, 2014, str Štolcpartová J., Pechout M., Dittrich L., Mazač M., Fenkl M., Vrbová K., Ondráček J., Vojtíšek M.: Internal Combustion Engines as the Main Source of Ultrafine Particles in Residential Neighborhoods: Field Measurements in the Czech Republic. Atmosphere 2015, 6, ; doi: /atmos Turrio-Baldassari L. a kol.: Evaluation of emission toxicity of urban bus engines: Compressed natural gas and comparison with liquid fuels. Science of the Total Environment 355 (2006)

128 MĚŘENÍ VÝFUKOVÝCH EMISÍ DRÁŽNÍCH VOZIDEL ZA PROVOZU: MĚŘENÍ POČTU ČÁSTIC, REAKTIVNÍCH SLOUČENIN DUSÍKU A SKLENÍKOVÝCH PLYNŮ Michal Vojtíšek 1,2, Martin Pechout 1, Vít Beránek 2, Jonáš Jirků 3 1 Katedra vozidel a motorů, Technická univerzita v Liberci, Liberec 2 Centrum vozidel udržitelné mobility, ČVUT v Praze, Přílepská 1920, Roztoky 3 Ústav logistiky a managementu dopravy, Fakulta dopravní, ČVUT v Praze, Praha 1 * michal.vojtisek@fs.cvut.cz Abstrakt Práce se zabývá technikou měření výfukových emisí hnacích motorů drážních vozidel během jejich běžného provozu, s cílem rozšířit měření za provozu zavedené legislativou pro silniční vozidla na nesilniční motory s výkonem nad 560 kw. Dvě dieselelektrické lokomotivy a jeden dieselhydraulický motorový vůz byly osazeny přenosnými aparaturami vlastní konstrukce, kterými byly měřeny emise částic a oxidů dusíku během běžného provozu na trati Praha Tanvald. Poslední testovaná lokomotiva byla rovněž osazena pokročilou aparaturou pro měření počtu částic a emisí amoniaku, oxidu dusičitého, formaldehydu a dalších rizikových látek a skleníkových plynů metanu a oxidu dusného. Všechny tři testované motory vykazovaly i přes vysoké kilometrické proběhy relativně nízké emise částic a oxidů dusíku, které byly v přepočtu na sedadlo a kilometr srovnatelné s novějšími automobily. Klíčová slova Výfukové emise; spalovací motory; kolejová vozidla; nesilniční motory; externality; nanočástice; kvalita ovzduší Úvod Spalovací motory pohánějící většinu silničních dopravních prostředků a pojízdných strojů jsou jedním z hlavních zdrojů jak skleníkových plynů, tak znečišťujících látek rizikových pro životní prostředí a zejména lidské zdraví. Za nejvíce rizikové jsou považovány velmi jemné částice o typické velikosti jednotek až stovek nanometrů (Kittelson 1998) a složitého fraktálního tvaru (Liati 2010), které mají vysokou pravděpodobnost záchytu v plicních sklípcích (Gerde 2001) a vysokou schopnost procházet buněčnou membránou do krve, a jsou výrazně rizikovější pro lidské zdraví než částice z jiných zdrojů (Krzyzanowski 2005). Tyto částice jsou komplexní směsí látek, o které je známo, že jako celek způsobuje a přispívá k výskytu nádorových onemocnění (Künzli 2000). Snížení koncentrací velmi jemných částic elementárního uhlíku, dominantní součásti výfukových plynů vznětových motorů, má 4 až 9krát vyšší přínos pro lidské zdraví než stejné snížení koncentrací PM 2.5 (Janssen 2011). U výfukových emisí ze vznětových motorů byl prokázán karcinogenní účinek (Attfield 2012, Silverman 2012), a byly proto deklarovány jako karcinogenní Kalifornským úřadem pro ochranu ovzduší (CARB), Úřadem pro nemoci z povolání a ochranu zdraví USA (OSHA), Světovou zdravotnickou organizací (WHO) a Mezinárodní agenturou pro výzkum rakoviny (IARC 2012). Tyto částice jsou na rozdíl od jiných zdrojů emitovány v bezprostřední blízkosti občanů a představují většinu částic, měřeno dle celkového počtu, vyskytujících se v dýchací výšce v obydlených oblastech (Štolcpartová 2015). Vznětové motory dále produkují oxidy dusíku, z nichž oxid dusičitý je dráždivý a ve vyšších koncentracích toxický. Oxidy dusíku se 128

129 podílejí na tvorbě přízemního ozonu, který poškozuje vegetaci a organismy. Motorová vozidla a pojízdné stroje dále produkují částice vznikající otěrem brzd a pneumatik (kol, pásů) a způsobují rozvíření prachu již dříve usazeného v blízkosti stroje (sekundární prašnost). Tyto emise (vypouštěné znečišťující látky) se významnou měrou podílejí na imisích, tj. na koncentracích znečišťujících látek v ovzduší. Rizikové látky a s nimi spojená zdravotní rizika nejsou rozloženy rovnoměrně, ale jsou výrazně vyšší v bezprostřední blízkosti zdrojů. Dlouhodobý pobyt v blízkosti (mezní vzdálenost je uváděna v řádu sta nebo stovek metrů), frekventované silnice (desítky tisíc a více vozidel ročně) je spojen se statisticky významným navýšením rizika infarktu myokardu, astmatu, chronických onemocnění dýchacích cest a dalších zdravotních obtíží (Balmes 2009, Lewtas 2007, McEntee 2008). Dle statistik Evropské komise mají částice a troposférický ozon (obojí z velké části z dopravy) na svědomí přes 400 tisíc předčasných úmrtí ročně v EU, což je řádově více v porovnání s dopravními nehodami (39 tisíc ročně). V ČR dle studie Státního zdravotního ústavu způsobují částice 7379 (Puklová 2013), a dle Policie ČR dopravní nehody kolem 600, předčasných úmrtí ročně. Zatímco výfukové emise silničních vozidel byly a jsou studovány, modelovány, měřeny a zejména snižovány a stále přísněji limitovány, relativně menší úsilí je zaměřeno na nesilniční spalovací motory, které byly upozaděny, neboť nesilniční stroje nejsou tak významným zdrojem emisí jako silniční vozidla. Navíc zpravidla nepracují v tak těsné blízkosti velkého počtu obyvatel jako silniční vozidla, avšak právě díky vyšším emisím nabývají na významu. Odhady emisí nesilničních motorů pocházejí zpravidla z hodnot získaných při homologačních zkouškách nových motorů v laboratoři. Je však známo, že výfukové emise částic se mohou během životnosti motoru postupně či skokově zhoršovat se zvyšujícím se opotřebením motoru a s přibývajícím výskytem poruch a anomálií. Je též známo, že výfukové emise během reálného provozu mohou být vyšší než během jeho zjednodušené simulace v laboratorních podmínkách. Realistické emisní faktory jsou potřebné pro podporu uvážených rozhodnutí o opatřeních týkajících se emisí z dopravy, například rozvahy zda podpořit nebo omezit určitý mód přepravy, jakým směrem směřovat prostředky na aplikaci pokročilých paliv a technologií pro snižování emisí, případně rozvahy o budoucích emisních limitech. Nové technologie a nová paliva také vyžadují rozšiřování měření o další látky, v případě počtu částic o další měřítka. Zařízení pro úpravu výfukových plynů mohou produkovat nezanedbatelná množství oxidu dusičitého (který je škodlivější než při spalovacím procesu vznikající oxid dusnatý), amoniaku (Suarez 2014), a oxidu dusného (Jeon 2016, Johnson 2016, Mráček 2016). Spalování metanu pak může vést i k vyšším emisím metanu (Stettler 2016), spalování metanu a biopaliv pak k vyšším emisím formaldehydu nebo acetaldehydu (Correa 2005). V případě částic je zvláště u nových generací motorů celková hmotnost obtížně měřitelná, proto bylo toto měření doplněno dalšími veličinami, nejčastěji celkovým počtem částic (PN). PN limit je součástí Euro 6 limitů pro silniční vozidla, a je součástí budoucích (Stage V) limitů pro nesilniční motory (EU 2016/1628 a ICCT 2016). V případě kolejových hnacích vozidel je menší množství dat k dispozici ze zahraničních zkoušek dieselelektrických lokomotiv během provozu v ustálených režimech na zkušebně, kdy vyrobená elektrická energie, během normálního provozu odebíraná trakčními motory, je mařena v sadě vodou chlazených odporníků (Frey 2009, Fritz 2004, Savant 2007). Taková měření však nezahrnují přechodové jevy, zejména rozjezdy, které mají asi třetinový podíl na celkových emisích částic (Yanowitz 2003). Teprve s rozvojem přenosných měřicích aparatur byly provedeny ojedinělé pokusy měření emisí za provozu (Vojtíšek 2010, Graver 2015 a 129

130 2016). Kromě předchozího měření autorů za provozu (Vojtíšek 2012) však nejsou k dispozici prakticky žádná data pro motorové vozy s hydromechanickým nebo hydrodynamickým přenosem výkonu, neboť tyto prakticky nelze zkoušet stacionárně. Cílem úsilí, jehož je tato práce součástí, bylo charakterizovat provozní podmínky drážních vozidel a jejich výfukové emise během reálného provozu. Dalším dílčím cílem bylo demonstrovat, že měření emisí důležitých látek, pokud možno pokrývající oblast předpokládaného zájmu z hlediska potenciálního dopadu na lidské zdraví, je možné za provozu i pro větší nesilniční motory, což je jedním z předpokladů rozšíření doplňujících limitů pro emise za provozu (RDE, real driving emissions) i pro nesilniční motory. Vzhledem k délkovému limitu text není zaměřen na detailní prezentaci dat, celkové zhodnocení emisí drážních vozidel, ani na diskuzi stávajících emisních faktorů. Měření Pro měření byla použita dieselelektrická lokomotiva řady 754, neformálně přezdívaná Brejlovec, s přeplňovaným vznětovým vidlicovým dvanáctiválcem K 12 V 230 DR (ČKD Praha) o zdvihovém objemu 129,5 litru a deklarovaném maximálním výkonu 1460 kw, s elektrickým přenosem výkonu (DC/DC) na všechny nápravy. Lokomotiva je vybavena topným alternátorem pro pohon dalších strojů a vytápění soupravy a kompresorem pro výrobu stlačeného vzduchu. Lokomotiva byla osazena přenosnou měřicí aparaturou instalovanou v motorovém prostoru. Čelní stanoviště strojvedoucího jsou spojena průchozí strojovnou s uličkou po jedné straně motoru. Aparatura byla umístěna v rohu neprůchozí uličky podél druhé strany motoru. Do komína byla zvenku zavedena sonda (nerezová ocel, průměr 8 mm), ze které byl vzorek výfukových plynů přiváděn vyhřívanou hadicí a rozdělen mezi jednotlivé přístroje. Pro měření plynných emisí byl využit přenosný FTIR spektrometr (MIDAC, MCT detektor, ZnSe optika, 0,2 dm 3 kyveta s délkou optické dráhy 6 m, vyhřívaná na 130 C, rozsah cm -1, rozlišení spektra 0.5 cm -1, frekvence vzorkování 0,3 0,5 Hz). Spektra byla průběžně vyhodnocena pro koncentrace CO, CO 2, N 2 O, NO, NO 2, NH 3, CH 4, formaldehydu a acetaldehydu, je však možné je později vyhodnotit i pro další látky. Pro měření počtu nevolatilních částic (PN) bylo použito zařízení pro měření střední velikosti a celkového počtu částic na principu přenosu elektrického náboje částicemi (NanoMet3, Testo), ve kterém jsou výfukové plyny zředěny rotační ředičkou, ve vyhřívané trubici (350 C) je odpařena semivolatilní frakce, částice jsou nabíjeny difuzním nabíječem a koncentrace částic je následně stanovena elektrometrem. Pro kompatibilitu s dřívějšími měřeními, a také jako záložní přístroj, byla použita miniaturní přenosná aparatura pracující s neředěným vzorkem, která průběžně měří koncentrace CO a CO 2 NDIR spektrometrem, NO elektrochemickým článkem, hmotnostní koncentrace částic metodou rozptylu laserového paprsku a početní koncentrace částic měřicí ionizační komorou (Vojtíšek 2012). Motor byl osazen optickým snímačem otáček, snímačem teploty nasávaného vzduchu a snímačem tlaku v sacím potrubí motoru. Z těchto veličin, ze zdvihového objemu motoru a z koeficientu účinnosti plnění válce stanoveného odhadem na 0,95 byl vypočten průtok nasávaného vzduchu. Z tohoto průtoku a z měřených koncentrací CO 2 byl následně vypočten tok výfukových plynů. Po synchronizaci dat a jejich normalizaci na frekvenci 1 Hz byly násobením průtoků odpovídajícími koncentracemi vypočteny okamžité emise v mg/s, v případě počtu částic pak #/s (částic za sekundu). Rychlost jízdy byla sledována zařízením 130

131 pro určení polohy (GPS), jehož anténa byla umístěna v přední kabině. Rychlost jízdy, trakční výkon a další parametry byly načítány prostřednictvím systému elektronického řízení lokomotivy. Měřicí sestava byla napájena LiFeYPo akumulátory (12 V, 4 x 90 Ah, autonomie cca 6 h provozu), napojenými na střídač/nabíječ, který zajišťoval napájení 230 V / 50 Hz. Jízdní zkoušky probíhaly na trati Praha Mladá Boleslav Tanvald na motorových rychlících a doplňují tak předchozí měření na rychlících tažených lokomotivou řady 749 na téže trati (Vojtíšek 2010) a rychlících a osobních vlacích vedených motorovým vozem řady 854 na trati Praha Turnov (Vojtíšek 2012). Výsledky Měřením byly získány poměrně rozsáhlé soubory dat, jejichž podrobný popis je nad rámec této práce. Průměrné emise byly 0,4 0,5 g / částic a 65 g NO x na 1 kg paliva, což odpovídá přibližně 0,5 0,6 g a částic a 79 g NO x na 1 km, přičemž spotřeba paliva i emise jsou závislé na profilu trati, jízdním režimu a hmotnosti vlaku. Podíl NO 2 v NO x byl prakticky zanedbatelný, což odpovídá absenci jakýchkoli katalytických zařízení. Emise plynných organických látek a CO byly relativně nízké. Při volnoběhu byla spotřeba paliva kg/h a emise 1,5 5 g/h / #/h částic a 0,6 3 kg/h NO x v závislosti na příkonu příslušenství, zejména spotřebě elektrické energie pro vytápění vozů (až 110 kw). Podíl studeného startu a přechodových režimů na celkových emisích částic byl v desítkách procent. Emise N 2 O, NH 3 a CH 4 byly, dle očekávání, zanedbatelné. Diskuze Výsledky jsou srovnatelné s oběma dřívějšími studiemi a poukazují na to, že výfukové emise dvou čtyřicetiletých (lokomotivy řady 749 a 754) drážních motorů a jednoho motoru po cca 15 letech provozu (motorový vůz 854), podělené počtem sedadel, byly v řádu několika mg částic a několika desetin g NO x na sedadlo a kilometr. Uvážíme-li přibližně 30% obsazenost vlaků i osobních automobilů, jsou výfukové emise i těchto relativně starých motorů srovnatelné s emisemi i poměrně nových (Euro 5) naftových automobilů. Spotřeba paliva v řádu desetin litru paliva na sedadlo a km je výrazně nižší oproti i pokročilým automobilům. Drážní motory jsou navrženy a vyrobeny s ohledem na životnost, na rozdíl od snahy o vysokou dynamiku jízdy za nízkou pořizovací cenu u osobních automobilů. Lze odhadovat, že na rozdíl od automobilových motorů emise výše uvedených tří motorů nebyly řádově a ani násobně vyšší než při jejich výrobě, přičemž, na rozdíl od automobilových motorů, nebyly zaznamenány výrazné rozdíly mezi režimy blížícími se podmínkám homologační zkoušky a obecným provozem. Z tohoto důvodu je doporučeno zkontrolovat, zda naměřené výsledky odpovídají současně používaným emisním faktorům a tyto případně upravit. Lze předpokládat, že obdobně jako u silničních motorů dojde nasazením technologií filtru částic a selektivní katalytické redukce (SCR), ať již vyžadovaných novými emisními limity, nebo dodatečně instalovaných na starší motory, k výraznému, nejméně řádovému, snížení emisí částic a NO x. Dále je nutné podotknout, že výfukové plyny lokomotivy jsou vypouštěny v několikametrové výšce nad tratí, přičemž, vyjma stanic a jejich okolí, probíhá převážná část jízdy ve volné krajině (extravilánu), což je významný rozdíl v porovnání se silniční dopravou. Výsledky proto potvrzují vysoké ekologické přínosy dopravy po železnici, a to i za současného stavu se staršími dieselovými hnacími vozidly. 131

132 Poděkování Realizace měření byla podpořena grantem SGS ČVUT (Studentská grantová soutěž Českého vysokého učení technického v Praze) č. 16/106/OHK2/1T/16. Zařízení bylo financováno EU LIFE projektem LIFE10 ENV/CZ/651 a projekty MŠMT č. LO1311 a CZ.1.05/2.1.00/ Literatura Attfield M.D., et al., 2012: The Diesel Exhaust in Miners Study: A Cohort Mortality Study With Emphasis on Lung Cancer. J Natl Cancer Inst 104(11): Balmes J.R., Earnest G., Katz P.P., Yelin E.H., Eisner M.D., Chem H., Trupin L., Lurmann F., Blanc P.D., Exposure to traffic: Lung function and health status in adults with asthma. Journal of Allergy and Clinical Immunology 123, 3, Correa S.M., Arbilla G.: Formaldehyde and acetaldehyde associated with the use of natural gas as a fuel for light vehicles, Atmospheric Environment, 35, 29, 2005, str EU 2016: Nařízení Evropského parlamentu 2016/1628 o požadavcích na mezní hodnoty emisí plynných a tuhých znečišťujících látek a schválení typu spalovacích motorů v nesilničních mobilních strojích. Frey, H.C., H.W. Choi, and K. Kim, Measurement of the Energy Use and Emissions of Passenger Rail Locomotives Using a Portable Emission Measurement System, Paper 2009-A-243-AWMA, Proceedings, 102nd Annual Conference and Exhibition, Air & Waste Management Association, Detroit, Michigan, June 16-19, Fritz, S.G. Evaluation of Biodiesel Fuel in an EMD GP38-2 Locomotive. Report by Southwest Research Institute for National Renewable Energy Laboratory, Golden, CO, contract no. DE-AC36-99-GO10337, document no. NREL/SR , Online at Gerde, P., Muggenburg, B.A., Lundborg, M., Dahl, A.R., The rapid alveolar absorption of diesel soot-adsorbed benzo(a)pyrene: bioavailability, metabolism and dosimetry of an inhaled particle-borne carcinogen, Carcinogenesis 22, Graver, B. M., & Frey, H. C. (2015). Comparison of over-the-rail and rail yard measurements of diesel locomotives. Environmental science & technology, 49(21), Graver, B. M., Frey, H. C., & Hu, J. (2016). Effect of Biodiesel Fuels on Real-World Emissions of Passenger Locomotives. Environmental Science & Technology, 50(21), IARC International Agency for Research on Cancer and World Health Organization, IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans, Volume 92: Some Non heterocyclic Polycyclic Aromatic Hydrocarbons and Some Related Exposures. Online at ICCT 2016: International Council on Clean Transportation: European Stage V Non-Road Emissions Standards. 11/ Janssen, N.A.H., et al., Black Carbon as an Additional Indicator of the Adverse Health Effects of Airborne Particles Compared with PM10 and PM2.5. Environ Health Perspect December; 119(12): Jeon, J., Lee, J. T., & Park, S. (2016). Nitrogen Compounds (NO, NO2, N2O, and NH3) in NO x Emissions from Commercial EURO VI Type Heavy-Duty Diesel Engines with a Urea-Selective Catalytic Reduction System. Energy & Fuels, 30(8), Johnson, T. (2016). Vehicular Emissions in Review. SAE International Journal of Engines, 9( ), Kittelson, D. B.: Engines and nanoparticles: a review. J. Aerosol Sci. 29, 1998, s Krzyzanowski M, Kuna-Dibbert B, Schneider J, eds. Copenhagen: World Health Organization; Health Effects of Transport-Related Air Pollution. Künzli, N., Kaiser, R, Medina, S, Studnicka, M., Chanel, O., Filliger, P., Herry, M., Horak, F., Puybonnieux-Texier, V., Quénel, P., Schneider, J., Seethaler, R., Vergnaud, J.-C., Sommer, H., Public-health impact of outdoor and traffic-related air pollution: a European assessment, The Lancet 356, Liati A., Dimopoulos-Eggenschwiler P., 2010: Characterization of particulate matter deposited in diesel particulate filters: Visual and analytical approach in macro-, micro- and nano-scales. Combustion and Flame, 157, 9, Lewtas J., Air pollution combustion emissions: Characterization of causative agents and mechanisms associated with cancer, reproductive, and cardiovascular effects. Mutation Research 636, McEntee J.C., Ogneva-Himmelberger Y., Diesel particulate matter, lung cancer, and asthma incidences along major traffic corridors in MA, USA: A GIS analysis. Health & Place 14, Mráček D., Kočí P., Choi J.-S., Partridge W.P. New operation strategy for driving the selectivity of NOx reduction to N2, NH3 or N2O during lean/rich cycling of a lean NOx trap catalyst.. Applied Catalysis B: Environmental, 182, , (2016). Policie ČR, Statistika nehodovosti. Puklová V., Lustigová M., Kazmarová H., Kotlík B., 2013: Ke vlivu znečištění ovzduší na úmrtnost v České Republice. Hygiena, 58(1), Savant, A.A.; Nigam, A.; Miller, J.W.; Johnson, K.C.; Cocker, D.R. Regulated and Non-Regulated Emissions from In-Use Diesel-Electric Locomotives. Environ. Sci. Technol., 2007, 41 (17), DOI: /es061672d Stettler, M. E., Midgley, W. J., Swanson, J. J., Cebon, D., & Boies, A. M. (2016). Greenhouse gas and noxious emissions from dual fuel diesel and natural gas heavy goods vehicles. Environmental science & technology, 50(4), Silverman, D.T., et al., 2012: The Diesel Exhaust in Miners Study: A Nested Case-Control Study of Lung Cancer and Diesel Exhaust. J Natl Cancer Inst, 104, Suarez-Bertoa R. Zardini A., Astorga C.: Ammonia exhaust emissions from spark ignition vehicles over the New European Driving Cycle. Atmospheric Environment, 97, 2014, str Štolcpartová J., Pechout M., Dittrich L., Mazač M., Fenkl M., Vrbová K., Ondráček J., Vojtíšek M.: Internal Combustion Engines as the Main Source of Ultrafine Particles in Residential Neighborhoods: Field Measurements in the Czech Republic. Atmosphere 2015, 6, ; doi: /atmos Vojtíšek, M., Jirků, J., Opava, J.: Measurement of exhaust emissions of railroad locomotives using an on-board system. Proceedings of 14th ETH Conference on Combustion Generated Nanoparticles, Zurich, Switzerland, ISBN Vojtíšek, M.; Jirků, J.; Pechout, M.: Výfukové emise železničního motorového vozu řady 854 během reálného provozu. In: Vodička, P.; Ziková, N.S.: Sborník XIII. Výroční konference České aerosolové společnosti, Třeboň, , str Yanowitz, J. Particulate matter emissions during transient locomotive operation: Preliminary study. Journal Of The Air & Waste Management Association, 2003, 53,

133 JAK PŘISPÍVÁ NÁRODNÍ IMPLEMENTAČNÍ PLÁN STOCKHOLMSKÉ ÚMLUVY V ČESKÉ REPUBLICE A NÁRODNÍ CENTRUM PRO TOXICKÉ LÁTKY KE ZLEPŠOVÁNÍ KVALITY OVZDUŠÍ Kateřina Šebková +, Michaela Vytopilová # + Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí (RECETOX), Kamenice 753/5, Brno, a # Ministerstvo životního prostředí, Vršovická 65, Praha 10, sebkova@recetox.muni.cz Národní implementační plán Stockholmské úmluvy v ČR Národní implementační plán pro implementaci Stockholmské úmluvy o perzistentních organických polutantech v České republice (dále jen NIP) je hlavním národním a strategickým dokumentem, který Česká republika pravidelně a povinně připravuje v návaznosti na plnění závazků uvedených v článku 7 Stockholmské úmluvy o perzistentních organických polutantech, která vstoupila v platnost 17. května Návrh Plánu připravuje Ministerstvo životního prostředí pod vedením národní kontaktní osoby Stockholmské úmluvy za podpory odborníků z Národního centra pro toxické látky a meziresortní Rady Národního centra pro toxické látky. Návrh je projednán se všemi zainteresovanými stranami včetně veřejnosti i v meziresortním řízení a finální verzi Plánu schvaluje vláda České republiky. Česká republika nyní dokončuje již třetí znění NIP. Jeho prostřednictvím jsou předloženy akční plány pro látky, které byly do Stockholmské úmluvy nově zařazené v letech 2013 a 2015 (hexabromcyklododekan, hexachlorbutadien, polychlorované naftaleny, pentachlorfenol jeho soli a estery). NIP a jeho následné aktualizace slouží ke zhodnocení situace na národní úrovni k vybraným chemickým látkám v daném časovém okamžiku, k vyhodnocení plnění již existujících akčních plánů a k nastavení dalších či úpravě prioritních krátkodobých i dlouhodobých úkolů v souvislosti se zaváděním nových opatření a postupů a získání potřebných informací či znalostí ohledně výskytu, použití a odstraňování perzistentních organických polutantů zařazených či nově zařazených v přílohách Stockholmské úmluvy. Cílem všech aktivit NIP je co nejrychlejší odstranění či snížení negativních dopadů působení sledovaných látek na lidské zdraví a životní prostředí v České republice. Vláda projednala plnění aktualizovaného NIP 26. října 2015 a usnesením vlády č. 862 z 26. října 2015 uložila povinnost předložit další aktualizovaný NIP do 31. července Dokument byl projednáván v letech , konečná verze byla připravena začátkem března 2017 a výsledný dokument bude rovněž k dispozici veřejnosti během jara Činnost Národního centra pro toxické látky Národní centrum pro toxické látky je součástí Centra pro výzkum toxických látek v prostředí (RECETOX) Masarykovy univerzity v Brně. Činnost Národního centra řídí meziresortní poradní orgán ministra životního prostředí ČR, Rada Národního centra pro toxické látky. Úkolem Národního centra je v návaznosti na statut koordinovat činnost k chemickým látkám na národní úrovni. Připravuje a vede projekty (vědecké i aplikační), připravuje dokumenty strategické, osvětové i vzdělávací povahy, a organizuje konference, semináře a letní školy. Poskytuje rovněž technickou podporu státní správy - přípravu národních pozic pro jednání na úrovni EU, zpracování materiálů (k NIP, Koncepce monitoringu), předávání informací na 133

134 národní a mezinárodní úrovni, účasti expertů na jednáních a projektovou činnost dle požadavků Ministerstva životního prostředí. Od konce roku 2013 podporuje omezování úniků rtuti do životního prostředí a od roku 2015 i lidský biomonitoring prostřednictvím Národního panelu HBM4CZ, což je odborný orgán, který zajišťuje věcné a odborné zapojení České republiky do Evropské iniciativy pro lidský biomonitoring (HBM4EU) a urychluje přenos výsledků výzkumu a informací v oblasti biomonitoringu do tvorby národních a evropských strategií a politik. V oblasti ochrany ovzduší Národní centrum koordinuje aktualizace Koncepce monitoringu perzistentních organických polutantů a zpracování a využití dat o POPs v ČR (akční plán 3.11), který upravuje národní koordinaci monitoringu, nastavení prioritních úkolů a jejich gesci, řeší dostupnost finančních prostředků a potřebnosti aktivit vyplývajících z národních i mezinárodních legislativních závazků i způsoby předávání, ukládání a vizualizace dat. Kromě toho rovněž podporuje činnost sítě MONET CZ (32 lokalit) a získávání relevantních údajů použitelných pro podávání zpráv v návaznosti na plnění národní, evropské a celosvětové legislativy. V roce 2016 se uskutečnilo 69 jednání či akcí, na nichž Národní centrum zajistilo účast svých expertů, předávalo zkušenosti anebo zpracovávalo projekty zaměřené na podporu implementace mnohostranných environmentálních smluv v ČR. V roce 2016 se oblasti ovzduší týkalo testování nové metody získávání informací z ovzduší na špatně dostupných lokalitách. Z výsledků studie vyplývá, že nová metoda pomocí fotovoltaického vzorkovače je srovnatelná s konvenční metodou odběru a to i během měsíců, kdy není v České republice zaručena dostatečná doba osvitu umožňující kontinuální provoz. Ostatní měsíce jsou pokryty s dostatečnou výkonovou rezervou. V roce 2017 bude probíhat pokračování ověření použití zařízení ve dvou afrických zemích. Literatura: Karel Bláha a kol. (2017): Aktualizovaný Národní implementační plán Stockholmské úmluvy o perzistentních organických polutantech v České republice na léta , Ministerstvo životního prostředí, Praha, březen Prokeš, R., Čupr, P., Šebková, K.,: Závěrečná zpráva k novým metodám získávání informací z ovzduší na špatně dostupných lokalitách, Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí (RECETOX), Masarykova univerzita, Brno, RECETOX report č. 603, 27 stran, listopad Šebková, K., Závěrečná zpráva o zajištění činnosti Národního centra pro toxické látky, o podpoře činnosti Regionálního centra Stockholmské úmluvy pro budování kapacit a přenos technologií ve střední a východní Evropě, a o vývoji informačního systému GENASIS v roce 2016, část 1, Aktivity Národního centra pro toxické látky, Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí (RECETOX), Masarykova univerzita, Brno, listopad 2016, 106 stran + 24 s. zvláštních příloh, RECETOX report č

135 PLAKÁTOVÁ SDĚLENÍ Petra Bauerová, Drahomíra Tomanová, Josef Keder: Malý, ale šikovný aneb perspektivy využití malých senzorů k měření kvality ovzduší Jana Borůvková, Eva Holt, Lisa Melymuk, Jiří Kalina, Jana Klánová: Zlepšení vizualizace, interpretace a srovnatelnosti dat o organických polutantech v dlouhodobých monitorovacích sítích Lucie Hellebrandová, Martin Janko: Syndrom hokejové plíce Jan Horálek, Roman Juras, Jana Ďoubalová, Nina Benešová: Začlenění satelitních dat do tvorby map znečištění ovzduší projekt SAMIRA Eva Chalupníčková: Stanovení benzenu ve venkovním ovzduší v ČHMÚ v roce 2016 po změně odběru z pasivního vzorkování na aktivní vzorkování Jana Krajčovičová, Martin Kremler, Jana Matejovičová: Smogový január na Slovensku a spôsob vyhlasovania smogových situácií Kamil Křůmal, Pavel Mikuška, Zbyněk Večeřa: Organické sloučeniny v PM1 aerosolu v Kladně-Švermově v zimním období v roce 2017 Jana Matejovičová, Jana Krajčovičová, Martin Kremler: Epizódy s vysokými koncentráciami PM 10 v januári 2017 Saliou Mbengue, Michal Fusek, Jaroslav Schwarz, Ivan Holoubek: Highly time resolved measurement of atmospheric elemental and organic carbon at a typical backgroud site in central Europe Zuzana Nováková Jiří Novák, Klára Hilscherová, Petr Kukučka, Petra Přibylová, Roman Prokeš, Gerhard Lammel: Znečištění ovzduší a jeho potenciál k endokrinní disrupci srovnání plynné a částicové frakce z ostravska pomocí moderních in vitro biotestů Marek Papež: Vývoj metody pro stanovení těkavých látek pomocí termální desorpce Helena Plachá, Miroslav Bitter, Petr Goll, Jan Kufel: Jak na zápach v Krušnohoří

136 Petra Přibylová, Anton Kočan, Ondřej Audy, Petr Kukučka, Jiří Kohoutek jr., Pavlína Karásková, Roman Prokeš, Jiří Kohoutek sr., Jana Borůvková, Zdenka Bednářová, Jana Klánová, Ivan Holoubek: Rozšířená analýza perzistentních organických uhlovodíků, perfluorovaných látek a polárních pesticidů v pasivní monitorovací síti ovzduší na území České republiky Zdeňka Rohanová, Helena Plachá: Sekvenční vzorkovač a PAH Petra Růžičková, Jitka Tobišková, Jiří Kalina, Petr Špičák: Monitoring toxických látek v ovzduší v okolí skládek nebezpečných odpadů v České republice a na Slovensku Štěpán Rychlík, Eliška Žabková: Analýza zdrojů znečištění v Košeticích v roce 2014 Lucie Sedláková: Srovnávací vážení na manuálních mikrovahách a automatickém vážicím systému Robert Skeřil, Hana Smékalová, Zuzana Vránová, Šárka Antošová: Kvalita ovzduší během přehlídky ohňostrojů Ignis Brunensis David Šubrt, Martina Straková, Eva Rychlíková, Jana Moravcová: Výzkumný projekt ODCOM (objektivizace stížností na zápach v Erzgebirgskreis a v Ústeckém kraji příspěvek k analýze příčin a zjišťování zdravotních následků) prvotní sdělení o průběhu studií zkoumajících zdravotní dopady na obyvatelstvo Vlasta Švecova, I. Solansky, T. Cole-Hunter, the CITI-SENSE Consortium, R. J. Sram, A. Bartonova: Personal exposure to PM2.5 and benzo[a]pyrene in Ostrava Milena Vágnerová: Dopady na mikroklima, kvalitu ovzduší, ekosystémy vody a půdy v rámci hydrické rekultivace hnědouhelných lomů Gabriela Vítková, David Kahoun, Gabriela Strnadová, Vlastimil Hanuš, Michal Petrov, Jan Tříska, Ivan Holoubek: Využití odběrových filtrů z atmosférické stanice Křešín pro další analýzu Vladimíra Volná, Blanka Krejčí: Imisně-meteorologické vztahy na lokalitách v Ostravě

137 MALÝ, ALE ŠIKOVNÝ ANEB PERSPEKTIVY VYUŽITÍ MALÝCH SENZORŮ K MĚŘENÍ KVALITY OVZDUŠÍ Petra Bauerová, Drahomíra Tomanová, Josef Keder ČHMÚ, Observatoř Tušimice, Tušimice 6, Kadaň, petra.bauerova@chmi.cz V posledních letech lze zaznamenat velký nárůst nabídky a poptávky po cenově dostupných, rozměrově malých a lehce přenositelných senzorech na měření čistoty ovzduší (ať už pro plynné polutanty NO 2, NO x, SO 2, O 3, či pro pevné částice PM 10 a PM 2.5 ). Tato rostoucí poptávka na trhu je poháněna jak zájmem ze strany vědců a výzkumných organizací zabývajících se měřením kvality ovzduší a vlivem znečištění na zdraví lidí, tak velkým zájmem i ze strany široké veřejnosti zejména obyvatelů velkých měst, kteří jsou smogovými situacemi mnohdy sužováni. Mikrosenzory (neboli malé senzory) jsou perspektivním nástrojem v oblasti měření čistoty ovzduší, zejména chceme-li získat co nejvíce prostorově i časově aktuálních dat, co nejjednodušším a nejpružnějším způsobem. Vhodným využitím této cenově nenáročné technologie je tak možno efektivním způsobem zahustit oficiální národní měřící sítě, identifikovat nové hotspoty, či rozšiřovat sběr dat nejen v horizontální, ale i ve vertikální rovině (Kumar et al. 2015). Naměřená data pak mohou být dále využita například k upřesňování modelů znečištění ovzduší. Tyto možnosti uchopují různé komerční i národní společnosti po celém světě. Za poslední roky lze evidovat nárůst vědeckých prací, článků a zajímavých veřejných projektů, které se zabývají plošným využitím různých typů malých senzorů (McKercher et al. 2017). Přes nesporné výhody, plynoucí z jednoduchosti a dostupnosti senzorů, je ovšem třeba velké obezřetnosti vzhledem ke kvalitě naměřených dat. Jelikož mnohdy se nejedná o certifikovaná zařízení, u kterých výrobci často neuvádějí přesnou specifikaci jednotlivých komponentů, princip měření či jeho přesné detekční limity, snížená kvalita naměřených dat nesmí být opomíjena při zpracování a interpretaci naměřených výsledků. Odborné společnosti zabývající se znečištěním ovzduší tak čelí velké výzvě z hlediska stanovení mezinárodní strategie pro užívání těchto senzorů. U této příležitosti byla v nedávné době organizována některá mezinárodní setkání (např. Small Sensors Symposium ASESSS, říjen 2016, York, UK; Air Quality Sensors Meeting FAIRMODE Session, únor 2017, Utrecht, NL). Cílem těchto setkání bylo především sdílení dílčích zkušeností s různými typy malých senzorů, zhodnocení kvality měření a způsobů validace dat. Jakousi vyhlídkou do budoucnosti je vytvoření mezinárodní strategie pro užití mikrosensorů a následnou kontrolu naměřených dat (EPA 2014). Zodpovídající organizace, které by měly tvorbu této strategie zaštítit, zatím nebyly oficiálně vytvořeny. Předpokládá se ovšem nutná účast především evropských referenčních laboratoří na měření znečištění ovzduší (AQUILA, EEA) a dalších mezinárodních odborných organizací (EPA, FAIRMODE aj.). Z dosavadních zkušeností z různých zemí a institutů vyplývá, že zvláštní pozornost by měla být věnována výběru vhodných (důvěryhodných) typů senzorů. Na trhu se objevuje velké množství nabízených produktů. Obecně by měly být podporovány spíše otevřené systémy nikoli systémy typu černá skřínka, o kterých nelze nic zjistit. Dále je třeba zaměřit se na strategii pro vhodné způsoby zpracování dat (zejména jejich validaci) a následný způsob interpretace výsledků. Obecně jsou malé levné senzory vnímány jako vhodný nástroj pro doplnění referenčních měřících sítí či pro výzkumné účely. Potřeba tvorby určité strategie 137

138 ovšem vyplývá z technologických limitů zařízení, které musí vejít ve známost, aby nedocházelo k systematickému pod/ či nadhodnocování odhadů aktuálních stavů znečištění ovzduší v různých lokalitách. Dalším problémem pak je životnost této levné technologie. Jelikož se samotná čidla většinou nedají fyzicky kalibrovat, dochází k opotřebení použitých materiálů, což samozřejmě urychluje jak samotnou úmrtnost senzoru, tak s postupem času i klesající kvalitu naměřených dat. Je tedy otázkou, jak moc jsou malé senzory výhodné, zohledníme-li všechny klady a zápory jejich užití. Od roku 2015 se v rámci výzkumu vertikálních profilů v mezní vrstvě atmosféry problematikou malých senzorů zabývá i Observatoř Tušimice (lokální observatoř ČHMÚ v Podkrušnohoří). Mikrosenzory jsou ideální dostupnou technologií pro měření meteorologie a čistoty ovzduší v běžně těžko dostupných místech (ať už ve vertikální či v horizontální rovině). K těmto účelům byla navázána spolupráce s Pobočkou ČHMÚ Plzeň (specializovaná na letová a automobilová měření v rámci ČHMÚ) a společnostmi zabývajícími se konstrukcí bezpilotních systémů (Robodrone Industries, s.r.o.) a jejich letovými službami (Kelcom International, s.r.o.). Prozatím byly vyzkoušeny 2 typy malých lehkých senzorů, které svými rozměry a hmotností vyhovují konstrukci a nosné kapacitě multikoptéry Kingfisher (Robodrone Industries, s.r.o.). V souvislosti s rozvíjením možností letových měření byla v roce 2015 na pozemku observatoře Tušimice také zkušebně testována kvalita měření plynného senzoru Cairclip O 3 +NO 2 od firmy Cairpol (La Roche Blanche, FR). Jedná se o velmi malý senzor (s hmotností okolo 55 g), který měří ekvivalentní součtovou hodnotu O 3 a NO 2. Rozsah měření senzoru je od ppb, detekční limit pak 20 ppb a nejistota měření je uváděna nižší než 30%. Testovací měření probíhalo od června do září Po celou dobu měření byl senzor umístěn v krytu (meteorologická budka) ve 2 m výšky nad zemí v bezprostřední blízkosti staničního měření AIM, které bylo použito jako referenční pro následné srovnávání (použita suma naměřených hodnot O 3 a NO 2 ). Koncentrace naměřené malým senzorem silně korelovaly s koncentracemi naměřenými referenčními analyzátory (R 2 = 0.94, p < 2.2e-16). Jelikož malé senzory nejsou kapacitně vybavené na kompenzaci venkovních podmínek, jako je zejména vysoká vzdušná vlhkost či nízké teploty, dá se předpokládat, že snížená kvalita měření senzoru bude dále ovlivňována meteorologickými podmínkami. Proto jsme s dále zaměřili na vliv deficitu rosného bodu (vypočten jako rozdíl teploty vzduchu a teploty rosného bodu, DT d = T - T d ) na kvalitu měření (vyjádřena jako podíl koncentrací O 3 + NO 2 naměřených malým senzorem a referenčními analyzátory). Výsledky ukázaly, že kvalita měření mikrosenzoru se zhoršuje se snižující se teplotou a zvyšující se vlhkostí vzduchu (nízký deficit rosného bodu, Obr. č. 1). 138

139 Obr. č. 1. Závislost kvality měření (vyjádřená podílem naměřených hodnot O 3 + NO 2 senzorem Cairclip a referenčními analyzátory; osa y) na deficitu rosného bodu (osa x). R 2 = koeficient determinance. Zjištěné okolnosti vlivu meteorologických podmínek je pak vhodné zohlednit i při samotné validaci dat malých sensorů. Upravením hodnot na dané meteorologické podmínky (deficit rosného bodu) můžeme získat přesnější koncentrace s lepším koeficientem determinance při srovnávání kvality měření (Obr. č. 2). Obr. č. 2. Lineární regrese hodnot O 3 + NO 2 naměřených malým senzorem Cairclip (osa y) a referenčními analyzátory AIM (osa x). Modře naměřené koncentrace, zeleně verifikované hodnoty koncentrací dle deficitu rosného bodu. R 2 = koeficient determinance. 139

140 Závěrem lze říci, že malé senzory na měření kvality ovzduší mohou být velice užitečným nástrojem pro těžko dostupná či doposud nepokrytá místa. Před aplikací senzorů k danému měření je však nutné ověřit kvalitu měření čidla a odhalit a podchytit případné odchylné tendence a chyby v měření (Spinelle et al. 2015). Stejně tak během interpretace výsledků musí být známo, jaké jsou detekční limity senzoru a jaká je přesnost měření. Na observatoři Tušimice je plánováno dále otestovat i několik dalších typů senzorů pro plynné složky a pevné částice za účelem vyhodnocení vhodné technologie pro měření čistoty ovzduší za pohybu (automobil či bezpilotní letouny). Literatura: EPA: Sensor evaluation report. United States Environmental Protection Agency, Office of Research and Development, National Exposure Research Laboratory. EPA 600/R-14/143 (2014). Kumar P., Morawska L., Martani C., Biskos G., Neophytou M., Sabatino S., Bell M., Norford L., Britter R.: The rise of low-cost sensing for managing air pollution in cities. Environment International 75, (2015). McKercher G.R., Salmond J.A., Vanos J.K.: Characteristics and applications of small, portable gaseous air pollution monitors. Environmental Pollution 223, (2017). Spinelle L., Gerboles M., Villani M.G., Aleixandre M., Bonavitacola F.: Field calibration of a cluster of low-cost available sensors for airquality monitoring. Part A: Ozone and nitrogen dioxide. Sensors and Actuators B 215, (2015). 140

141 ZLEPŠENÍ VIZUALIZACE, INTERPRETACE A SROVNATELNOSTI DAT O ORGANICKÝCH POLUTANTECH V DLOUHODOBÝCH MONITOROVACÍCH SÍTÍCH Jana Borůvková, Eva Holt, Lisa Melymuk, Jiří Kalina, Jana Klánová Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí (RECETOX), Přírodovědecká fakulta, Masarykova univerzita, Kamenice 753/5, Brno; boruvkova@recetox.muni.cz Cílem projektu realizovaného od ledna 2015 do dubna 2016 byla podpora lepší interpretace globálně dostupných dat o kontaminaci ovzduší perzistentními organickými polutanty (POPs) a přesnější analýzy jejich dlouhodobých trendů. K tomu přispělo naplnění dílčích cílů, zejména identifikace nejistot pramenících z kompilace dat pocházejících z různých zdrojů, zpřesnění interpretace výsledků pasivních vzorkovacích sít a analýza jejich srovnatelnosti s konvenčními metodami pro účely společné interpretace trendů, nové způsoby analýzy, prezentace a interpretace výsledků použitelné pro odbornou komunitu uživatelů i laickou veřejnost. Projekt vycházel z analýzy aktuálních priorit identifikovaných v řadě evropských i národních strategických dokumentů zejména v souvislosti s realizací Globálního monitorovacího plánu (GMP) Stockholmské úmluvy (SÚ) o POPs. Z těchto dokumentů jasně vyplynula potřeba analyzovat dlouhodobé trendy koncentrací těchto látek v prostředí a lidských tkáních pro účely hodnocení efektivity přijatých opatření. Řešitelé projektu využili svých dlouhodobých zkušeností s účastí v mezinárodních monitorovacích sítích (EMEP, Evropský monitorovací a hodnotící program) i s koordinací takových sítí (MONET). Využili dva významné datové zdroje: systému GENASIS (Global ENvironmental ASsessment Information System) spravovaného Masarykovou univerzitou a systému EBAS spravovaného NILU. Zatímco GENASIS shromažďuje data o POPs získaná ze sítí pasivního monitoringu ovzduší v České republice, Evropě, Asii a Africe, EBAS poskytuje data o aktivních měřeních volného ovzduší a atmosférické depozice v evropské síti EMEP. Dlouhodobý charakter obou monitorovacích programů a jejich částečný překryv nabídla možnost jejich společné analýzy a odvození obecně platných závěrů metodicky využitelných při hodnocení a interpretaci globálních dat. Hlavním přínosem projektu bylo celkové zlepšení kvality a srovnatelnosti dat o hladinách POPs v ovzduší shromážděných v globálních databázích a umožnění kvalitní analýzy jejich dlouhodobých trendů. To dále umožnilo zodpovědnou interpretaci těchto dlouhodobě sledovaných parametrů směrem k odborné komunitě i široké veřejnosti. Dalším důležitým přínosem tohoto projektu bylo šíření kvalitních informací a zvyšování povědomí veřejnosti o celé šíří problémů spojených s toxickými látkami v prostředí je. Projekt přispěl ke zvýšení důvěry v data z pasivních monitorovacích sítí a nabídnul nové možnosti jejich interpretace zejména tam, kde představují jediný informační zdroj a kde mohou (spolu s budováním odpovídajících kapacit) iniciovat další rozvoj monitorovacích aktivit. 141

142 Poděkování: Práce byla podpořena projekty Ministerstva školství, mládeže a tělovýchovy České republiky (LO1214, LM , LM ) a grantem z Islandu, Lichtenštejnska a Norska (EHP- CZ02-OV ). 142

143 SYNDROM HOKEJOVÉ PLÍCE Lucie Hellebrandová, Martin Janko Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě, Partyzánské náměstí 7, Ostrava, lucie.hellebrandova@zuova.cz Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě byl přizván k identifikaci příčin mimořádné události, při které byla šestice mužů po hokejovém zápase hospitalizována s dýchacími potížemi, jeden z nich s edémem plic. Pravděpodobnou příčinou měl být únik neznámé látky, ke kterému mělo dojít 10. ledna 2016 v době od hodin v prostorách zimního stadiónu v Uherském Ostrohu. První zdravotní potíže byly hlášeny až druhý den 11. ledna 2016, kdy někteří hráči hokejového týmu vyhledali lékařské ošetření. Na místo vyjel hasičský záchranný sbor, který provedl první orientační měření v prostorách stadionu, současně byla přizvána i Krajská hygienická stanice Zlínského kraje. Pozornost byla zaměřena na rolbu se spalovacím benzínovým motorem provozovaným na LPG. Chemickou laboratoří z Frenštátu pod Radhoštěm bylo provedeno měření za různých provozních stavů rolby. Následně byl k dalšímu, podrobnějšímu měření, přizván ZÚ Ostrava. Prováděná měření měla za cíl prověřit kvalitu vnitřního prostředí zimního stadionu vzhledem k platným hygienickým limitům pro vnitřní prostředí pobytových místností staveb dle Vyhlášky č.6/2003 Sb. Pro měření byly vytipovány dvě měřící místa, na kterých měly být paralelně proměřeny vytipované parametry vnitřního ovzduší (kontinuální měření CO, NO, NO 2, NO x pomocí imisních automatických analyzátorů a odběry pro následné analýzy BTX a NH 3 ). První místo ledová plocha (viz. obrázek č.1) bylo zvoleno nad mantinelem v prostoru střídačky, tak, aby měření zachytilo koncentrace, kterými jsou vystaveni hráči a osoby pohybující se v těsné blízkosti ledové plochy. Druhé místo hlediště (viz. obrázek č.2) bylo zvoleno v páté řadě ochozu pro stojící diváky. Tímto místem měly být zachyceny koncentrace, kterým jsou vystaveni běžní návštěvníci zimního stadionu. Obrázek č.1 Obrázek č.2 Samotné měření probíhalo vždy ve třech hodinových sekvencích: 1. Před vyjetím rolby v daném dni 2. Po první úpravě ledu (prvním vyjetí rolby) 3. Po druhé úpravě ledu (po druhém vyjetí rolby na ledovou plochu) 143

144 Měření proběhlo na stadionu celkem 3x (14.1., a ), problémy s vysokými koncentracemi sledovaných škodlivin vyřešil až nákup elektrické rolby na stadion. Závěr: Příčinou intoxikace hráčů v případě, který se stal v lednu 2016, je pravděpodobná souhra mnoha okolností účinků emisí NO 2 z provozu rolby, charakteru konstrukce ledových arén obecně, mimořádné teplotní inverze a zhoršených rozptylových podmínek ve vnějším ovzduší i vnitřním ovzduší haly, zvýšené fyzické námahy a chybějící ventilace a signalizace zvýšených koncentrací NO 2 v ovzduší nad ledovou plochou. 144

145 ZAČLENĚNÍ SATELITNÍCH DAT DO TVORBY MAP ZNEČIŠTĚNÍ OVZDUŠÍ PROJEKT SAMIRA Jan Horálek, Roman Juras, Jana Ďoubalová, Nina Benešová Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 17, Praha 4, Při tvorbě map koncentrací znečišťujících látek v rámci České republiky i Evropy je běžně používána kombinace měřených, modelových a případně jiných doplňkových dat (nadmořská výška, hustota populace, meteorologické veličiny, pokryv půdy). Dalším potenciálním zdrojem doplňkových dat jsou satelitní data. Projekt SAMIRA (SAtellite based Monitoring Initiative for Regional Air quality) je projekt Evropské vesmírné agentury (ESA) zaměřený na zdokonalení odhadu znečištění ovzduší v lokálním i regionálním měřítku pomocí kombinace satelitních dat, hodnot naměřených na in situ stanicích imisního monitoringu a výstupů z chemických transportních modelů. Koordinátorem tohoto trojletého ( ) projektu je NILU (Norsko), dále se ho účastní šest dalších organizací z České republiky, Polska a Rumunska. Důležitou součástí projektu SAMIRA je testování metod kombinace měřených, satelitních a modelových dat (data fusion). Testování se provádí jednak pro území České republiky, jednak pro širší doménu pokrývající území zemí zapojených do projektu. Kombinace se provádí ve třech časových krocích hodinovém, denním a ročním. Zkoumanými znečišťujícími látkami jsou veličiny PM 10, PM 2.5, NO 2 a SO 2. V současné době probíhá testování na základě historických dat z roku 2014, v druhé fázi projektu půjde o data up-to-date, tj. operativní. Zdrojem satelitních dat jsou v současnosti především satelity AURA (a jeho senzor OMI, tj. Ozone Monitoring Instrument) a MetOp (a jeho senzor GOME-2, tj. Global Ozone Monitoring Experiment 2). V budoucnosti by to měl být zejména satelit Sentinel-5P (a jeho senzor TROPOMI), který by měl poskytovat data ve výrazně podrobnějším prostorovém měřítku. Pokud jde o jednotlivé znečišťující látky, tak NO 2 a SO 2 jsou ze satelitů měřeny přímo (v případě senzoru OMI jde o data OMNO2 a OMSO2), zatímco pro odhad koncentrací PM je využívána veličina AOD ( aerosol optical depth ). Příklad satelitních dat, viz Obr. 1. Obr. 1 Satelitní data NO 2 průměr období , Evropa, zdroj: OMNO2 145

146 Pomocí měřených dat z databáze ISKO, satelitních dat ze senzoru OMI a modelových dat z chemického transportního modelu CAMx jsou vytvářeny a testovány mapy znečišťujících látek pro Českou republiku. Na Obr. 1 je prezentován příklad takové mapy koncentrací. Obr. 2 Koncentrace NO 2 denní průměr, , Česká republika, kombinace měřených, satelitních a modelových dat 146

147 STANOVENÍ BENZENU VE VENKOVNÍM OVZDUŠÍ V ČHMÚ V ROCE 2016 PO ZMĚNĚ ODBĚRU Z PASIVNÍHO VZORKOVÁNÍ NA AKTIVNÍ VZORKOVÁNÍ Eva Chalupníčková ČHMÚ, Na Šabatce 2050/17, Praha 4, chalup@chmi.cz Metodu stanovení benzenu v imisích po aktivním vzorkování (jedná se o referenční metodu) s následnou tepelnou desorpcí a analýzou na plynovém chromatografu lze použít pro městské, příměstské a rurální prostředí, také pro silniční tunely, dopravní křižovatky, průmyslové zóny a podobně. Proto je metoda vhodná pro dlouhodobé sledování kvality ovzduší v silně i slabě znečištěných oblastech na 34 vybraných lokalitách ČR, tvořících síť IM ČHMÚ. Benzen se vzorkuje tak, že měřený objem venkovního ovzduší je prosáván 14 dní konstantním průtokem přes sorpční trubici naplněnou sorbentem. Benzen je při styku se sorbentem vázán vodíkovými můstky na aktivní povrch sorbentu, v tomto případě Carbopack X. Vzorkovače s hmotnostním průtokoměrem a podtlakovým čerpadlem byly dodány v roce 2015 v rámci Operačního programu výrobcem NPL (National Physical Laboratory). Do roku 2015 vzorkování probíhalo pasivním způsobem na trubice naplněné sorbentem Carbopack B. Trubice byla vyvěšena 14 dní pod krytem tak, aby vzduch mohl volně proudit kolem ústí trubice. Důvodem k nahrazení pasivního odběru (PDBE) za aktivní odběr (BE) bylo, že pasivní dozimetry slouží převážně pro indikativní (orientační) stanovení, protože difuze, vyvolaná v tomto případě koncentračním gradientem, závisí na rychlosti proudění vzduchu. Vadí bezvětří i vítr o rychlosti větší než 12 m/s (43 km/hod), pro které již neplatí difuzní koeficient. Rychlost difúzní sorpce, převzatá z normy EN ISO :2003, má sama o sobě vysokou nejistotu 22%, takže celková rozšířená nejistota je 29%, přičemž povolená nejistota podle Vyhlášky č.330/2012 sb. je 25 %. To splňuje metoda s aktivním odběrem, kde celková rozšířená nejistota dosahuje 17%. Při porovnání obou metod pro stanovení benzenu byl rozdíl mezi aktivním a pasivním odběrem -6,2% (vztaženo na aktivní odběr), počítáno ze 145 měření se směrodatnou odchylkou 0,49 µg/m 3, při průměrech 2,10 µg/m 3 pro pasivní odběr a 1,96 µg/m 3 pro aktivní odběr. 147

148 Porovnání PDBE a BE na stanici Praha-Libuš - paralelní měření ug/m3 ug/m ALEGD ALEGO ALIBD Porovnání PDBE a BE v síti ČHMÚ v lednu a únoru 2016 ALIBD ALIBD AREPD ASMID ASMID BBDND BBNVD BMISD EPAOD EPAUD HHKBD JJIHD KCHMD LLILD MOLJD PPLXD SKLMD TOCBD TOFFD TOPOD TOPRD TTROD TVERD UMOMD UTUSD UULDD ZZLND PDBE PDBE par BE BE par PDBE BE 148

149 SMOGOVÝ JANUÁR NA SLOVENSKU A SPÔSOB VYHLASOVANIA SMOGOVÝCH SITUÁCIÍ Jana Krajčovičová, Martin Kremler, Jana Matejovičová SHMÚ, Jeséniova 17, Bratislava, jana.krajcovicova@shmu.sk ÚVOD Pre posledné roky netypicky chladný január sa niesol v znamení nielen nízkych teplôt, ale aj vysokých koncentrácií častíc PM 10, ktoré na viacerých miestach v niektorých obdobiach prerástli až do smogových situácií. S vyhlasovaním rôznych signálov smogových situácií pre častice PM 10 sme sa na Slovensku stretli vo väčšej miere po prvý krát v histórii. Podľa v súčasnosti platnej legislatívy (Zákon 137/2010 Z.z. o ovzduší, Vyhláška MŽP 244/2016 Z.z., Príloha 10) platí, že ak 2 dni po sebe prekročí priemerná 24-hodinová koncentrácia PM 10 v zóne alebo aglomerácii prahovú hodnotu 100 µg.m -3 a zároveň je za posledných 6 h zaznamenaný rastúci trend hodinových koncentrácií častíc PM 10 aspoň na polovici počtu staníc v danej zóne alebo aglomerácii, je vydaný signál "Upozornenie", že môže nastať smogová situácia. Smogová situácia pre PM 10 nastane, ak dva dni po sebe prekročí priemerná 24-hodinová koncentrácia PM 10 v zóne alebo aglomerácii prahovú hodnotu 150 µg.m -3 a zároveň je za posledných 6 h zaznamenaný rastúci trend hodinových koncentrácií častíc PM 10 aspoň na polovici počtu staníc v danej zóne alebo aglomerácii. Táto definícia a podmienky vyhlasovania smogových situácií sa v praxi ukázali ako nie príliš vhodné, ak máme na zreteli ich zamýšľaný účel, teda ochranu zdravia obyvateľstva. Nasledujúci príspevok sa sústredí na analýzu vyhlasovania smogových situácií podľa súčasnej legislatívy v praxi, a tiež na návrh efektívnejšej definície a podmienok na vyhlasovanie smogových situácií, ktorý bude zahrnutý do nového zákona o ovzduší, ktorý je v súčasnosti v pripomienkovom konaní. FAKTORY PODMIEŇUJÚCE VZNIK SMOGOVÝCH SITUÁCIÍ Vo všeobecnosti sa zvýšené koncentrácie PM 10 v ovzduší pozorujú hlavne v zime v súvislosti s emisiami z vykurovania, a zvýšenými emisiami z dopravy (studený štart motorov, zvírený zimný posyp ciest). Vykurovanie sa realizuje jednak diaľkovými dodávkami tepla z kotolní v prípade bytových domov, ale rodinné domy sú vykurované lokálne. S rastom ceny plynu sa mnohé domácnosti vrátili naspäť k vykurovaniu tuhými palivami, na Slovensku hlavne drevom. Emisie z vykurovania drevom sú veľmi vysoké a o to závažnejšie, že sú emitované pomerne blízko zemského povrchu a v blízkosti ľudí (na rozdiel od napr. teplární, ktoré sú vybavené väčšinou vysokými komínmi). Vykurovanie drevom sa deje hlavne tam, kde je drevo najprístupnejšie, v blízkosti lesov. Ďalším faktorom negatívne ovplyvňujúcim rozptyl znečisťujúcich látok v atmosfére je vertikálne zvrstvenie a vietor. V zime sa v našich zemepisných oblastiach každoročne vyskytujú obdobia, kedy teplotná inverzia v údoliach a nížinách pretrváva po celý deň, ba aj niekoľko dní za sebou. Oblasti klimaticky náročné na vykurovanie, teda horské doliny a kotliny, sú zároveň oblasťami, kde sa vyskytujú inverzie najsilnejšie a najdlhšie, a zároveň je tam vysoký podiel vykurovania pevnými palivami. Tieto oblasti preto tradične patria medzi tie s najvyššími počtami prekročení dennej koncentrácie PM µg.m

150 VÝVOJ KONCENTRÁCIÍ PM 10 V JANUÁRI 2017 Január tohto roku bol špecifický veľmi nízkymi teplotami. Tieto boli spôsobené vpádom arktického vzduchu začiatkom mesiaca a prítomnosťou rozsiahlej stabilnej tlakovej výše nad celou strednou Európou po väčšinu mesiaca. Následkom toho sa vytvorili podmienky pre pretrvávajúce inverzie v nížinách, kotlinách a horských dolinách. Vzhľadom na rozsiahlosť ovplyvneného územia sa nízke teploty a nepriaznivé podmienky pre rozptyl znečisťujúcich látok vyskytovali nielen na Slovensku ale aj v okolitých krajinách. Znečistenie ovzdušia tak nadobudlo silne regionálny charakter, a vysoké koncentrácie PM 10 boli namerané aj na vidieckych, tzv. pozaďových staniciach, kde sa očakáva dobrá kvalita vzduchu. Ide o stanice Kolonické sedlo na východe Slovenka, kde bolo od začiatku januára zaznamenaných 10 prekročení dennej hodnoty 50 µg.m -3 a Topoľníky na južnom Slovensku, kde sa dokonca vyskytli podmienky na vyhlásenie signálu Upozornenie. To svedčí o regionálnom rozsahu znečistenia, kedy sa dosiahol stav, že znečistenie v prízemnej vrstve postupne kumulovalo a rozširovalo v stagnujúcej vzduchovej hmote aj na oblasti bez významnejších emisných zdrojov. Priemerná januárová teplota na Slovensku bola viac ako 3 stupne pod dlhodobým normálom, zatiaľ čo napr. v rokoch 2014 až 2016 bola väčšinou niekoľko stupňov nad dlhodobým normálom. Takéto extrémne teploty kládli vysoké požiadavky na vykurovanie. Emisie z vykurovania sa tak mohli zvýšiť až takmer o 40% oproti januáru To, že vysoké koncentrácie PM 10 boli hlavne spôsobené zvýšením vykurovania podporuje aj fakt, že na všetkých staniciach boli namerané takmer rovnako vysoké koncentrácie PM 2.5, teda PM 10 boli tvorené takmer výlučne týmito jemnými časticami. Na niektorých miestach v blízkosti veľkých a stredných zdrojov znečisťovania však mohli aj tieto zdroje v niektorých situáciách prispieť svojim dielom, napriek tomu, že sú vybavené vysokými komínmi. Počas dlhého obdobia prevažne veľmi nepriaznivých rozptylových podmienok výška premiešavania nebola konštantne nízka, ale sa v určitom rozsahu menila. Niekedy tiež vykazovala určitý denný chod s maximom v poludňajších hodinách. Výška premiešavania a vietor podľa modelu Aladin ráno o 6. hodine UTC 26.1., kedy na východnom Slovensku došlo prechodne k zlepšeniu rozptylovej situácie, dosahovala pomerne vysoké hodnoty s maximom okolo 1000 m. Situácia sa v priebehu ďalších dní zhoršovala a výška premiešavania klesala na hodnoty okolo 100 m. V priebehu tohto vývoja mohla nastať situácia, kedy emisie z US Steel ostali uväznené pod hranicou inverzie, a pri počiatočnom slabom južnom prúdení tak mohli mať vplyv na vysoké koncentrácie namerané na staniciach NMSKO v Košiciach. Podobný vývoj mohol nastať aj v blízkosti iných veľkých alebo stredných zdrojov znečisťovania. ANALÝZA SMOGOVÝCH SITUÁCIÍ V popisovanom období sme zaznamenali na všetkých staniciach NMSKO spolu 46 dní, v ktorých prekročila priemerná denná hodnota koncentrácií PM 10 počas dvoch po sebe nasledujúcich dní informačný prah, a 5 dní, kedy prekročila výstražný prah. Nie všetky tieto situácie však boli aj vyhlásené, pretože nie vždy bola splnená podmienka nasledujúceho 6- hodinového nárastu koncentrácií. Signál Výstraha nebol vyhlásený ani jeden krát. Ukázalo sa, že podmienky vyhlasovania smogových situácií sú zvolené dosť nevhodne, pretože k ich vyhlasovaniu dochádzalo s veľkým časovým oneskorením, a ich trvanie bolo následne veľmi krátke. SHMÚ bol preto požiadaný Ministerstvom životného prostredia o vypracovanie novej metodiky pre smogové varovné systémy tak, aby vyhlasovanie smogových situácií bolo z praktického hľadiska pre verejnosť užitočné. V práve novelizovanom zákone o ovzduší sme navrhli systém založený, podobne ako v ČR, na dvanásťhodinových kĺzavých priemeroch koncentrácií, pričom sa tiež berie do úvahy predpokladaný budúci vývoj rozptylovej situácie v nasledujúcom dni. Analýza januára 2017 pomocou navrhovanej metodiky ukázala, že by 150

151 podľa nej bolo vyhlásených 205 dní smogových situácií 1.stupňa (upozornenie), a 28 dní situácií 2. stupňa (výstraha). Smogové situácie by boli vyhlasované v priemere o 45 hodín skôr ako pri súčasnej metodike. Na Obr. 1 sú zobrazené priebehy koncentrácií PM 10 pre vybrané stanice, kde sú vyššie uvedené závery dobre ilustrované obzvlášť v prípade Ružomberka. Obr. 1 Priebeh priemerných hodinových, priemerných denných a 12-hodinového priemeru hodnôt koncentrácií PM 10 na vybraných staniciach NMSKO Na Obr. 2 možno vidieť priemerný denný chod koncentrácií PM 10 počas smogovej epizódy v januári 2017 na vybraných staniciach. Na vidieckych pozaďových staniciach je denný chod málo výrazný, maximum je o 20. hodine. Naopak veľmi výrazný denných chod je v Ružomberku a v Jelšave s hlavným minimom o 14. a vedľajším ráno. Maximá o 9. a 20. hodine pravdepodobne súvisia so zvýšenými emisiami z lokálnych kúrenísk počas večerného a ranného zakurovania. Na dopravných staniciach v Banskej Bystrici a Košiciach je denný chod zložitejší a ovplyvňujú ho ako emisie z dopravy tak aj z lokálnych kúrenísk, prípadne ďalších zdrojov. Vplyv vykurovania je výraznejší v Banskej Bystrici. GEOGRAFICKÁ ŠPECIFIKÁCIA SMOGOVEJ SITUÁCIE Podľa v súčasnosti platnej legislatívy by sa mala smogová situácia vyhlasovať v zóne alebo aglomerácii, ak sú dosiahnuté podmienky pre vyhlásenie aspoň na polovičnom počte 151

152 monitorovacích staníc v danej zóne alebo aglomerácii. Slovensko je v súvislosti s hodnotením PM 10 rozdelené na 8 zón, ktoré zodpovedajú administratívnym krajom, a dvom aglomeráciám (Bratislava, Košice). V súvislosti so smogovými situáciami tu však nastáva praktický problém, pretože kraje sú geograficky rozsiahle a ich hranice sú stanovené administratívne, pričom nezodpovedajú geomorfológii krajiny. Obr. 2 Priemerný denný chod koncentrácií PM 10 počas smogových situácií pre vybrané stanice NMSKO Tak napríklad Žilina, Martin a Ružomberok patria do Žilinského kraja, pričom sa nachádzajú v troch dolinách, resp. kotlinách, ktoré sú oddelené pomerne vysokými pohoriami Malej a Veľkej Fatry. Tieto pohoria značne ovplyvňujú prúdenie vzduchu a lokálne rozptylové podmienky. Často sa stáva, že Žilina, prípadne Martin, je už pod vplyvom prechádzajúceho atmosférického frontu a rozptylové podmienky sú dobré, pričom sa front na pohorí spomalí alebo zastaví a v Ružomberku pokračuje zlá rozptylová situácia. V takomto prípade by sme napriek tomu smogovú situáciu vyhlásiť nemohli, pričom ľudia v Ružomberku by boli vystavení vysokým koncentráciám PM 10. Ďalším problémom je fakt, že do rozsiahlych území krajov spadajú aj pomerne veľké územia na ktorých je kvalita ovzdušia dobrá aj počas situácií, keď je v mestách a obciach smog. Väčšina existujúcich monitorovacích staníc sa nachádza v problematických oblastiach. Preto sme usúdili, že nemá praktický zmysel vyhlasovať smogové situácie pre celú zónu, a sústredili sme ich na jednotlivé oblasti riadenia kvality ovzdušia, a smogové situácie sme vyhlasovali prakticky na základe údajov jednej, alebo dvoch monitorovacích staníc. Preto sme z nového návrhu zákona vyhlasovanie smogových situácií v rozsahu zón vypustili. ZÁVER Špecifikácia podmienkok pre vyhlasovanie smogových situácií tak, ako je uvedená v terajšom zákone sa ukázala ako neefektívna a z hľadiska informovania obyvateľstva nemá veľký význam. Navrhovaná nová metodika prinesie informácie o nepriaznivom stave ovdušia verejnosti a samosprávam v podstatne skoršom čase, ktorý im umožní, aby sa podľa situácie zariadili, prípadne podnikli opatrenia na jej zmiernenie v podobe uplatnenia akčných plánov, alebo opatrení na lokálne zníženie emisií. 152

153 ORGANICKÉ SLOUČENINY V PM1 AEROSOLU V KLADNĚ-ŠVERMOVĚ V ZIMNÍM OBDOBÍ V ROCE 2017 Kamil Křůmal, Pavel Mikuška, Zbyněk Večeřa Ústav analytické chemie, Akademie Věd ČR, v. v. i., Veveří 97, Brno, krumal@iach.cz 1. Úvod V atmosféře se nachází mnoho organických sloučenin vázaných na aerosolové částice, které jsou produkovány nejrůznějšími zdroji: primární (přírodní, antropogenní) a sekundární (reakce v atmosféře). Antropogenními zdroji aerosolu jsou např. spalování ropy, plynu, fosilních paliv, dřeva nebo odpadů, dále automobilová doprava, průmysl, skládky odpadů a další (Křůmal a kol., 2012). Atmosférické aerosoly působí škodlivě také na lidské zdraví. Dlouhodobá expozice vysokých koncentrací atmosférického aerosolu se projevuje zvýšením úmrtnosti, počtu nádorových onemocnění plic a kardiovaskulárních onemocnění (Brunekreef a Holgate, 2002). Škodlivost atmosférických aerosolů na lidské zdraví je dána nejen velikostí jejich částic, ale i jejich chemickým složením (Křůmal a kol., 2012). Bylo sledováno chemické složení frakce PM1 v Kladně-Švermově se zaměřením na analýzu molekulových markerů, které se využívají pro identifikaci emisních zdrojů aerosolů. 2. Experimentální část Organické sloučeniny byly analyzovány v městském aerosolu v Kladně-Švermově (vzorky odebírány ) ve frakci PM1. PM1 aerosol byl odebírán pomocí velkoobjemového vzorkovače DHA-80 (Digitel) na křemenné filtry o průměru 150 mm (průtok vzduchu 30 m 3 /h) ve 24 hodinových intervalech (začátek vždy v 10:00). Kladno (68 tisíc obyvatel) se nachází 25 km severozápadně od Prahy. Švermov je okrajová čtvrť Kladna (zhruba 4 tisíce obyvatel) nacházející se v severní části města. Filtry s navzorkovanými aerosoly byly po zvážení rozstříhány na 2 části. První část byla použita pro společnou extrakci anhydridů monosacharidů, pryskyřičných kyselin, methoxyfenolů, monosacharidů, disacharidů a polyolů (cukerných alkoholů) pomocí směsi dichlormethan/methanol (1:1 v/v) v ultrazvukové vodní lázni. Extrakty byly po derivatizaci analyzovány pomocí GC-MS (Křůmal a kol., 2010). Ve druhé části filtrů byly analyzovány alkany, hopany, sterany a polycyklické aromatické uhlovodíky (PAU). Extrakce probíhaly směsí hexan/dichlormethan (1:1 v/v). Extrakty byly po frakcionaci analyzovány pomocí GC- MS (Křůmal a kol., 2013; Mikuška a kol., 2015). 3. Výsledky a diskuse Byly analyzovány následující sloučeniny: anhydridy monosacharidů: levoglukosan, mannosan a galaktosan pryskyřičné kyseliny: kyselina abietová a dehydroabietová methoxyfenoly: kyselina vanilová a syringová, syringol a vanillin monosacharidy: xylosa, fruktosa, galaktosa a glukosa disacharidy: maltosa, sacharosa a trehalosa polyoly: arabitol, manitol, sorbitol a inositol uhlovodíky: alkany C 14 C 40, pristan a fytan hopany a sterany: 17α(H),21β(H)-hopan, 22R-17α(H),21β(H)-homohopan, 22S- 17α(H),21β(H)-homohopan, 17α(H),21β(H)-norhopan, ααα(20r)-cholestan, ααα(20r,24s)-24-methylcholestan a ααα(20r,24r)-24-ethylcholestan 153

154 polycyklické aromatické uhlovodíky: fluoren, fenanthren, anthracen, reten, fluoranthen, pyren, benz[a]anthracen, chrysen, trifenylen, benzo[b]fluoranthen, benzo[k]fluoranthen, benzo[j]fluoranthen, benzo[e]pyren, benzo[a]pyren, perylen, picen, trifenylbenzen, indeno[1,2,3-cd]pyren, dibenz[a,h]anthracen a benzo[g,h,i]perylen Hmotnostní koncentrace PM1 aerosolu v Kladně-Švermově se pohybovaly v rozmezí 4,34 48,3 µg/m 3. Průměrný procentuální příspěvek sumy koncentrací analyzovaných organických sloučenin v PM1 činil 4,61 %. Průběhy koncentrací analyzovaných organických sloučenin jsou uvedeny na Obr. 1. Nejvyšší koncentrace byly nalezeny pro anhydridy monosacharidů a pryskyřičné kyseliny, což souvisí s vyšším spalováním biomasy (především dřeva) v zimním období. Emisním zdrojem PAU může být spalování jakéhokoliv organického materiálu (spalování biomasy, fosilních paliv, odpadů, emise z automobilové dopravy a průmyslu a další). Mezi organické markery dopravy a spalování uhlí patří hopany a sterany. Sterany se do ovzduší emitují pouze z motorových olejů, zatímco hopany z dopravy (motorové oleje) a ze spalování uhlí. Pro identifikaci spalování různých typů uhlí se užívají diagnostické poměry R- a S- isomerů 17α(H),21β(H)- homohopanu. Homohopanový index [S/(S+R) = 0,11 (0,09 0,12)] a přítomnost picenu indikuje spalování hnědého uhlí. Emisní zdroje můžeme od sebe rozlišit také pomocí diagnostických poměrů PAU, avšak jejich využití je problematické, protože hodnoty těchto poměrů se vzájemně překrývají. Další nevýhodou použití diagnostických poměrů je reaktivita PAU v atmosféře v přítomnosti NO 2, O 3 a OH radikálů (Křůmal a kol, 2012; Křůmal a kol, 2013). Koncentrace PAU se pohybovaly mezi 3, ng/m 3 (průměr 28,6 ng/m 3 ). Diagnostický poměr mezi benzo[a]pyrenem a benzo[e]pyrenem [BeP/(BeP+BaP)] byl nižší než 0,5, což indikuje emise aerosolu z místních zdrojů. PM1 silně korelovaly se všemi analyzovanými organickými sloučeninami (převážně s anhydridy monosacharidů a PAU), což dokazuje spalování organického materiálu a dopravu jako hlavní emisní zdroje v Kladně-Švermově. Silné korelace byly nalezeny také mezi retenem a kyselinou dehydroabietovou (spalování jehličnatého dřeva) a mezi picenem, hopany a PAU (spalování uhlí). 154

155 Obr. 1: Průběhy hmotnostních koncentrací PM1 (µg/m 3 ) a sum analyzovaných organických sloučenin (ng/m 3 ) během měření v Kladně-Švermově. 155

156 4. Závěr Nejvyšší koncentrace v PM1 aerosolu vzorkovaného během zimní kampaně 2016 v Kladně- Švermově byly nalezeny pro anhydridy monosacharidů a pryskyřičné kyseliny, které pocházejí ze spalování biomasy (dřeva). Dalšími identifikovanými emisními zdroji byla doprava (hopany, sterany, alkany a PAU) a spalování uhlí (hopany, PAU). Vzhledem k tomu, že všechny skupiny analyzovaných organických sloučenin a markerů silně korelovaly s hmotnostními koncentracemi PM1, je velmi obtížné specifikovat převažující emisní zdroj v Kladně-Švermově. 5. Poděkování Tato práce byla podporována Grantovou agenturou České republiky P503/12/G147 a výzkumným záměrem Ústavu analytické chemie AV ČR, v. v. i., RVO: Literatura Brunekreef B., Holgate S. T.: Air pollution and health, Lancet 360, (2002). Křůmal K., Mikuška P., Vojtěšek M., Večeřa Z.: Seasonal variations of monosaccharide anhydrides in PM1 and PM2.5 aerosol in urban areas, Atmospheric Environment 44, (2010). Křůmal K., Mikuška P., Večeřa Z.: Využití organických markerů pro identifikaci zdrojů atmosférických aerosolů, Chemické Listy 106, (2012). Křůmal K., Mikuška P., Večeřa Z.: Polycyclic aromatic hydrocarbons and hopanes in PM1 aerosols in urban areas, Atmospheric Environment 67, (2013). Mikuška P., Křůmal K., Večeřa Z.: Characterization of organic compounds in the PM2.5 aerosols in winter in an industrial urban area, Atmospheric Environment 105, (2015). 156

157 EPIZÓDY S VYSOKÝMI KONCENTRÁCIAMI PM 10 V JANUÁRI 2017 Jana Matejovičová, Jana Krajčovičová, Martin Kremler SHMÚ, Jeséniova 17, Bratislava, jana.matejovicova@shmu.sk ÚVOD Január 2017 bol zaujímavý z viacerých hľadísk, jedným z nich bol výskyt vysokých koncentrácií prachových častíc PM 10 v atmosfére. Tento stav súvisí s teplotne podnormálnym januárom, čoho dôsledkom boli aj zvýšené emisie z vykurovania domácností a tiež s nepriaznivými rozptylovými podmienkami, ktoré súviseli s častými teplotnými inverziami. V súvislosti s priemernými dennými koncentráciami nad 100 μg.m -3 bola januári 2017 niekoľkokrát pre rôzne lokality v SR vyhlásené upozornenie na možnú smogovú situáciu a smogová situácia. Pre porozumenie súvislostiam a príčinám zhoršenej kvality ovzdušia sa používajú rôzne prístupy - od jednoduchého porovnania nameraných koncentrácií a meteorologických parametrov, až po matematické modelovanie. Tento príspevok predstavuje z tohto hľadiska úvod do štúdia smogových situácií v SR. Synoptická situácia v januári 2017 Na začiatku mesiaca od severozápadu postupoval studený front spojený s tlakovou nížou nad západným Ruskom, za ním prúdil od severozápadu chladnejší vzduch. V polovici prvej dekády prešiel naším územím studený front, za ním k nám prúdil od severu až severovýchodu studený arktický vzduch. Rozsiahla a mohutná studená tlaková výš u nás ovplyvňovala počasie ešte začiatkom druhej dekády, potom k nám od severovýchodu začal opäť prúdiť chladnejší a suchší vzduch. V druhej polovici tretej januárovej dekády k nám vo výške začal prúdiť od juhu teplejší vzduch. Obr. 1 Synoptická situácia vo vybraných dňoch januára

158 KONCENTRÁCIE PM 10 V JANUÁRI 2017 Kvalitu ovzdušia monitoruje Slovenský hydrometeorologický ústav podľa požiadaviek európskej legislatívy na monitorovacích staniciach, ktoré charakterizujú pozaďové hodnoty v mestskom prostredí, na dopravných staniciach a vidieckych pozaďových staniciach. Na Obr. 1 sú pre porovnanie koncentrácie PM 10 na monitorovacích staniciach v Bratislave na Jeséniovej (predmestská pozaďová stanica na Kolibe), Nitre Janíkovciach a Košiciach na Amurskej ulici (mestské pozaďové stanice). Najvyššie koncentrácie sa vyskytli v druhej polovici januára, na Obr. 2 vidieť, že maximálne koncentrácie PM 10 sú sprevádzané nízkymi rýchlosťami vetra. Pri vyššej teplote koncentrácie PM 10 poklesli : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : :00 Košice Amurská Bratislava Jeséniova Nitra Janikovce Obr. 1 Koncentrácie PM 10 (μg.m -3 ) na vybraných monitorovacích staniciach. Obr. 2 Priemerné 24-hodinové koncentrácie PM 10 (μg.m -3 ) a vietor na mestskej pozaďovej stanici počas smogových epizód v Bratislave a Košiciach Na Obr. 3 je výška premiešavania z modelu Aladin, tento parameter spoločne s rýchlosťou vetra charakterizuje rozptylové podmienky. 158

159 Obr. 3 Výška premiešavania (PBL planetary boundary layer) z modelu Aladin, 3., 11, 26. a 29. januára o 00h, 12h, 12h, 18h Priestorové rozlíšenie 1km. 159

160 JANUÁROVÉ KONCENTRÁCIE PM 10 V MINULOSTI V Tab. 1 je porovnanie priemerných januárových koncentrácií PM 10 v rokoch s predbežnými hodnotami v januári roku (V roku 2015 prebiehala obnova monitorovacej siete a hodnotenie roku 2016 ešte nie je uzavreté). Na väčšine monitorovacích staníc boli koncentrácie v roku 2017 vyššie ako v predchádzajúcom období, výnimkou je niektorých staniciach rok 2009 a 2010, kedy mala priemerná teplota v januári tiež zápornú odchýlku od dlhodobého normálu ( ), aj keď nie takú výraznú, ako január roku Prejavilo sa to u niektorých dopravných staniciach (Bratislava-Trnavské Mýto, Martin- Jesenského, Trencín - Hasicská, Žilina, Obežná), kde namerané koncentrácie PM 10 odrážajú aj zmeny v intenzite dopravy. Tab. 1 Priemerné januárové koncentrácie PM 10 (μg.m -3 ) Typ oblasti Typ stanice 2009 január 2010 január 2011 január 2012 január 2013 január 2014 január 2017 január Bratislava, Mamateyova U B Bratislava, Trnavské Mýto U T Bratislava, Jeséniova U B Senica, Hviezdoslavova U T Trnava, Kollárova U T Handlová, Morovianska cesta U B Martin, Jesenského U T Ružomberok, Riadok U B Žilina, Obežná U T Jelšava, Jesenského U B Hnúšta, Hlavná U B Humenné, Nám. slobody U B Vranov nad Top., M.R.Štefánika U B Velká Ida, Letná S I Strážske, Mierová U B Topolníky, Aszód, EMEP R B Prievidza, Malonecpalská U B Bystricany, Rozvodna SSE S B Trencín, Hasicská U T Nitra, Janíkovce U B Banská Bystrica,Štefánik. náb. U T Zvolen, J. Alexyho U T Žiar nad Hronom, Jilemnického U B Stará Lesná, AÚ SAV, EMEP R B Prešov, arm. gen. L. Svobodu U T Kolonické sedlo R B Košice, Amurská U B Košice, Štefánikova U T Krompachy, SNP U T Malacky, Mierové námestie U T Nitra, Štúrova U T Vysvetlivky: Typ oblasti: U - mestská (urban), S - (subrban), R - vidiecka (rural), Typ stanice: B - pozaďová (background), T- dopravná (traffic), I - priemyselná (industrial). ZÁVER Hoci sa v posledných rokoch mohlo zdať, že zvýšené problém s koncentráciou PM10 v ovzduší postupne stráca na naliehavosti, v januári 2017 sa ukázalo, ako veľmi situácia závisí od meteorologických podmienok. Pri plánovaní opatrení na zlepšenie kvality ovzdušia treba počítať aj s takouto situáciou. 160

161 HIGHLY TIME RESOLVED MEASUREMENT OF ATMOSPHERIC ELEMENTAL AND ORGANIC CARBON AT A TYPICAL BACKGROUD SITE IN CENTRAL EUROPE Saliou Mbengue 1, Michal Fusek 2, Jaroslav Schwarz 3, Ivan Holoubek 1,4 1 CzechGlobe CAS, Brno, 60300, Czech Republic 2 FEEC, Brno University of Technology, Brno, 61600, Czech Republic 3 ICPF CAS, Prague, CZ-18000, Czech Republic 4 RECETOX, Masaryk University, Brno, 62500, Czech Republic Presenting author mbengue.s@czechglobe.cz Keywords: Organic carbon and elemental carbon, rural background, OC/EC ratio, variability. Atmospheric organic (OC) and elemental (EC) carbon play an important role in atmospheric chemistry, climate change and public health. There have been relatively few studies dealing with EC and OC in rural background sites which are less influenced by urban and industrial emissions. Nevertheless, measurements at background areas are important for understanding the transport and transformation characteristics of anthropogenic air pollutants, and their effects on various aspects of regional and global environment changes. In this study, we focus on variability of EC and OC concentrations (considering various day categories and seasons) from a rural background site which is representative for Central European rural areas. The EC and OC in fine aerosols (PM 2.5 : smaller than 2.5 µm) were measured at the rural background atmospheric station (AS) in Křešín u Pacova (49 35ʹN, 15 05ʹE), which is a part of Košetice National Atmospheric Observatory, central Czech Republic. Measurements were performed from March 2013 to December 2016 at ground with a 4h time resolution using a field Semi-Continuous OCEC Aerosol Analyzer (Sunset Laboratory Inc., USA). The mean EC and OC concentrations measured in this study are comparable to those previously observed in the same rural area (Dvorska et al., 2015; Vodicka et al., ). During our survey, EC and OC concentrations varied depending on the season (Figure 1.A-B) with higher mean concentrations in winter (0.83 ± 0.67 and 3.33 ± 2.28 µg.m -3, respectively) than in summer (0.34 ± 0.18 and 2.30 ± 1.15 µg.m -3 respectively), which is likely related to higher energy consumption (residential heating, traffic) and unfavourable meteorological conditions (worse dispersion of pollutants) during winter. A high correlation (r > 0.85) between EC and OC in winter suggests that they were mainly controlled by similar sources and/or transported simultaneously to the receptor site. On the contrary, the weaker correlation (r = 0.56) between them in summer suggests different sources and/or different transport characteristics of OC and EC. The OC/EC ratio has been examined for indication of possible sources of OC and EC at the AS Křešín. As expected for rural and background sites, the OC/EC ratio was most of the time (63%) larger than 4, suggesting that OC measured here was not only from direct emissions of particles from traffic combustion sources, but also produced by biomass burning and coal combustion or in the form of secondary organic carbon (SOC) formed in the atmosphere by chemical reactions (Zhang et al., 2012). The obtained results (Figure 1.C) show higher OC/EC ratio in summer (7.3 ± 3.2) than in winter (4.4 ± 1.9). In July, corresponding to the warmer period (the highest temperature) in the year, a peak of OC and OC/EC ratio was 161

162 observed. This highest OC/EC ratio could be explained by the contribution of biogenic SOC formed during period of high photochemical activity. Diurnal variation of EC and OC was more pronounced in winter than in summer. In winter, EC displays typical peaks during the morning (between 6h and 10h) and afternoon/evening (between 18h and 22h) rush hours (Figure 2.A) for working days. For no-working days, only the evening peak is visible for EC similarly to OC during both day types (Figure 2.B). These results could be related to the larger influence of traffic emission during the morning. Higher concentrations were observed during the evening probably related to the evening rush hour and the worsening of atmospheric dilution (Chen et al., 2017). Figure 1: Monthly (line) and seasonal (bars) of EC (A) and OC (B) means concentrations and OC/EC ratio (C) measured at AS Křešín. Figure 2 Mean diurnal variations of EC (A) and OC (B) during working and no-working day in winter Acknowledgement This work has received funding from the European Union s Horizon 2020 research and innovation programme under grant agreement No , and from the project for support of national research infrastructure ACTRIS participation of the Czech Republic (ACTRIS-CZ - LM ) Ministry of Education, Youth and Sports of the Czech Republic. Reference Chen, D., Cui, H., Zhao, Y., Yin, L., Lu, Y., Wang, Q.: A two-year study of carbonaceous aerosols in ambient PM 2.5 at a regional background site for western Yangtze River Delta, China. Atmospheric Research 183, (2017). Dvorská, A., Sedlák, P., Schwarz, J., Fusek, M., Hanuš, V., Vodička, P., Trusina, J.: Atmospheric station Kˇrešín u Pacova, Czech Republic a Central European research infrastructure for studying greenhouse gases, aerosols and air quality. Advances in Science and Research 12, (2015). Vodička, P., Schwarz, J., Ždímal, V.: Analysis of one year s OC/EC data at a Prague suburban site with 2-h time resolution. Atmospheric Environment 77, (2013). Vodička, P., Schwarz, J., Cusack, M., Ždímal, V.: Detailed comparison of OC/EC aerosol at an urban and a rural Czech background site during summer and winter. Science of the Total Environment , (2015). 162

163 Zhang, R., Tao, J., Ho, K.F., Shen, Z., Wang, G., Cao, J., Liu, S., Zhang, L., Lee, S.C.: Characterization of Atmospheric Organic and Elemental Carbon of PM 2.5 in a Typical Semi-Arid Area of Northeastern China. Aerosol and Air Quality Research 12, (2012) 163

164 ZNEČIŠTĚNÍ OVZDUŠÍ A JEHO POTENCIÁL K ENDOKRINNÍ DISRUPCI SROVNÁNÍ PLYNNÉ A ČÁSTICOVÉ FRAKCE Z OSTRAVSKA POMOCÍ MODERNÍCH IN VITRO BIOTESTŮ Zuzana Nováková a, Jiří Novák a, Klára Hilscherová a, Petr Kukučka a, Petra Přibylová a, Roman Prokeš a, Gerhard Lammel a, b a Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí (RECETOX), Masarykova Univerzita, Kamenice 753/5, Brno b Max Planck Institute for Chemistry, Multiphase Chemistry Department, Mainz, Německo zuzana.novakova@recetox.muni.cz Ačkoli díky legislativním opatřením posledních let vykazuje stav ovzduší v České republice zlepšující trend, na mnoha místech zhoršená kvalita ovzduší stále představuje vážný environmentální problém. Např. v roce 2015 byly imisní limity alespoň pro jednu znečisťující látku překročeny na 20 % území, kde žije 52 % obyvatel (ČHMÚ, 2016). Nejvíce zatíženou oblast představuje aglomerace Ostrava/Karviná/Frýdek-Místek, kde ke znečištění velmi přispívá doprava, domácí topeniště, hutní průmysl a v nemalé míře také imise z Polska (Šrám et al., 2013). Znečištění ovzduší přímo ovlivňuje zdraví populace a bylo prokázáno jeho spojení s dýchacími a kardiovaskulárními onemocněními. Znečištění ovzduší je proto považováno za celosvětově nejvýznamnější environmentální faktor negativně ovlivňující délku života (WHO, 2016). Biologicky aktivní látky se v ovzduší vyskytují jak v plynné fázi, tak navázané na částice, tzv. aerosol (PM). Atmosférické částice jsou dle velikosti děleny na dílčí frakce, z nichž se největší pozornosti těší PM 10 a PM 2,5 (částice s aerodynamickým průměrem menším než 10 resp. 2,5 µm), které mohou snadno proniknout do dýchací soustavy. Předmětem rutinního monitoring jsou zejména 24hodinové imisní limity suspendovaných částic PM 10 a koncentrace benzo[a]pyrenu (BaP), který představuje ukazatel znečištění polycyklickými aromatickými uhlovodíky. Cílem této studie je identifikace toxických potenciálů vzhledem k rozdělení látek mezi jednotlivé frakce. Pro účely studie bylo po dobu 12 dní vzorkováno ovzduší v Ostravě Přívoze. Vzorkování probíhalo v zimním období a byly zachytávány jak částice, tak látky z volného ovzduší. Pro odběry byly použity dva paralelně umístěné vzorkovače, velkoobjemový aktivní vzorkovač a kaskádový impaktor. Vzorky částic z kaskádového impaktoru byly rozděleny dle velikosti na 6 frakcí: 7,2-10 µm (frakce A); 3-7,2 µm (B); 1,5-3 µm (C); 0,95-1,5 µm (D); 0,49-0,95 µm (E) a < 0,49 µm (F). Vzorky aerosolu z druhého vzorkovače byly rozděleny do 3 frakcí dle polarity. Takto připravené vzorky byly podrobeny chemické analýze a in vitro biotestům. Biotesty byly zaměřeny na hodnocení cytotoxicity pro buňky dýchací soustavy a specifických toxických potenciálů včetně endokrinní disrupce. Mezi sledovanými efekty byla (anti)estrogenita, (anti)androgenita, AhR-zprostředkovaná toxicita a tyroidní aktivita. Pro zvýšení relevance vůči lidskému zdraví byly všechny testy prováděny na lidských buněčných modelech, a to pro AhR-zprostředkovanou toxicitu (toxicita dioxinového typu) na buněčné linii AZ-AhR (Novotná et al., 2011), pro měření (anti)estrogenity byla využita buněčná linie HeLa9903 (Ono, 2012), pro stanovení (anti)androgenity buněčná linie 164

165 MDA-kb2 (Pavlíková et al., 2012; Wilson et al., 2002), pro hodnocení tyroidní aktivity buněčná linie PZ-TR (Illés et al., 2015) a pro měření cytotoxicity buněčná linie bronchiálního epitelu BEAS-2B (Oh et al., 2011). Výsledky odhalují, že AhR-zprostředkovaná toxicita, stejně jako estrogenita a androgenita, jsou způsobeny pouze látkami navázanými na částice a to zejména na ty menších rozměrů (nejvíce na frakci E: 0,49-0,95 µm). Také z měření cytotoxicity vyplývá, že největší toxický potenciál nesou frakce nejjemnějších částic (frakce D, E a F) a frakce extrahovaná polárním solventem. Naproti tomu agonistické i antagonistické působení na tyroidní aktivitu bylo pozorováno jak na vzdušné, tak na částicové frakci. Již z prvních výsledků vyplývá, že látky přítomné v ovzduší vykazují potenciál k endokrinní disrupci a je možné předpokládat, že tak přes různé mechanismy působení ovlivňují zdraví populace. V budoucnu budou takto získaná data korelována s výsledky chemické analýzy s cílem identifikovat, které skupiny látek nejvíce přispívají k pozorovaným efektům. Práce byla podpořena projektem GAČR P S. Bibliografie ČHMÚ, Zpráva o kvalitě ovzduší [online] [cit ]. Dostupné z: Illés, P., Brtko, J., Dvořák, Z., Development and Characterization of a Human Reporter Cell Line for the Assessment of Thyroid Receptor Transcriptional Activity: A Case of Organotin Endocrine Disruptors. J. Agric. Food Chem. 63, doi: /acs.jafc.5b01519 Novotná, A., Pavek, P., Dvořák, Z., Novel stably transfected gene reporter human hepatoma cell line for assessment of aryl hydrocarbon receptor transcriptional activity: Construction and characterization. Environ. Sci. Technol. 45, doi: /es Oh, S.M., Kim, H.R., Park, Y.J., Lee, S.Y., Chung, K.H., Organic extracts of urban air pollution particulate matter (PM2.5)-induced genotoxicity and oxidative stress in human lung bronchial epithelial cells (BEAS-2B cells). Mutat. Res. - Genet. Toxicol. Environ. Mutagen. 723, doi: /j.mrgentox Ono, A., Stably Transfected Estrogen Receptor Alpha Transactivation Assay Using HeLa9903 Cell Line as In Vitro Method to Screen the Endocrine Disruption Potentials of Chemicals. Vitr. Cell. Dev. Biol. - Anim. 48, 13. doi: /s Pavlíková, N., Bláhová, L., Klán, P., Bathula, S.R., Sklenář, V., Giesy, J.P., Bláha, L., Enantioselective effects of alpha-hexachlorocyclohexane (HCH) isomers on androgen receptor activity in vitro. Chemosphere 86, doi: /j.chemosphere Šrám, R.J., Dostál, M., Líbalová, H., Rössner, P., Rössnerová, A., Švecová, V., Topinka, J., Bartoňová, A., The European Hot Spot of B[a]P and PM 2.5 Exposure The Ostrava Region, Czech Republic: Health Research Results. ISRN Public Health 2013, doi: /2013/

166 WHO, Ambient (outdoor) air quality and health. [online] [cit ]. Dostupné z: Wilson, V.S., Bobseine, K., Lambright, C.R., Gray, L.E., A novel cell line, MDAkb2, that stably expresses an androgen- and glucocorticoid-responsive reporter for the detection of hormone receptor agonists and antagonists. Toxicol. Sci. 66, doi: /toxsci/

167 VÝVOJ METODY PRO STANOVENÍ TĚKAVÝCH LÁTEK POMOCÍ TERMÁLNÍ DESORPCE Marek Papež ALS Czech Republic, s.r.o., Na Harfě 336/9, Praha 9, Úvod Tento příspěvek popisuje optimalizaci metody pro stanovení těkavých látek ve vzorcích vzduchu pomocí adsorpce na pevný sorbent, následné termální desorpce (TD) a analýzy na plynovém chromatografu s hmotnostním detektorem (GC-MS). Stanovení vychází z metody US EPA TO-17 1 a normy ČSN ISO EN TD lze využít v široké škále aplikací jako je monitoring venkovního a pracovního prostředí, půdního vzduchu, sledování zbytkových těkavých látek vylučovaných z produktů a materiálů, tvorba aroma profilů jídel a nápojů či analýza dechu pro diagnostiku onemocnění. Vzorky pro TD lze vzorkovat jak pasivně, tak aktivně (prosávání vzduchu skrz sorbent pomocí pumpy). Vyvíjená metoda se týká aktivního vzorkování. Pro vzorkování nejtěkavějších analytů je vhodné vzorkovat maximálně 0.5 L vzduchu za průtoku 100 ml/min. U méně těkavých látek lze vzorkovat výrazně vyšší objemy, až do 100 L. Doporučený postup vzorkování je vzorkovat v duplikátu a zároveň zajišťovat blank ze vzorkované lokality. TD je vhodnou alternativou metody využívající pro stanovení těkavých látek jejich sorpci na sorbent s následným uvolněním sirouhlíkem (CS 2 extrakce) a analýzu sirouhlíkového extraktu GC-MS. Oproti CS 2 extrakci má TD zásadní výhodu v citlivosti, poskytuje až tisíckrát nižší limity kvantifikace (řádově jednotky ng/trubička). Sorbenty pro TD jsou většinou hydrofobní, zatímco aktivní uhlí pro CS 2 extrakci je hydrofilní přítomnost vody redukuje výtěžnost CS 2 extrakce např. až na 20% - 30%, zvláště pro polární látky. Výhodou je i vyšší účinnost extrakce a lepší reprodukovatelnost. Přínosem je rovněž omezení používání sirouhlíku, protože se jedná o toxickou, hořlavou, silně zapáchající látku. Provedené experimenty a dosažené výsledky Klíčovým krokem vývoje metody byla volba správného sorbentu pro vzorkování. Metoda obsahuje celkem 55 analytů o velmi rozdílné těkavosti (od Chlormetanu - bod varu C až po Trichlorbenzen bod varu 218 C). Proto bylo nezbytné zvolit trubičku s multisorbentem, skládající se z více typů sorbentů, což zvyšuje sílu sorbentu a umožňuje kvantitativně zadržet a desorbovat těkavé látky v širokém rozmezí těkavosti. Multisorbent (SS TD tubes dodavatel Markes, produktové číslo C3-AXXX-5266) použitý pro validaci metody se skládal ze sorbentu TENAX TA (vhodný pro středně a méně těkavé látky, tj. C 7 -C 30 ), Carbograph1TD (vhodný pro středně těkavé látky, tj. C5/6-C14) a z molekulového síta Carboxen 1003 (vhodné pouze pro nejtěkavější látky, tj. C2-C5). Látky s vyšší molekulovou hmotností jsou zadržovány na začátku trubičky na sorbentu se slabší zádrží, těkavější látky pronikají hlouběji do trubičky na silnější sorbent. S ohledem na vysoké riziko křížové kontaminace byla dalším důležitým bodem vývoje metody optimalizace podmínek kondicionace, skladování a transportu trubiček. Bylo ověřeno, 167

168 že při dodržení kondicionačního programu doporučeného výrobcem jsou trubičky prosty těkavých látek a jejich stabilita je 40 dní. Trubičky byly desorbovány na instrumentu Markes TD-100 v kombinaci s GC Agilent 7890A a MSD 5975C. Výsledné nastavení metody viz Tabulka 1 a 2. Tabulka 1 Nastavení metody na Markes TD-100 Dry purge Time (min) Flow (ml/min) Time (min) 1 Inject standard Flow (ml/min) 100 Pre-desorpce Loop fill time (min) 1 Pre purge Time (min) 0.1 Trap In Line tick/empty Split On tick/empty Split Flow (min) 20 Desorpce trubičky Nastavení trapu Obecné Time (min) 10 Temp ( C) 275 Trap in line tick/empty Trap flow (ml/min) 10 Split On tick/empty Split flow (ml/min) 100 Pre Trap Fire Purge Time (min) 2 Trap Flow (ml/min) 20 Trap Low ( C) 10 Heating rate ( C/min) MAX Trap High ( C) 300 Trap Hold (min) 3 Split On tick/empty Flow (ml/min) 10 Split flow (ml/min) 10 Stand by Split On tick/empty Stand by Flow (ml/min) 10 Flow path temp ( C) 150 Minimum carrier gas pressure (PSI) 5 GC cycle Time (min) 22 Split tube Charcoal ( C ) or Empty ( E ) E Tube load/unload temperature ( C)

169 Tabulka 2 Nastavení metody na GC Agilent 7890A Nástřik Kolona Pec SSL-Back Restek Rxi-624SIL MS, 30,0 m x 250 µm x 1,4 µm Rate Temp Hold Time Heater off Control Mode On Initial 35 4 Pressure Auto Flow 2ml/min Ramp Pressure Auto Ramp Sept purge flow 3 Ave Vel Auto Oven temp on Mode Purge flow to split vent ml/min Splitles s 1 9min Holdup Time Auto Constant Flow Post run 0.5 ml/min Equil Time Max ovent Temp 0.25 min 320 Dalším krokem vývoje metody byla optimalizace nanášení standardu na trubičku se sorbentem. Při optimalizaci externí kalibrace byly zvažovány dva typy kalibračních směsí plynné skupenství v tlakové lahvi a směsný roztok v metanolu. Vzhledem k obtížné komerční dostupnosti a ceně plynných standardů byl zvolen směsný kalibrační roztok v metanolu. Optimalizovaný nanášený objem je 200 nl, nanáší se 2 min za průtoku 200 ml/min. Kalibrační hladiny a výslednou koncentraci na trubičku uvádí Tabulka 3. Na základě výsledků byla zvolena kvadratická kalibrační závislost. Během optimalizace se vyskytly menší problémy s linearitou kalibrační křivky u alkylsubstituovaných benzenů, a to při koncentracích nad ng/trubička. Řešením byla výměna vlákna iontového zdroje MS. Ověřený kalibrační rozsah je ng/trubička pro každý analyt s výjimkou Chlormetanu, Brommetanu a 1.2-Dichlor tetrafluoretanu, u nichž je kalibrační rozsah omezen do 100 ng/trubička. Příklad kalibrační přímky viz Obrázek 1. Tabulka 3 Kalibrační hladiny a výsledná koncentrace na trubičku Koncentrace Nanášené množství Koncentrační roztoku na sorpční trubičku hladina standardu (nl) (µg/ml) Výsledná koncentrace standardu na sorpční trubičku (ng/trubička)

170 Obrázek 1 Příklad kalibrační přímky Benzenu Následně byly změřeny validační charakteristiky (LOD, LOQ, RSD bias), které byly stanoveny pomocí trubiček s přídavkem standardu na hladině 2 ng/trubička a 100 ng/trubička (vždy 10 opakování). Výsledky viz Tabulka 4. Z validačních charakteristik vyplývá, že RSD metody se pohybuje od 1.6 % do 9 %. Mez stanovitelnosti (LOQ) pak od 0.6 do 13.5 ng/trubička. Pro porovnání limity u metody CS 2 extrakce jsou µg/vzorek. Tabulka 4 Hodnoty meze stanovitelnosti (LOQ) stanovené na hladině 2 ng/trubička a hodnoty opakovatelnosti (RSD%) a správnost (bias %) na hladině 100 ng/trubička Analyt LOQ (ng/trubička) RSD (%) BIAS (%) Analyt LOQ (ng/trubička) RSD (%) BIAS (%) 1.2-Dichlor % 4.30% Trichloreten % 7.20% tetrafluoretan Chlormetan % 14.70% Metylcyklohexan % 3.40% Vinyl chlorid % 11.90% 1.2-Dichlorpropan % 0.70% 1.3-Butadien % 5.80% 1.4-Dioxan % 6.40% Brommetan % 1.20% Metyl iso-butyl Keton % 3.20% 170

171 Analyt LOQ (ng/trubička) RSD (%) BIAS (%) Analyt LOQ (ng/trubička) RSD (%) BIAS (%) Chloretan % 8.20% Toluen % 9.90% Trichlorfluormetan % 7.50% Trichloretan % 5.00% Etanol % 4.10% Tetrachloreten % 8.50% 1.1-Dichloreten % 6.80% 2-Hexanon % 10.10% Trichlor trifluoretan % 1.90% Chlorbenzen % 7.10% Aceton % 11.00% Etylbenzen % 5.00% Carbon disulfid % 7.30% meta-xylen a para- Xylen % 3.80% 2-Propanol % 6.10% o-xylen % 6.60% Dichlormetan % 0.40% Styren % 9.30% trans-1,2- Dichloreten % 2.30% Isopropylbenzen % 7.80% n-hexan % 5.70% Tetrachloretan % 5.20% 1.1-Dichloretan % 1.10% n-propylbenzen % 6.40% 2-Butanon % 6.90% 4-Etyltoluen % 10.20% cis-1,2- Dichloreten % 3.80% Trimetylbenzen % 9.80% Tetrahydrofuran % 4.90% Trimetylbenzen % 6.90% Chloroform % 1.40% 1.3-Dichlorbenzen % 9.20% Trichloretan % 0.60% 1.4-Dichlorbenzen % 10.60% Cyklohexan % 4.00% 1.2-Dichlorbenzen % 9.00% Tetrachlormetan % 0.20% Trichlorbenzen % 12.20% Benzen % 2.60% Trichlorbenzen % 16.20% 1.2-Dichloretan % 4.00% Hexachlorbutadien % 12.10% Trimetylpentan % 0.30% Trichlorbenzen % 13.20% n-heptan % 4.90% Závěr Byla vyvinuta metoda pro stanovení těkavých látek ve vzorcích vzduchu pomocí adsorpce na pevný sorbent, následné termální desorpce (TD) a analýzy na plynovém chromatografu s hmotnostním detektorem (GC-MS). Jako vhodný sorbent byl zvolen multisorbent skládající se ze sorbentů TENAX TA, Carbograph1TD, Carboxen LOQ metody se pohybuje od 0.6 do 13.5 ng/trubička, RSD od 1.6 % do 9 %. Literatura: 1) US EPA TO-17: Determination of volatile organic compounds in ambient air using active sampling onto sorbent tubes. Center for Environmental Research Information Office of Research and Development U.S. Environmental Protection Agency,

172 2) ČSN EN ISO : Vnitřní, venkovní a pracovní ovzduší - Odběr vzorku těkavých organických sloučenin sorpčními trubicemi, tepelná desorpce a analýza kapilární plynovou chromatografií - Část 1: Odběr vzorku prosáváním sorpční trubicí,

173 JAK NA ZÁPACH V KRUŠNOHOŘÍ Helena Plachá, Miroslav Bitter, Petr Goll, Jan Kufel ČHMÚ, Kočkovská 18, Ústí nad Labem, placha@chmi.cz Program na podporu přeshraniční spolupráce mezi Českou republikou a Svobodným státem Sasko Ahoj sousede je zařazen do Interregu VA. Je řízen Saským státním ministerstvem životního prostředí a zemědělství. V tomto programu byl dne odstartován projekt OdCom - Objektivizace stížností na zápach v Erzgebirgkreis a v Ústeckém kraji příspěvek k analýze příčin a zjišťování zdravotních následků. Délka projektu je 3 roky. Záměrem projektu je podat skutečně objektivní pohled na problematiku stížností německých obyvatel na zápach, prostřednictvím probandů vysledovat potenciální zdroje zápachu a identifikací vlastních zápachových látek pak na základě informací o toxicitě těchto látek podat ucelený obraz o možnosti/nemožnosti dopadu přítomnosti těchto látek ve venkovním ovzduší na zdraví obyvatelstva v příhraničních oblastech Krušných hor. Důležitou aktivitou projektu je osvěta obyvatelstva tak, aby byl snížen konfliktní potenciál a došlo k patřičné informovanosti cílových skupin. Hlavním partnerem projektu je Technická univerzita Drážďany, dalšími partnery pak Saská státní agentura pro životní prostředí, zemědělství a geologii v Drážďanech, TROPOS Lipsko, Saské státní ministerstvo sociálních věcí a ochrany spotřebitele, Český hydrometeorologický ústav, Ústecký kraj a Zdravotní ústav se sídlem v Ústí nad Labem. Veškerá činnost probíhá na dvou stanicích v ČR (Ústí nad Labem a Lom) a dvou stanicích v SRN (Annaberg-Buchholz a Deutschneudorf). Hlavním úkolem ČHMÚ je zjištění počtu ultrajemných částic v sedmi velikostních třídách ve venkovním ovzduší (UJČ) na obou českých stanicích analyzátorem SPMS vybaveném termodenuderem. SPMS pracuje ve střídavém režimu, je prováděno 5 minutové měření s termodenuderem a bez něj. Tímto způsobem zjistíme podíl těkavých látek ve vzorku prašného aerosolu. Tyto těkavé látky jsou potenciálním zdrojem zápachu, který je detekován v příhraniční oblasti. Měření je doplněno i analyzátorem MAAP pro zjištění koncentrace sazí (PM 1 ). Kvalita měření je zajištěna techniky ČHMÚ a TROPOS včetně metrologické návaznosti na kalibrační laboratoř TROPOS. Zjištěné počty UJČ a koncentrace PM 1 ze všech stanic projektu jsou předávány do ISKO a ACTRIS. Spolu s UJČ a PM 1 zde budou zajištěna měření dalších polutantů ve venkovním ovzduší (SO 2, NO-NO 2 -NO X, PM 10, PM 2,5, CO, O 3, meteorologické prvky) a budou prováděny i odběry pro identifikaci zápachových látek a vyhledávání zdrojů zápachu. Vlastní identifikace zápachových látek je úkolem Zdravotního ústavu se sídlem v Ústí nad Labem. ČHMÚ bude spolupracovat se všemi partnery projektu, na stanici Lom poskytne součinnost při odběrech, které budou v průběhu projektu probíhat. Literatura: Zscheppang, A., Degen, M., Schladitz, A., Merkel, M., Plachá, H., Bitter, M., Rychlíková, E., Beneš, I., Skorkovský, J., Leníček, J.: Vědecká závěrečná zpráva o účincích ultrajemných částic na zdraví v zemském okrese Erzgebirgskreis a v Ústeckém kraji (2012). 173

174 Schladitz A., Leníček J., Beneš I., Kováč M., Skorkovský J., Soukup A., Jandlová J., Poulain L., Plachá H., Löschau G., and Wiedensohler A.: Air quality in the German-Czech border region: A focus on harmful fractions of PM and ultrafine particles, Atmospheric Enviroment, 122, (2015). Wang, Z., Birmili, W., Hamed, A., Wehner, B., Spindler, G., Pei, X., Wu, Z., Cheng, Y., Su, H., Wiedensohler, A.: Contributions of volatile and nonvolatile compounds (at 300 C) to condensational growth of atmospheric nanoparticles: An assessment based 8,5 years of observations at the Central Europe beground site Melpitz, JRG: Atmospheres, (2016). 174

175 ROZŠÍŘENÁ ANALÝZA PERZISTENTNÍCH ORGANICKÝCH UHLOVODÍKŮ, PERFLUOROVANÝCH LÁTEK A POLÁRNÍCH PESTICIDŮ V PASIVNÍ MONITOROVACÍ SÍTI OVZDUŠÍ NA ÚZEMÍ ČESKÉ REPUBLIKY Petra Přibylová, Anton Kočan, Ondřej Audy, Petr Kukučka, Jiří Kohoutek jr., Pavlína Karásková, Roman Prokeš, Jiří Kohoutek sr., Jana Borůvková, Zdenka Bednářová, Jana Klánová, Ivan Holoubek Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí (RECETOX), Přírodovědecká fakulta, Masarykova univerzita, Kamenice 753/5, Brno; pribylova@recetox.muni.cz Monitorovací síť MONET provozovaná od roku 2004 Centrem pro výzkum toxických látek v prostředí Masarykovy univerzity v Brně je integrovaným programem sledování kvality volného ovzduší pomocí pasivního vzorkování. Pozornost Centra, které techniky vzorkování vnějšího i vnitřního ovzduší a následné analýzy vzorků na obsah perzistentních organických polutantů (POPs) rozvíjí již od roku 1988, se na pasivní techniky začala zaměřovat od roku 2003, kdy zde byl ve spolupráci s Universitou v Lancasteru poprvé testován vzorkovač na bázi polyuretanové pěny. Projekt MONET byl v první fázi (2004) iniciován jako česká národní síť (MONET_CZ) mapující kvalitu ovzduší v blízkosti různých zdrojů POPs (průmysl, doprava, zemědělství) i (ve spolupráci s Českým hydrometeorologickým ústavem) na pozaďových lokalitách. Ve druhé fázi ( ) se pasivní vzorkování ovzduší rozšířilo do všech zemí regionu střední a východní Evropy (MONET_CEE) a některých států Asie. Později byla síť rozšířena i o státy západní Evropy (MONET_EU). Od roku 2008 byla zahájena měření atmosférických POPs i na africkém kontinentě (MONET_AFRICA). V roce 2012 došlo k optimalizaci všech tří monitorovacích sítí (MONET_CZ, MONET_EU, MONET_AFRICA). Monitorovací síť známá pod názvem MONET_CZ v současnosti pokrývá pasivním vzorkováním venkovního ovzduší 30 pozaďových lokalit v České republice, kde jsou analyzovány polycyklické aromatické uhlovodíky (PAHs), indikátorové polychlorované bifenyly (PCBs) a organochlorové pesticidy (OCPs). Na 4 stanicích ČHMÚ (Košetice, Praha- Libuš, Churáňov, Svratouch) probíhá rozšířené, tříměsíční vzorkování a analyzovány jsou zde i polychlorované dibenzo-(p)-dioxiny a furany (PCDDs/Fs), dioxinům podobné polychlorované bifenyly (dl-pcbs), polybromované difenylétery (PBDEs), izomery hexabromocyklododekanu (HBCDDs), cyklodienové pesticidy včetně endosulfanu. Do seznamu analyzovaných látek byly přidány i polární analyty jako např. polárních pesticidy (CUPs) a perfluorované látky (PFCs). Ze stanovovaných nových typů sloučenin byly detekovány polychlorované dibenzo-(p)- dioxiny a furany (PCDDs/Fs). Hodnoty TEQ PCDDs/Fs LB WHO 2005 byly v jednotkách pg/vzorek. U dioxinům podobných polychlorovaných bifenylů (dl-pcbs) byl stanoven toxický ekvivalent o řád nižší než u PCDDs/Fs. Koncentrace sum PBDEs se pohybovaly v rozmezí jednotek až stovek pg/vzorek. Z polárních sloučenin byla detekována kyselina perfluoroktanová (PFOA) i perfluorooktansulfonát (PFOS). Zvláštní skupinu detekovaných sloučenin představují polární pesticidy, které se vyskytovaly až v koncentracích stovek ng/vzorek v případě pendimethalinu a desítek ng/vzorek např. u chlorpyrifosu, matolachloru, terbutylazinu aj. 175

176 Poděkování: Práce byla podpořena projekty Ministerstva školství, mládeže a tělovýchovy České republiky (LO1214, LM , LM , LM ). Literatura: [1] KLÁNOVÁ, J., HARNER, T. (2013): World-wide air sampling: the challenge of producing reliable results under highly variable conditions. Trends in Analytical Chemistry. [2] PŘIBYLOVÁ, P., KAREŠ, R., BORŮVKOVÁ, J., ČUPR, P., PROKEŠ, R., KOHOUTEK, J., HOLOUBEK, I., KLÁNOVÁ, J. (2012): Levels of persistent organic pollutants and polycyclic aromatic hydrocarbons in ambient air of Central and Eastern Europe. Atmospheric Pollution Research, 3,

177 SEKVENČNÍ VZORKOVAČ A PAH Zdeňka Rohanová, Helena Plachá ČHMÚ, Kočkovská 18, Ústí nad Labem, zdenka.rohanova@chmi.cz Polycyklické aromatické uhlovodíky (PAH) jsou měřeny v SSIM ČHMÚ od roku K odběru se běžně používají vzorkovače LVS3/MVS6. Použití těchto vzorkovačů je však v některých lokalitách problematické, protože vyžaduje prakticky denní přítomnost technika odběru. Ten zajišťuje nejen vlastní odběr, ale i způsob uložení materiálu a vzorků. U odběrů PAH zachycených v prašném aerosolu na quartzovém filtru jsme proto i díky vývoji chlazených sekvenčních vzorkovačů (např. Leckel SEQ47/50-CD ) mohli přejít na tento způsob odběru. Exponované filtry jsou v sekvenčním vzorkovači uchovávány v chlazeném zásobníku pomocí peltierového článku při teplotě T 23 C, v souladu s normou ČSN EN 12341, a jsou chráněny proti vnějším vlivům. Veškerá data o podmínkách expozice jsou ukládána na USB flash disk, paměťovou kartu, či se dají přímo stáhnout do notebooku. Před nasazením SEQ vzorkovačů do měřicí sítě bylo potřeba porovnat výsledky měření při odběru oběma typy vzorkovačů. Vzorky byly odebírány na stanici Ústí nad Labem-Kočkov na quartzové filtry, kde dochází k záchytu frakce PM 10 obsahující střední a vyšší polyaromatické uhlovodíky. Měření bylo rozděleno do třech etap tak, aby byl pokryt teplotní i koncentrační rozsah celého roku. První etapa probíhala v zimním období ve dnech , druhá v období Třetí etapa byla uskutečněna v letním období ve dnech V odebraných vzorcích bylo analyzováno 10 polycyklických uhlovodíků s použitím plynového chromatografu s hmotnostní detekcí ( Agilent 7890B GC s MS 5977A). V rámci tohoto projektu bylo prověřováno několik parametrů: opakovatelnost měření, srovnání dvou metod, směrodatnou odchylku, relativní směrodatnou odchylku, poměr koncentrace získané ze sekvenčního vzorkovače ke koncentraci získáné z manuálního vzorkovače, průměrnou, minimální a maximální koncentraci PAH. Při testech jsme zároveň sledovali schopnost udržení teploty zásobníku použitých filtrů u sekvenčního vzorkovače při různých klimatických podmínkách. K výpočtu byl použit program EffiValidation 4 a Microsoft Excel. Ověření shodnosti vzorkovače SEQ47/50 CD a LVS3/MVS6 byla potvrzena. Literatura: ČSN EN Kvalita ovzduší Referenční gravimetrická metoda stanovení hmotnostní koncentrace frakcí aerosolových částic PM 10 a PM 2,5. ČSN EN Kvalita ovzduší Normovaná metoda stanovení benzo[a]pyrenu ve venkovním ovzduší. KVALIMETRIE IX Vhodnost analytických metod pro daný účel, Eurachem ČR (1999). 177

178 MONITORING TOXICKÝCH LÁTEK V OVZDUŠÍ V OKOLÍ SKLÁDEK NEBEZPEČNÝCH ODPADŮ V ČESKÉ REPUBLICE A NA SLOVENSKU Petra Růžičková 1, Jitka Tobišková 1, Jiří Kalina 1, Petr Špičák 2 1 Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí (RECETOX), Přírodovědecká fakulta, Masarykova univerzita, Kamenice 753/5, Brno; ruzickova@recetox.muni.cz 2 SUEZ Využití zdrojů a.s., Španělská 1073/10, Praha 2 Cílem projektu realizovaného od listopadu 2014 do září 2015 bylo stanovit obsah perzistentních organických polutantů (polycyklických aromatických uhlovodíků PAHs, polychlorovaných bifenylů PCBs, organochlorovaných pesticidů OCPs, polychlorovaných dibenzo-p-dioxinů a dibenzofuranů PCDDs/Fs, perfluorovaných uhlovodíků (PFCs), a látek ze skupiny zpomalovačů hoření FRs) v ovzduší v okolí vybraných skládek nebezpečných odpadů v České a Slovenské republice. Projekt svou myšlenkou navazuje na obdobný projekt Centra RECETOX realizovaný v Srbsku v letech Informace o kontaminaci skládek organickými polutanty jsou nedostačující a monitoring co do výše uvedeného rozsahu analýz i matric je velice nákladný, nicméně nezbytný. Získaná data představují jedinečné informace, které mohou být dále využity nejen v otázkách typu "Jsou skládky zdrojem znečištění životního prostředí?" Vzorkování vzduchu bylo provedeno pomocí pasivních vzorkovačů dle standardních operačních postupů centra RECETOX. Jako sorpční médium byly použity disky z polyuretanové pěny a XAD pryskyřice zavěšené ve vzorkovačích na určených místech ve výšce 1 m až 2,5 m nad zemí. Vzorkování proběhlo po dobu 28 dní pro disky používané pro analýzu PCBs, OCPs, PAHs a 84 dní pro disky používané pro analýzu PCDDs/Fs, dl_pcbs a PBDEs. Jako sorpční médium pro následnou analýzu PFCs byla použita XAD pryskyřice ve vzorkovačích zavěšených ve stejných zónách. Vzorkovalo se po dobu 84 dní. Vzorkovače ovzduší byly umístěny tak, aby bylo monitorováno ovzduší blízko bodových zdrojů znečištění skládek, po směru proudění větru od skládky. Vzorkování ovzduší potvrdilo známé trendy ve výskytu POPs vzhledem k teplotním rozdílům v zimě a v létě. Koncentrace 16 PAHs na českých skládkách se pohybovaly v řádech jednotek µg/ vzorkovač v letním období a v zimě se zvýšily v průměru více jak 4 krát. Detekované hladiny 16 PAHs v ovzduší českých skládek byly o 2 koncentrační řády nižší než koncentrace ve vzorcích srbského ovzduší. Stejně tak jsou 10 krát nižší maximální naměřené hodnoty 7 PCBs a HCH na českých lokalitách. Hodnoty koncentrací DDX v okolí českých skládek jsou podobné jako nižší koncentrace naměřené na skládkách v Srbsku. Koncentrace naměřených zpomalovačů hoření byly velmi nízké - desetiny ng/ vzorkovač. Hodnoty ze srbských skládek byly výrazně vyšší v řádech jednotek µg/ vzorkovač. 178

179 Ve srovnání s obdobným projektem v Srbsku lze říci, že v blízkosti srbských skládek jsou vyšší hodnoty téměř všech sledovaných látek měřených v ovzduší. Tento jev je způsoben velkým množství požárů na skládkách odpadu a nekontrolovaným složením odpadu. Monitorované skládky v ČR a SR nejsou významnějším zdrojem znečištění ovzduší a můžeme potvrdit, že jsou provozovány ve správném režimu. Legislativní opatření a snižování množství toxických látek ve výrobcích - které jsou buď znovu využitelné, nebo končí svůj životní cyklus na skládkách odpadů a mohou tak být opětovným zdrojem těchto kontaminantů v prostředí a správná praxe skládkování, je účinná cesta k ochraně životního prostředí. Poděkování: Práce byla podpořena projekty Ministerstva školství, mládeže a tělovýchovy České republiky (LO1214, LM , LM ). 179

180 ANALÝZA ZDROJŮ ZNEČIŠTĚNÍ V KOŠETICÍCH V ROCE 2014 Štěpán Rychlík, Eliška Žabková Český hydrometeorologický ústav, Úsek ochrany čistoty ovzduší, Centrální laboratoř imisí Na Šabatce 2050/17, Praha 4-Komořany, rychliks@chmi.cz Sledování kvality ovzduší je povinností každého členského státu Evropské unie, stejně jako zasílání dat o měření do databází EU. V České republice je správou této agendy jakožto národní referenční laboratoř pověřen Český hydrometeorologický ústav. Ten provozuje Státní síť imisního monitoringu (IM) a shromažďuje výsledky měření své i dalších organizací dodavatelů dat (Zdravotní ústavy, Česká geologická služba ). Ovzduší je sledováno v lokalitách lišících se od sebe různými parametry (např. nadmořská výška, blízkost továren a dalších zdrojů znečišťujících látek, hustota obyvatel, biotop, orografie ). Lokality jsou vybírány podle konkrétního účelu sledování ovzduší a v registru stanic v centrální databázi Informačního systému kvality ovzduší jsou charakterizovány podle mezinárodní domluvy EoI (Exchange of information). Lokalita Košetice je podle EoI charakterizovaná jako B/R/AN-REG, což znamená: typ stanice pozaďová; typ zón y venkovská; charakteristika zóny zemědělská, přírodní; podkategorie zóny regionální. V rámci odhadu podílů zdrojů byly analyzovány vzorky z roku Použita byla frakce aerosolových částic PM 2,5. Vzorky byly podrobeny analýzám metodami gravimetrie (ČHMÚ), iontové chromatografie (ALS), termálně-optické metodě (ČHMÚ) a hmotnostní spektrometrie s iontově indukovanou plazmou (ČHMÚ). Shromážděné výsledky byly zpracovány statistickou metodou faktorové analýzy (PMF, Positive Matrix Factorization, U.S. EPA, ver ). Tato metoda se používá k hledání faktorů (zdrojů) znečištění ovzduší a určení velikosti příspěvků těchto faktorů ke znečištění. Použito bylo 53 vzorkovacích dní, celkem bylo uskutečněno 159 odběrů a statisticky vyhodnoceno 62 veličin. Za celé období bylo identifikováno 92,1 % hmoty frakce PM 2,5. Největší hmotnostní podíl zaujímají amonné ionty (28,0 %), dále suma dusičnanových iontů (24,1 %), organický uhlík (21,5 %), sírany (11,5 %) a elementární uhlík (3,3 %). Zbývající analyty zaujímají 3,7 hm. % a neidentifikováno zbylo 7,9 hm. %. Jako nejpravděpodobnější řešení z PMF modelu vyplynulo, že se na znečištění nejvíce podílí 5 faktorů, které jsme podle svých složení a časových průběhů v roce nazvali Lokální vytápění (LV), Sekundární částice (SC), Hnojení (H), Zemědělská činnost (ZC) a Mořský aerosol (MA). Jejich příspěvky k hmotě PM 2,5 byly 38,0 % (LV), 23,4 % (SC), 18,8 % (H), 12,4 % (ZC) a 7,4 % (MA). Literatura: Norris, G., Duvall, R.: EPA Positive Matrix Factorization (PMF) 5.0, Fundamentals and User Guide. U.S. Environmental Protection Agency, EPA/600/R-14/108, (April 2014). Data o znečištění ovzduší v ISKO a Tabelární ročenky Českého hydrometeorologického ústavu, 180

181 SROVNÁVACÍ VÁŽENÍ NA MANUÁLNÍCH MIKROVAHÁCH A AUTOMATICKÉM VÁŽICÍM SYSTÉMU Lucie Sedláková Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha 4, lucie.sedlakova@chmi.cz Imisní monitoring (IM) je složkou Úseku ochrany čistoty ovzduší, jejímž úkolem je monitorování kvality ovzduší na území České republiky. Měřicí síť splňuje od roku 2005 jakostní požadavky českého institutu pro akreditaci (ČIA), pracuje podle normy ČSN EN ISO/IEC 17025:2005. Do pobočkových váhoven Českého hydrometeorologického ústavu (ČHMÚ) v Ústí nad Labem a Brně a v Centrální laboratoři imisí (CLI) v Praze na Libuši byly v roce 2015 nainstalovány automatické vážicí stoly AWS-1, jejichž vnitřní prostředí splňuje podmínky normy ČSN EN Vzhledem k zavedení nové přístrojové techniky bylo potřeba provést srovnávací vážení filtrů na dosud používaných vahách Mettler Toledo MX5/A (respektive MT5/A) a na automatickém vážicím systému AWS-1. V pobočkových váhovnách jsou zpracovávány sklovláknové filtry (GF). V CLI jsou používány filtry z derivátů celulozy (včetně nitrocelulozy) (NC), z kterých se následně stanovuje obsah těžkých kovů v aerosolových částicích. 6,000 m (aerosolové částice) / mg 5,000 4,000 3,000 2,000 MX5/A AWS-1 1,000 0,000 Obr. 1: Porovnání navážek aerosolových částic na GF filtrech na mikrováhách MX5/A a na systému AWS-1 181

182 m (aerosolové částice) na AWS / mg 7,000 6,000 5,000 y = 1,02x - 0,0289 R 2 = 0,9999 4,000 3,000 2,000 1,000 0,000 0,000 1,000 2,000 3,000 4,000 5,000 6,000 7,000 m (aerosolové částice) na MT / mg Obr. 2: Korelace navážky aerosolových částic na systému AWS-1 na navážce aerosolových částic na mikrováhách MX5/A 4,000 3,500 m (aerosolové částice) / mg 3,000 2,500 2,000 1,500 1,000 MX5/A AWS-1 0,500 0,000 Obr. 3: Porovnání navážek aerosolových částic na NC filtrech na mikrováhách MX5/A a na systému AWS-1 182

183 m (aerosolové částice) na AWS / mg 4,000 3,500 3,000 2,500 2,000 1,500 1,000 0,500 y = 1,0039x + 0,0157 R 2 = 0,9986 0,000 0,000 0,500 1,000 1,500 2,000 2,500 3,000 3,500 4,000 m (aerosolové částice) na MT / mg Obr. 4: Korelace navážky aerosolových částic na NC filtrech na systému AWS-1 na navážce aerosolových částic na mikrovahách MX5/A Pro srovnávací vážení GF filtrů byly v CLI použity filtry exponované a zvážené před 5 měsíci. Filtry byly skladovány v uzavřené skříni při teplotě (20-25) C. rozdíl hmotností aerosolových částic po 5 měsících / µg PM10 PM2, koncentrace (aerosolové částice) / µm/m 3 Obr. 5: Korelace rozdílu hmotnosti aerosolových částic zjištěných po 5 měsících na původně zjištěné koncentraci 183

184 Závěry: Výsledky vážení filtrů na manuálních vahách a na automatickém vážicím stole jsou v souladu. Automatický vážicí stůl lze využít i pro zpracování nitrocelulozových filtrů. V tomto případě je nutné použít zařízení na odstranění elektrostatického náboje, které je součástí systému AWS-1. Hmotnosti aerosolových částic na filtrech zjištěné po 5 měsících se od původně zjištěných hmotností lišily. Většina hodnot oproti původně zjištěným poklesla. U velmi nízkých koncentrací aerosolových částic nedošlo k významné změně hmotnosti. Literatura: ČSN EN Kvalita ovzduší Referenční gravimetrická metoda stanovení hmotnostní koncentrace frakcí aerosolových částic PM10 a PM2,5, Automatický vážicí systém AWS-1 Návod k obsluze. Váhy METTLER MT / UMT Návod k obsluze. 184

185 KVALITA OVZDUŠÍ BĚHEM PŘEHLÍDKY OHŇOSTROJŮ IGNIS BRUNENSIS Robert Skeřil, Hana Smékalová, Zuzana Vránová, Šárka Antošová Český hydrometeorologický ústav, pobočka Brno, Kroftova 43, Brno, Abstrakt V Brně probíhá začátkem léta již 20 let soutěžní přehlídka ohňostrojů nazvaná Ignis Brunensis. V roce 2015 a 2016 byla během této přehlídky sledována i kvalita ovzduší přímo v místě konání na Brněnské přehradě. Měření bylo zaměřeno především na suspendované částice a jejich složení. Koncentrace PM 10 byly sledovány kontinuálně pomocí měřicího vozu a dále byly suspendované částice PM 10 odebírány na filtr pro následnou prvkovou analýzu. Ta byla zaměřena především na ty prvky, které barví plamen a používají se v zábavné pyrotechnice. Analýzy ukázaly krátkodobé ovlivnění koncentrací PM 10 během samotných ohňostrojů a nárůst koncentrací prvků barvících plamen. V žádném případě se však nejednalo o koncentrace, které by ohrožovaly lidské zdraví či život. Měřicí kampaně a jejich vyhodnocení bylo realizováno za podpory Magistrátu města Brna. Úvod Ohňostroje a zábavná pyrotechnika jsou nedílnou součástí silvestrovských oslav. Každoročně jsou tak na přelomu roku měřeny vyšší koncentrace některých škodlivin. Mimo silvestrovských oslav je pak z hlediska ohňostrojů významná i jejich každoroční přehlídka a soutěž profesionálních skupin nazvaná Ignis Brunensis. Ta probíhá začátkem června na hradě Špilberku a na brněnské přehradě, kde v posledních dvou letech proběhla kampaňová měření zaměřená právě na kvalitu ovzduší během ohňostrojů. Měření kvality ovzduší bylo zaměřeno na analýzu vybraných prvků a množství suspendovaných částic frakce PM 10. Odběrová lokalita se nacházela v přístavišti brněnské přehrady, kde stála i tribuna s velkým počtem diváků. Lokalita nebyla od odpaliště stíněna zástavbou ani výrazněji ovlivněna dopravou. Z hlediska jednotlivých škodlivin byly sledovány ty, které mají dle platné legislativy [1] imisní limit (PM 10, Pb, As, Ni, Cd), a z hlediska jednotlivých prvků také ty, které jsou pro ohňostroje charakteristické, čili prvky barvící plamen (Na, Mg, K, Ba, Sr, Cu, Ti). Hodinové koncentrace suspendovaných částic frakce PM 10 byly stanovovány radiometrickou metodou, 24 hodinové koncentrace gravimetricky odběrem částic na filtr. Ve vzorku odebraném na filtr pak bylo stanoveno zastoupení jednotlivých prvků pomocí hmotnostní spektrometrie s indukčně vázanou plazmou (ICP-MS). Během kampaní byly rovněž sledovány meteorologické podmínky, zejména pak rychlost a směr větru. V roce 2015 probíhala v rámci akce akce Ignis Brunensis měření během dvou ohňostrojů a v obou případech bylo proudění větru příznivé pro měření kouřová vlečka byla nesena přímo na přístaviště, kde probíhaly odběry. V roce 2016 byly proměřeny 4 ohňostroje, v polovině případů proudil vítr směrem na přístaviště, v jednom případě bylo téměř bezvětří a v jednom případě bylo proudění opačné. Vyhodnocení koncentrací suspendovaných částic frakce PM 10 Naměřené koncentrace suspendovaných částic frakce PM 10 byly srovnány s hodnotami naměřenými na stanicích státní sítě imisního monitoringu v Brně. Výsledky ukázaly, 185

186 že koncentrace v jednotlivých lokalitách měly velmi podobný trend a téměř se nelišily. Ve dnech, kdy probíhaly ohňostroje, byly v lokalitě přístaviště naměřeny jen velmi mírně zvýšené průměrné denní koncentrace oproti ostatním lokalitám. V hodinových koncentracích byly patrné koncentrační píky vždy v době ohňostrojů, když převládalo proudění větru směrem k přístavišti (4. a v 22:00, viz. Obr. 1). Koncentrace přesáhly v hodinové koncentraci 100 µg m 3, avšak tyto vysoké koncentrace byly měřeny pouze v dané hodině, poté došlo k výraznému poklesu. Při ohňostroji byl pík v hodinových koncentracích podstatně menší (maximum dosáhlo 60,7 µg m 3 ), dne již žádný pík nebyl. Tyto nárůsty koncentrací se velmi dobře shodují s nárůstem koncentrací PM 10 během silvestrovských oslav, kdy kolem půlnoci dojde k výraznému nárůstu koncentrací zejména městských stanic vlivem emisí ze zábavní pyrotechniky. Obr. 1 - Průměrné hodinové koncentrace PM 10 v lokalitě Brno Přístaviště Těžké kovy s imisním limitem V platné legislativě mají imisní limit 4 těžké kovy arsen (As), kadmium (Cd), nikl (Ni) a olovo (Pb). Kromě dnů s ohňostroji byly proměřeny i dva dny bez ohňostrojů. Dny s ohňostroji se nijak výrazně nelišily od ostatních dní, přesto je patrný mírný nárůst koncentrací, nejvíce u olova. Avšak oproti imisním limitům se i tak jedná o velmi nízké koncentrace pod dolní mezí pro posuzování. Koncentrace kovů používaných pro zabarvení ohňostrojů Jak již bylo uvedeno v úvodu, pro barvení ohňostrojů se používají především sloučeniny sodíku, draslíku, hořčíku, stroncia, barya, mědi a titanu [2]. Tyto sloučeniny byly důkladněji sledovány i v lokalitě přístaviště. Pro vyhodnocení pak byly vždy zprůměrovány koncentrace dvou dnů mimo konání ohňostrojů, které sloužily jako hodnota běžného pozadí v této lokalitě. S těmito hodnotami pak byly srovnány hodnoty koncentrací naměřených během dnů s konáním ohňostrojů. 186

187 Z výsledků vyplývá, že naprosto nejvyšší nárůst koncentrací zaznamenalo v roce 2015 stroncium (až 31x), v roce 2016 pak draslík (až 80x). V roce 2015 pak významně narostly koncentrace barya (až 10x) a draslíku (až 6x), v roce 2016 pak především hořčíku (až 13x) a sodíku (až 5x). Nárůsty koncentrací naměřené během přehlídky ohňostrojů Ignis Brunensis byly rovněž srovnány s koncentracemi měřenými ve státní síti imisního monitoringu během silvestrovských oslav. Z výsledků vyplývá, že koncentrace zmíněných prvků ve dnech s ohňostroji / oslavami resp. jejich nárůsty jsou během přehlídky Ignis Brunensis srovnatelné s těmi naměřenými ve větších městech kde probíhaly oslavy (např. Plzeň-Slovany, Brno- Líšeň, Ústí n.l. Kočkov či Ostrava Přívoz). V některých případech byly měřeny vyšší koncentrace prvků v lokalitě Ústí n.l. Kočkov zde se zřejmě projevila vyšší nadmořská výška stanice proti centru města, která zachytila kouřovou vlečku silvestrovských oslav nad městem. Je však nutné brát v potaz, že tento nárůst je pouze relativní a např. u stroncia je tak výrazný zejména vzhledem k velmi nízkým koncentracím ve dnech bez ohňostrojů. Koncentračně se jedná v exponovaných dnech pouze o desítky ng v m 3 vzduchu. Naproti tomu v případě draslíku se jednalo o cca 1700 ng, tedy 1,7 µg K (2015) resp. až 3,2 µg K (2016) v m 3 vzduchu. V běžných pozaďových koncentracích jsou však také v jednotlivých letech patrné rozdíly. K těm dochází v důsledku rozdílných meteorologických podmínek (zejména rychlosti a směru větru, ale také přítomnosti srážek) v závislosti na proudění mohlo být vzorkování během dnů bez ohňostrojů ovlivněno různými zdroji. Na základě naměřených koncentrací byla vypočtená přibližná expozice. Výpočet se odvíjel od množství vzduchu, které člověk nadýchal za 1 hodinu (ohňostroje probíhaly cca 30 min a dalších zhruba 30 min ještě trvalo, než lidé odjeli z přístaviště). Dále byla přijata premisa, že ohňostroje jsou odpovědny za celý rozdíl koncentrací mezi dnem konání ohňostroje a průměrnou koncentrací ze dnů bez ohňostroje, a dále pak že veškeré toto množství bylo v ovzduší během již zmiňované hodiny (což potvrzuje průběh hodinových koncentrací). Za těchto předpokladů a měřených koncentrací bylo možné vypočíst množství jednotlivých prvků vdechnutých člověkem během ohňostrojů. V případě sodíku se vdechnuté množství pohybovalo od 0 do necelých 2 µg, což je v řádu 10 4 % doporučené denní dávky. Podobná situace panovala rovněž v případě hořčíku, kde se expozice pohybovala od 0,5 do 4,5 µg, což je v řádu % doporučené denní dávky pro dospělého člověka. V případě expozice draslíkem byla dávka mírně vyšší, zhruba 2 40 µg, avšak ve vztahu k doporučené denní dávce se jednalo o totožné řády jako v případě hořčíku %. V případě mědi byla expozice velmi nízká, zhruba 0 0,7 µg, což je z hlediska doporučené denní dávky mědi zhruba %. V případě stroncia byla expozice nižší, pouze 0,1 1 µg, avšak ve vztahu k průměrné dennímu příjmu bylo dosaženo řádu %. Podobně je tomu rovněž v případě barya, kde se expozice pohybovala od 0,1 1 µg, což je v řádu zhruba % průměrného denního příjmu tohoto prvku. Odhaduje se, že člověk přijme každý den 0,8 mg titanu. Jeho expozice nepřesáhla 0,25 µg, tedy zhruba % denního příjmu [3, 4, 5, 6, 7]. Závěr Ohňostroje a silvestrovské oslavy ovlivňují kvalitu ovzduší v nejbližším okolí. Podílí se zejména na nárůstu koncentrací suspendovaných částic. Ty mohou lokálně vzrůst až na velmi vysoké hodnoty, avšak jedná se pouze o krátkodobé ovlivnění, a poté dochází k rychlému 187

188 poklesu na původní koncentrace. Ovlivnění lze tedy pozorovat v hodinových koncentracích, v průměrných denních koncentracích je již ovlivnění pouze málo zřetelné. Dále dochází k významnému nárůstu koncentrací prvků používaných k barvení plamene ohňostrojů. Jejich koncentrace jsou však velmi nízké, většinou pouze v setinách až tisícinách procent denní dávky pro člověka. Poděkování Studie vznikaly v součinnosti a za podpory Magistrátu města Brna. Literatura [1] Zákon o ochraně ovzduší č. 201/2012 Sb. ve znění pozdějších předpisů [2] Shimizu T.: Fireworks The Art, Science and Technique. Pyrotechnica Publications, Austin, Texas 1981 [3] Tichý M.: Toxikologie pro chemiky. Karolinium, Praha 2004 [4] VELÍŠEK, J. Chemie potravin 2. Tábor: Ossis, s. ISBN [5] RACEK, J. Klinická biochemie. Praha:Galén, s. ISBN [6] ČERMÁK, B. Výživa člověka. České Budějovice: JČU České Budějovice, Zemědělská fakulta, s. ISBN [7] Emsley, John (2001). "Titanium". Nature's Building Blocks: An A-Z Guide to the Elements. Oxford, England, UK: Oxford University Press. ISBN

189 VÝZKUMNÝ PROJEKT ODCOM (OBJEKTIVIZACE STÍŽNOSTÍ NA ZÁPACH V ERZGEBIRGSKREIS A V ÚSTECKÉM KRAJI PŘÍSPĚVEK K ANALÝZE PŘÍČIN A ZJIŠŤOVÁNÍ ZDRAVOTNÍCH NÁSLEDKŮ) PRVOTNÍ SDĚLENÍ O PRŮBĚHU STUDIÍ ZKOUMAJÍCÍCH ZDRAVOTNÍ DOPADY NA OBYVATELSTVO David Šubrt 1, Martina Straková 2, Eva Rychlíková 1, Jana Moravcová 1 1 Zdravotní ústav se sídlem v Ústí nad Labem, Moskevská 15, Ústí nad Labem, david.subrt@zuusti.cz, eva.rychlikova@zuusti.cz, jana.moravcova@zuusti.cz 2 Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie, Pillnitzer Platz 3, Dresden Pillnitz, Martina.Strakova2@smul.sachsen.de Německo-český výzkumný projekt OdCom si klade za cíl z několika pohledů objektivizovat stížnosti na zápach v ovzduší, které přicházejí v posledních letech především od obyvatel v německé pohraniční oblasti Krušných hor. Jsou to takové stížnosti, u nichž se jako původce zápachu předpokládá nějaký zdroj na českém území, a to zejména v oblasti Podkrušnohoří. Při určitém minimálním počtu stěžovatelů během jednoho dne v konkrétní oblasti a zároveň příhodných meteorologických podmínkách pro šíření zápachu z Čech je evidována jedna tzv. zápachová epizoda, která je předána české straně (ČHMÚ, OI ČIŽP), jež následně provede její rozbor a explanaci. V souvislosti se zápachy popisují mnohdy stěžovatelé různé negativní zdravotní příznaky. Do projektu je zapojeno celkem sedm institucí na české a německé straně, vedoucí roli má pak Lékařská fakulta Technické univerzity v Drážďanech. Financování je zabezpečeno z Evropského fondu pro regionální rozvoj. Uvedená problematika je v rámci projektu zkoumána z různých hledisek. Zdravotní ústav se sídlem v Ústí n. L. spolu s dalšími partnery (TU Dresden, Sächsisches LfULG) realizuje několik studií, které mají přispět k zodpovězení otázek, týkajících se především zdravotních dopadů dlouhodobé zátěže zápachy ale i akutní zdravotní odezvy expozici zápachu. Fundamentálním vyústěním bude odhad zdravotního rizika pro chronickou a akutní expozici zapáchajícím chemickým látkám. Jedna z probíhajících studií pracuje se vzorkem populace obyvatel na české i německé straně Krušných hor a Podkrušnohoří. Vzorek tvoří dobrovolníci (probandi), kteří systematicky zaznamenávají zápachy v ovzduší, tzn. datum a časový interval registrace zápachu, jeho charakter a intenzitu a akutní zdravotní příznak během expozice. U těchto probandů byl před zahájením studie proveden olfaktometrický test čichu podle platných norem. Podle výsledků se provedl definitivní výběr osob, kteří se účastní studie. Cílem je získání dostatku podkladů pro odpovědi na otázky jako např. Existuje významný rozdíl ve vnímání zápachu (z pohledu četností, charakteru zápachu a zdravotní odezvy) a v rozložení epizod na časové ose mezi probandy a stěžujícími si lidmi?, Jak souvisí zaznamenaný charakter a zdrav. příznaky s potenciálními zdroji vyplývajícími z okamžitých meteorologických podmínek v době registrace zápachu?, Je možné vyloučit, že konkrétní zdrav. příznaky mohou být vyvolány jistým druhem zápachu? apod. Někteří probandi mají také k dispozici kanystr, do kterého mohou při zápachové epizodě odebrat vzorek vzduchu, jenž je následně analyzován v laboratořích ZÚ se sídlem v Ústí n. L. V plánu je realizovat sledování během tří diskrétních sezón vždy od začátku listopadu do konce března. Začátek první sezóny byl ovšem 1. ledna

190 Paralelně je také realizováno dotazníkové šetření s lidmi z obou zemí při jejich návštěvě praktického lékaře či pediatra. Zde je vhodně volenými dotazy zkoumán vztah jejich zdravotního problému či problémů s případnou dlouhodobou expozicí zápachu a postoji daného člověka k tomuto tématu. V roce 2018 se také počítá s provedením rozsáhlého dotazníkového šetření mezi veřejností, ve kterém bude zjišťováno jak se lidé cítí být zatíženy zápachy, jak ovlivňuje tato případná zátěž kvalitu jejich života, jaké jsou jejich obavy z poškození zdraví z dlouhodobé i okamžité percepce zápachu a mnoho dalších záležitostí spojených s tématem. S kompletními závěry projektu bude veřejnost seznámena během jara roku Obr. 1. Mapa s vyznačením všech míst s evidovanými stížnostmi (velikost podle počtu stížností z konkrétního místa) v letech , bydlišť českých probandů a čtyř potenciálních zdrojů zápachu na české straně. (zdroj dat: ČHMÚ) 190

191 PERSONAL EXPOSURE TO PM 2.5 AND BENZO[a]PYRENE IN OSTRAVA V. Svecova 1, I. Solansky 1, T. Cole-Hunter 2, the CITI-SENSE Consortium 3, R. J. Sram 1, A. Bartonova 4 1 Institute of Experimental Medicine, CAS, Prague, Czech Republic 2 Centre for Research in Environmental Epidemiology (CREAL), Barcelona, Spain NILU Norwegian Institute for Air Research, Oslo, Norway Key words: Air pollution, personal exposure, PM2.5, benzo[a]pyrene, citizen participation Presenting author svecova@biomed.cas.cz Introduction Benzo[a]pyrene (B[a]P) is a proven human carcinogen. In the air, it is associated with particulate matter 2.5 µm (PM 2.5 ). High concentrations of both air pollutants found in the Ostrava region, have led to concern in the local population. To support the local needs for a communication platform, we started a case study of the CITI-SENSE project Citizen Observatories for Quality of Life, with a special study on personal exposure. Methods Twenty non-smoking adult volunteers were recruited in the most polluted part of Ostrava to participate in three biomonitoring campaigns. All participants completed a personal questionnaire and time-location-acitivity diary. High precision personal monitors for PM 2.5 were used next to the new sensor technology for NO x assessment. Outdoor concentrations of PM 2.5 and B[a]P were measured using High Volume Air Sampler. Results The campaigns were held in winter 2013, summer 2015 and winter Average two-day personal exposures to PM 2.5 were 68.8, 45.3 and 33.6 µg/m 3, respectively. Personal exposures to B[a]P were 5.5, 1.3 and 3 ng/m 3, respectively. The outdoor concentrations for 2013 and 2015 were 35.4 and 17.6 µg/m 3 of PM 2.5 and 5.3 and 1.2 ng/m 3 for B[a]P in two weeks period during the campaigns. Correlation between outdoor PM 2.5 and B[a]P in 2013 was significant R=0.8, P< High correlation was found also between personal B[a]P exposure and PM 10 from stationary outdoor monitoring R=0.8, P< Conclusions With use of low-cost sensors, we created a Citizens Observatory to boost the cooperation between scientists, citizens and other stakeholders, to increase opportunities for environmental health governance. To improve relevance to local population, we combined low-cost online measurements, with high precision instumentation, and with measurements and information campaigns in schools, all in cooperation with city authorities. Such activities provide context necessary for communicating the results of the biomonitoring study to citizens as well as authorities. Acknowledgement: This work was supported by the Grant for Research FP7/ENV /CITI-SENSE. 191

192 DOPADY NA MIKROKLIMA, KVALITU OVZDUŠÍ, EKOSYSTÉMY VODY A PŮDY V RÁMCI HYDRICKÉ REKULTIVACE HNĚDOUHELNÝCH LOMŮ Milena Vágnerová Výzkumný ústav pro hnědé uhlí a.s., tř.budovatelů 2830/3, Most, vagnerova@vuhu.cz Souhrn Hydrologická rekultivace představuje významný zásah do krajiny, který se projeví ve změně mikroklimatu, ekosystému a i v kvalitě ovzduší. Komplexní vliv rekultivace původního hnědouhelného lomu na mikroklima, ekosystém a na kvalitu ovzduší dosud v České republice nebyl studován. Plakátové sdělení přináší informace o projektu, který byl realizován v letech v rámci Programu ALFA Technologické agentury České republiky č. TA s názvem Dopady na mikroklima, kvalitu ovzduší, ekosystémy vody a půdy v rámci hydrické rekultivace hnědouhelných lomů. Klíčová slova: hydrologická rekultivace; mikroklima; model COSMO; ovzduší; prašný spad; PM 10 ; pedologické sledování Summary The article provides more detailed information about research and development project No. TA "Impacts on microclimate, air quality, water and soil ecosystems within the frame of the hydrologic reclamation of brown coal open cast mines" that was supported by Technologic Agency of the Czech Republic, and which was being solved together by Brown Coal Research Institute, Inc., University of J. E. Purkyně and by Institute of Atmospheric Physics, Academy of Sciences CR. It presents clearly the goal, methodology, particular areas of solution and outputs of the project. Key words: hydrologic reclamation; microclimate; COSMO model; atmosphere; dust fall; PM 10; pedologic observations; lake Most; flora; fauna; ekosystém 1. Úvod V severočeském regionu (Podkrušnohoří) dochází a bude v budoucnosti docházet k postupnému dotěžování hnědouhelných lomů a k jejich následnému uzavírání. Proto je zde rekultivace krajiny zasažené těžbou aktuálním problémem. Plánovaný a realizovaný postup rekultivace v Podkrušnohoří spočívá ve vytváření umělých jezer určených převážně k rekreačnímu využití. Zároveň dochází k zalesnění ploch a plánuje se výstavba rodinných domů. Hydrická rekultivace představuje významný zásah do krajiny, který se projeví ve změně mikroklimatu, ekosystému a i v kvalitě ovzduší. Komplexní vliv rekultivace původního hnědouhelného lomu na mikroklima, ekosystém a na kvalitu ovzduší dosud v České republice nebyl studován. Z tohoto důvodu byl realizován v letech 2011 až V rámci Programu ALFA Technologické agentury České republiky čtyřletý projekt č. TA s názvem Dopady na mikroklima, kvalitu ovzduší, ekosystémy vody a půdy v rámci hydrické rekultivace hnědouhelných lomů, který byl zaměřen na komplexní vyhodnocení vlivu hydrické rekultivace na mikroklima, ekosystémy vody a půdy a na kvalitu ovzduší. 192

193 Řešiteli projektu byli odborníci z oblasti kvality ovzduší, mikroklimatu a ekologie z institucí Výzkumný ústav pro hnědé uhlí a.s. (VÚHU), Ústav fyziky atmosféry AV ČR, v.v.i. (ÚFA) a Univerzita J. E. Purkyně v Ústí nad Labem, Fakulta životního prostředí (UJEP). Pro realizaci projektu byla zvolena lokalita Jezera Most. Důvodem byla velká rozloha hladiny jezera i blízkost stálé meteorologické stanice Kopisty, kde jsou klimatická měření prováděna od r v širokém spektru veličin. Lokalita je položena v centrální části severočeské hnědouhelné pánve. Výsledky řešení budou využity jak organizacemi provádějícími rekultivaci lokalit vytěžených povrchových dolů, tak při konkrétním plánování využití Jezera Most a jeho okolí. 193

194 VYUŽITÍ ODBĚROVÝCH FILTRŮ Z ATMOSFÉRICKÉ STANICE KŘEŠÍN PRO DALŠÍ ANALÝZU Gabriela Vítková 1*, David Kahoun 2, Gabriela Strnadová 2, Vlastimil Hanuš 1, Michal Petrov 3, Jan Tříska 1,2, Ivan Holoubek 1 1 Ústav výzkumu globální změny AV ČR, v.v.i., Bělidla 4a, Brno, 2 Ústav chemie a biochemie, Přírodovědecká fakulta, Jihočeská Univerzita v Českých Budějovicích, Branišovská 1760, České Budějovice 3 TESCAN Brno, s.r.o., Libušina třída 1, Brno *vitkova.g@czechglobe.cz Úvod Atmosférická stanice Křešín u Pacova slouží jako monitorovací bod výskytu a dálkového přenosu skleníkových plynů, vybraných atmosférických polutantů a základních meteorologických charakteristik. Stanovení koncentrace skleníkových plynů (CO 2, CH 4, N 2 O, CO) se provádí ve vzduchu kontinuálně vzorkovaném ve výškách 10, 50, 125 a 250 m. Samotná analýza probíhá u paty vysokého stožáru, kam je vzduch veden pomocí trubic z materiálu Synflex Vzorkovací linky a jednotlivé analyzátory jsou před mechanickým znečištěním chráněny vstupními filtry, které jsou měněny v pravidelných intervalech v rámci rutinní údržby zařízení, nebo dříve, dojde-li k jejich neočekávanému ucpání. Analýza těchto filtrů může poskytnout další informace o prostředí v okolí stanice. Jedná se o nerezové filtry (Swagelog T filtr) s porozitou 40 μm. Před nimi je předsazena odběrová hlava sloužící k ochraně před hrubými nečistotami a kapkami vody. Objemový průtok prosávaného vzduchu činí cca 15 l/min, interval výměny je obvykle 3 měsíce. Potřeba výměny těchto filtrů se v posledních měsících zvýšila, neboť průtok na vzorkovacích linkách poklesl. Vyvstává otázka, jak dlouho filtry zůstávají plně průchozí a jak dobře slouží svému účelu, aniž by zatěžovaly vzorkovací systém a snižovaly kvalitu měření. K odpovědi na tuto otázku by mohly být nápomocny výsledky analýz polycyklických aromatických uhlovodíků (PAHs) prováděné na filtrech na Ústavu chemie a biochemie Přírodovědecké fakulty Jihočeské Univerzity a také snímky ze skenovacího elektronového mikroskopu (SEM). Na základě předběžných výsledků zde navrhujeme rozsáhlejší studii pro využití tohoto odpadního materiálu k analýze pevných částic z ovzduší v okolí AS Křešín u Pacova a optimalizaci postupů QA/QC vzorkovacího systému analyzátorů skleníkových plynů. Použité metody a předběžné výsledky Protože se v každé výšce nachází vzorkovací hlavice dvou různých linek, filtry jsou vždy dva. Jeden tak lze použít pro analýzu PAHs a druhý roztříhat a nasnímkovat pomocí elektronového mikroskopu. 194

195 A. Analýza vzorků Nerezové filtry byly po odběru zabaleny do hliníkové fólie a převezeny do analytické laboratoře Ústavu chemie a biochemie Přírodovědecké fakulty Jihočeské univerzity. Extrakce analytů ze vzorků byla provedena v ultrazvukové lázni pomocí dvou podílů směsí organických rozpouštědel. Oba podíly byly poté spojeny, byl přidán fixační roztok zabraňující ztrátě těkavějších analytů (zejména naftalen) a získaný extrakt byl zakoncentrován pomocí vakuové odparky a naředěn mobilní fází. Takto upravený extrakt byl zfiltrován přes stříkačkový filtr do skleněné vialky a ihned analyzován na kapalinovém chromatografu se spektrofotometrickým detektorem a fluorescenčním detektorem zařazenými v sérii. Bylo separováno 16 prioritních PAHs dle EPA: naftalen, acenaftylen, acenaften, fluoren, fenantren, antracen, fluoranthen, pyren, benzo[a]antracen, chrysen, benzo[b]fluoranthen, benzo[k]fluoranthen, benzo[a]pyren, dibenzo[a,h]antracen, benzo[g,h,i]perylen a indeno[1,2,3-c,d]pyren. Pro porovnání výsledků analýzy byly použity již dříve analyzované nerezové filtry a to z období odběru Filtry byly odebrány ve všech 4 vzorkovacích výškách. Vzorky z tohoto období vykazovaly výraznou snižující se koncentraci PAHs se vzrůstající výškou. Koncentrace ve výškách 10, 50, 125 a 250 m byly 1,0; 0,59; 0,28 a 0,067 ng/m 3 prosátého vzduchu v uvedeném pořadí. B. Skenovací elektronový mikroskop Filtry z období (6. 2.) 2017, kdy došlo ke zmiňovanému snížení průtoků přes filtry, byly snímkovány pomocí elektronovém mikroskopu. Vzorky filtrů byly zobrazeny na FE-SEM mikroskopu TESCAN LYRA3 GMU. Urychlovací napětí bylo 5 kv, pracovní vzdálenost 12 mm, HiVac. Snímal se souběžně SE a BSE signál k získání topografie a materiálového-kontrastu. Obrázky 1 a 2 oba zachycují filtr z 50 metrů, v různém zvětšení. Na obou typech snímků (SE i BSE) je jasně vidět jak texturu filtru, tak zachycené částice. Produkty spalování viditelně převládají, pomocí BSE však lze snadno spatřit i větší částice odlišného materiálu. Pro jeho určení by mohla být nápomocna energiově disperzní spektrometrie (EDS) běžně prováděná v kombinaci se skenovacím elektronovým mikroskopem. 195

196 Obr. 1 Filtr z odběrové výšky 50 m, zobrazený na FE-SEM mikroskopu TESCAN LYRA3 GMU za použití urychlovacího napětí 5 kv, pracovní vzdálenosti 12 mm, zvětšeno 500 x. Obr. 2 Filtr z odběrové výšky 50 m, zobrazený na FE-SEM mikroskopu TESCAN LYRA3 GMU za použití urychlovacího napětí 5 kv a pracovní vzdálenosti 12 mm, zvětšeno 3500 x. Výsledný návrh studie Předběžné výsledky potvrzují, že na základě zvolených analýz bude možné z filtrů získat relevantní informace o množství polycyklických aromatických uhlovodíků v okolí AS Křešín a určit stav znečištění filtrů. To se mění v závislosti na období vzorkování a také v závislosti na výšce. Pro účely studie navrhujeme dočasně zkrátit dobu vzorkování na 28 dní. Jeden ze dvou filtrů podrobit analýze PAHs a druhý analýze na SEM společně s EDS. Rok trvající studie poskytne dostatek informací k návrhu optimálního intervalu výměn s ohledem na roční období a sledovanou výšku. 196

197 Poděkování Tento příspěvek byl vytvořen za finanční podpory MŠMT v rámci programu CzeCOS, číslo projektu LM a v rámci programu NPU I, číslo projektu LO

198 IMISNĚ-METEOROLOGICKÉ VZTAHY NA LOKALITÁCH V OSTRAVĚ Vladimíra Volná, Blanka Krejčí ČHMÚ, pobočka Ostrava, K Myslivně 3/2182, Ostrava-Poruba, volna@chmi.cz Úvod Na území města Ostravy se znečištění ovzduší měří na deseti lokalitách. Pro hodnocení imisně-meteorologických závislostí v letech byly vybrány stanice ČHMÚ, na kterých jsou dostupné jak imisní, tak i meteorologické charakteristiky (teplota ve 2 m, rychlost a směr větru v 10 m nad zemí), s přihlédnutím k různé poloze v rámci města, a tedy k možnosti ovlivnění lokality z různých zdrojů znečišťování a k reprezentativnosti měření. Jedná se o lokality Ostrava-Fifejdy, Ostrava-Poruba/ČHMÚ, Ostrava-Přívoz a Ostrava- Zábřeh (obr. 1) 1. V případě Poruby byly použity hodnoty meteorologických prvků z klimatologické stanice v Ostravě-Porubě, v případě Zábřehu meteorologická data z měření meteostožáru 2 v Ostravě-Zábřehu. Hodnocenými škodlivinami jsou benzen (C 6 H 6 ), oxid dusičitý (NO 2 ), oxid siřičitý (SO 2 ) a suspendované částice PM Čas zpracování je UTC. Obr.1 Poloha stanic v rámci města Ostravy Hodnocení bylo provedeno s využitím ročních koncentračních růžic. Jedná se o jeden z nástrojů pro interpretaci naměřených imisních koncentrací prostřednictvím analýz závislosti koncentrací škodlivin na směru a rychlosti větru. Koncentrační růžice jsou primárně konstruovány z imisních koncentrací vybrané znečišťující látky, směru a rychlosti větru na dané lokalitě za zvolené časové období (rok, sezonu apod.). Teplotně členěná koncentrační 1 Podrobné informace o měření: Ostrava-Fifejdy: Ostrava-Poruba/ČHMÚ: Ostrava-Přívoz: Ostrava-Zábřeh: 2 Meteorologický stožár, ul. Středoškolská, Ostrava-Zábřeh; měření: Není podmínkou, že na všech stanicích byly měřeny všechny vyjmenované/hodnocené znečišťující látky v období

199 růžice popisuje závislost naměřených koncentrací nejen na směru a rychlosti větru, ale také na teplotě, a popisuje tak např. spojitost s intenzitou lokálního vytápění. Za bezvětří byly považovány rychlosti větru menší nebo rovny 0,2 m.s -1. Koncentrační růžice je možné využít k ověření hypotézy o přenosu znečišťující látky z určitého směru, lze z nich určit převažující směry proudění v období zvýšených hodnot koncentrací a případně odhadovat významnější trvalé, sezonní či dočasné zdroje znečištění v blízkém okolí stanice. To může sloužit k ověření nebo případnému zvýšení reprezentativnosti stanice skrze navržení účinného opatření ke snížení emisí (ČHMÚ 2015). Výsledky Lokalita Ostrava-Fifejdy je klasifikována jako pozaďová, typ zóny městská s charakteristikou obytná. Z koncentračních růžic C 6 H 6 (obr. 2) je zřejmé, že při nižších rychlostech větru jsou obvykle dosahovány vyšší koncentrace ze S až SV, při rychlostech proudění větru kolem 3 m.s -1 ze SZ a ZSZ. Ačkoliv v průměru nejvyšší koncentrace vychází na zimní a podzimní měsíce, závislost na nízkých teplotách pod 0 C není tak významná jako u ostatních hodnocených škodlivin. Denní chod benzenu je výrazný, maximální hodinové koncentrace jsou dosahovány v ranních a večerních, minimální v časných odpoledních hodinách. Týdenní chod není výrazný, ani nemá jednoznačný průběh. Z koncentračních růžic NO 2 vyplývá, že vyšší koncentrace této škodliviny pocházejí z různých směrů, ačkoliv nejvíce ze S až V sektoru a jsou patrné již při velmi nízkých rychlostech proudění vzduchu. Průměrný denní chod je výrazný s typickými dvěma špičkami v ranních a odpoledních hodinách. Průměrný týdenní chod NO 2 ukazuje na vyšší koncentrace během pracovních dní, nižší o víkendu. Koncentrační růžice PM 10 zaznamenávají nejvyšší koncentrace ze S až V sektoru od velmi nízkých rychlostí proudění větru až do 3 m.s -1, ovšem v zimních měsících při nízkých teplotách pod 0 C se vyskytuje rovněž významné ovlivnění z JV (obr. 2). PM 10 vykazuje v průměru let 2012 až 2016 výrazný denní chod s maximálními hodinovými koncentracemi v nočních hodinách, týdenní chod není tak výrazný, obvykle ovšem dosahuje nejnižších průměrných denních koncentrací během víkendu. Z koncentračních růžic za období je patrné, že nejvyšší koncentrace SO 2 byly zaznamenány ze SSV až V při rychlostech proudění větru 1 2,5 m.s -1. Ze sezónních koncentračních růžic je zřejmé, že největší znečištění oxidem siřičitým je v zimním období a při teplotách pod 0 C. SO 2 vykazuje v průměru hodnocených let výrazný denní chod s maximálními hodinovými koncentracemi mezi 6. a 14. h. Týdenní chod SO 2 v průměru jednotlivých let není výrazný a nemá jednoznačný průběh. Obr. 2 Koncentrační růžice benzenu a teplotně členěná růžice suspendovaných částic PM 10, Ostrava-Fifejdy,

200 Ostrava-Poruba/ČHMÚ je klasifikována jako lokalita pozaďová, typ zóny předměstská s charakteristikou obytná. Koncentrační růžice NO 2 v letech jednoznačně ukazují, že nejvyšší koncentrace jsou dosahovány ze SV, V a JV při rychlostech větru do 3 m.s -1 (obr. 3). Denní chod je výrazný, má typické dvě špičky, a to v ranních a odpoledních hodinách. V týdenním chodu jsou nejnižší průměrné denní koncentrace ve dnech pracovního klidu. Z koncentračních růžic SO 2 je patrné, že nejvyšší koncentrace pocházejí z V směrů (obr. 3) při nižších rychlostech větru až po 6 m.s -1, obvykle v chladných měsících roku. Obr. 3 Koncentrační růžice oxidu dusičitého a teplotně členěná růžice oxidu siřičitého, Ostrava-Poruba/ČHMÚ, 2014 Ostrava-Přívoz je klasifikována jako lokalita průmyslová, typ zóny městská s charakteristikou průmyslová a obytná. Nejvyšší koncentrace benzenu pocházejí na stanici v Přívoze jednoznačně ze SV směru (obr. 4), při různých rychlostech větru, nejčastěji do 3 m.s -1. Teplotní koncentrační růžice benzenu dokazují, že ne vždy jsou vyšší koncentrace dosahovány při nízkých teplotách pod 0 C a v chladném období roku. Denní chod benzenu je výrazný s minimálními hodnotami kolem poledne, zhruba do 14. hodiny. Týdenní chod nemá výrazný průběh. NO 2 v koncentračních růžicích neukazuje jasnou směrovou závislost. Nejvyšší průměrné koncentrace jsou při rychlostech proudění větru do 1 m.s -1, většinou v chladné části roku. Denní chod má typický průběh se maximálními hodnotami koncentrací v ranních a pozdních odpoledních hodinách. V týdenním chodu je patrný pokles koncentrací ve dnech pracovního klidu. Z koncentračních růžic PM 10 je nejvíce zřejmý SV směr při nízkých rychlostech proudění větru do 1 m.s -1, ale také při rychlostech nad 3 m.s -1. Při nízkých teplotách pod 0 C se v některých letech vyskytuje ovlivnění z JV (obr. 4). Denní chod koncentrací PM 10 je výrazný, hodinové koncentrace narůstají v odpoledních hodinách, maxima dosahují v noci a v ranních hodinách klesají. Průměrné denní koncentrace PM 10 jsou v průměru vyšší v pracovních dnech oproti víkendu. Lokalita je koncentracemi SO 2 nejvíce ovlivněna ze SV směru při nízkých rychlostech proudění větru, ale také při rychlostech nad 3 m.s -1. Nejvyšších koncentrací je rovněž dosahováno v chladné části roku při teplotách pod bodem mrazu. Denní chod je výrazný, maximální koncentrace jsou dosahovány v dopoledních, minimální ve večerních až ranních hodinách. Týdenní chod není jednoznačný. 200

201 Obr. 4 Koncentrační růžice benzenu (2013) a teplotně členěná růžice suspendovaných částic PM 10 (2014), Ostrava-Přívoz Ostrava-Zábřeh je klasifikována jako lokalita pozaďová, typ zóny městská s charakteristikou obytná. Z růžice pro NO 2 za rok 2012 sledujeme nejvyšší koncentrace ze SV sektoru (S až V), do 1 m.s -1 a při teplotách pod 0 C v zimním období. Denní chod hodinových koncentrací NO 2 má podobný průběh jako na ostatních stanicích v Ostravě, ačkoliv ranní špička není tak výrazná jako druhá v pozdních odpoledních hodinách. V týdenních chodu připadají nejnižší průměrné denní koncentrace na sobotu. Nejvyšší koncentrace PM 10 zaznamenaly koncentrační růžice ze směru V, dále pak ze SV sektoru při rychlostech proudění větru do 1,5 m.s -1 a záporných teplotách v chladném období roku. V denním chodu jsou nejnižší hodnoty hodinových koncentrací PM 10 dosahovány v poledních a popoledních hodinách. Týdenní chod není jednoznačný. Koncentrační růžice SO 2 ukazuje na největší vliv ze SV směru při rychlostech proudění větru do 2 m.s -1 a nízkých teplotách pod 0 C v zimním období. Denní chod ukazuje na nejvyšší hodinové koncentrace v ranních hodinách. Týdenní chod nemá jednoznačný průběh. Obr. 5 Koncentrační růžice oxidu dusičitého (2012) a koncentrační růžice suspendovaných částic PM 10 rozdělená podle sezon (2013), Ostrava-Zábřeh Diskuze a závěr Měření na lokalitách Fifejdy, Poruba, Přívoz a Zábřeh reprezentuje imisní podmínky, charakteristické pro různé části Ostravy. Přestože se všechny tyto stanice nachází v regionu se zhoršenou kvalitou ovzduší, na které se podílí především kombinace průmyslového 201

202 znečištění, lokálního vytápění a dopravy, je každá stanice specifická ovlivněním konkrétními zdroji. Za výrazně nepříznivých rozptylových podmínek, především v zimních měsících roku, imisní situaci v Ostravě ovlivňují také zdroje z oblasti Karvinska a Polska. Vzhledem k poloze v rámci přeshraničního regionu severovýchodní Moravy a Slezska zde ustálené jihozápadní proudění souvisí hlavně s cyklonálním typem počasí s převážně vyššími rychlostmi proudění a dobrými rozptylovými podmínkami. Při tomto proudění je navíc do přeshraniční oblasti Slezska a Moravy přenášen relativně čistší vzduch z málo znečištěných oblastí České republiky. Naopak ustálené severovýchodní a proměnlivé proudění s malými rychlostmi větru, spojené s anticyklonálními situacemi, je často doprovázeno zhoršenými rozptylovými podmínkami (Blažek a kol. 2013). V rámci hodnoceného pětiletí se průměrné roční koncentrace vybraných škodlivin většinou postupně mírně snižovaly, meziroční rozdíly však nebyly výrazné. Výjimkami byl pokles koncentrací PM 10 v roce 2015 na všech lokalitách a naopak nárůst průměrné roční koncentrace benzenu v Ostravě-Přívozu až téměř k limitní úrovni v témže roce. Vzhledem k průměrné úrovni znečištění v posledních 20 letech se však celkově jednalo o období imisně příznivější (ČHMÚ 2015). Roční imisní růžice je tedy možné vzájemně mezi sebou porovnávat. Znečištění ovzduší benzenem na lokalitě Ostrava-Fifejdy pochází podle hodnocení imisněmeteorologických vztahů prostřednictvím koncentračních růžic převážně ze směru od areálu Borsodchem, s.r.o., ale také ze směru od OKK Koksoven, a.s. Koncentrační růžice benzenu na lokalitě Přívoz ukazuje na jasný vliv OKK Koksovny, a.s. Koncentrace oxidu dusičitého na Fifejdách a v Přívoze potvrzují převážně vliv blízkých dopravních komunikací a parkovacích ploch. V případě suspendovaných částic PM 10 jsou v Přívoze patrné nejvyšší koncentrace ze SV sektoru, tedy možný vliv např. OKK Koksoven, a.s., ale při nízkých teplotách se v některých případech projevuje také vliv ze směru od zdroje ArcelorMittal Ostrava, a.s. Podobně je na tom lokalita Fifejdy, u obou stanic je v případě suspendovaných částic patrný rovněž významný vliv dopravy. Nejvyšší koncentrace SO 2, ačkoliv se nepohybují v nadlimitních hodnotách, přicházejí na stanici Fifejdy ze zdrojů položených na SSV až V, na stanici Přívoz ze zdrojů položených SV směrem od stanice. Pro stanici Ostrava-Poruba bylo možné vypočítat pouze koncentrační růžice pro oxid dusičitý a siřičitý. Na koncentrace NO 2 má největší vliv znečištění z ulice 17. listopadu, která je díky dosud nedokončené prodloužené Rudné (plánovaná hlavní spojnice mezi Ostravou a Opavou) velmi dopravně frekventovaná. Vyšší koncentrace SO 2 pocházejí patrně především z vytápění rodinných domů situovaných východně od stanice. Vyšší hodnoty koncentrací oxidu dusičitého na lokalitě Ostrava-Zábřeh pochází především z blízkých dopravně frekventovaných silnic a parkovacích ploch. Koncentrace PM 10 se zvyšují ve V směru od stanice, v tomto sektoru se nacházejí rodinné domy s lokálním vytápěním, ale také vzdálenější zdroj ArcelorMittal Ostrava, a.s. Koncentrační růžice oxidu siřičitého ukazují na možný zdroj SV směrem od stanice v Zábřehu. Literatura ČHMÚ, Znečištění ovzduší na území České republiky v roce Praha: ČHMÚ. ISBN Blažek, Z., Černikovský, L., Krajny, E., Krejčí, B., Ośródka, L., Volná, V., Wojtylak, M., Vliv meteorologických podmínek na kvalitu ovzduší v přeshraniční oblasti Slezska a Moravy. 181 s. 500 výtisků. Praha: ČHMÚ. ISBN

203 SEZNAM ÚČASTNÍKŮ Antošová Šárka, Mgr., Český hydrometeorologický ústav, Kroftova 2578/43, Brno Žabovřesky, Brno 16, Česká republika, Bajerová Markéta, Ing., Český hydrometeorologický ústav, Dvorská 410/102, Hradec Králové - Svobodné Dvory, Česká republika, marketa.bajerova@chmi.cz Balco Ľudovít, Ing., BioWell s.r.o., Pavla Horova 28, Bratislava, 84107, Slovenská republika, balco@biowell.sk Bauerová Petra, Ing., Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Praha, Česká republika, bauerovapetra@ .cz Benešová Nina, Mgr, Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Česká republika, nina.benesova@chmi.cz Borůvková Jana, Mgr., Ph.D., Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí, Kamenice 753/5, Brno Bohunice, Česká republika, boruvkova@recetox.muni.cz Bustin Lucia, Ing. PhD., TSI GmbH, Neukollner Str. 4, Aachen, , lucia.bustin@tsi.com Čupr Pavel, Doc. RNDr., Ph.D., Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí, Kamenice 753/5, Brno Bohunice, Česká republika, cupr@recetox.muni.cz Dědič Kurt, Bc. Ministerstvo životního prostředí, Vršovická 65, Praha 10, , Kurt.Dedic@mzp.cz Degrendele Celine, Mgr., Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí, Kamenice 753/5, Brno Bohunice, Česká republika, degrendele@recetox.muni.cz Díšková Jitka, Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Česká republika, diskova@chmi.cz Dohnálek Pavel, Ing., Bioanalytika s.r.o., Píšťovy 820, Chrudim 1, pavel.dohnalek@bioanalytika.cz Durnová Markéta, Ing., Magistrát města Brna, Dominikánské nám. 1, Brno, durnova.marketa@brno.cz Dvořan Václav, Mgr. Ing., Český hydrometeorologický ústav pobočka Praha Na Šabatce 2050/17 Praha - Komořany Praha 412, vaclav.dvoran@chmi.cz Halenka Tomáš, doc. RNDr. CSc., Univerzita Karlova Matematicko-fyzikální fakulta, V Holešovičkách 747/2 Praha - Libeň Praha 8, tomas.halenka@mff.cuni.cz Heinz Petr, Ing., ECM ECO MONITORING spol. s r.o., Dobrá 240, Dobrá, heinz@ecomonitoring.cz Hejkrlík Libor, RNDr. CSc., Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Česká republika, hejkrlik@chmi.cz Hellebrandová Lucie, Ing., Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě, Partyzánské náměstí 2633/7, Ostrava 2, Česká republika, lucie.hellebrandova@zuova.cz Holoubek Ivan, Prof. RNDr., CSc., Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí, Kamenice 753/5, Brno Bohunice, Česká republika, holoubek@recetox.muni.cz Holubová Adéla, Mgr., Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Česká republika, @mail.muni.cz 203

204 Hopan František, Ing., Ph.D., VŠB-TU Ostrava, Výzkumné energetické centrum, 17. listopadu 2172/15 Ostrava Poruba, Ostrava 8, Horák Jiří, Ing., Ph.D., VŠB Ostrava, Horálek Jan, Mgr., Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Česká republika, Hůnová Iva, RNDr., CSc., ČHMÚ Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Praha 412, Hýblová Ludmila, Bc., Statutární město Olomouc, odbor ŽP, Horní náměstí 583, Olomouc 77911, Česká republika, Chaloupecký Pavel, Mgr., ENVItech Bohemia s.r.o., Ovocná 1021/34, Praha Ruzyně, Česká republika, Chalupníčková Eva, Ing., ČHMÚ, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Praha 412, Chromcová Zdenka, Mgr. PhD., ČHMÚ, Na Šabatce 2124/4, Praha Komořany, Praha 412, Chropeňová Mária, Mgr., Bc., Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí, Kamenice 753/5, Brno Bohunice, Česká republika, chropenova@recetox.muni.cz Janatová Lenka, Mgr., Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Česká republika, janatova@chmi.cz Jirků Jonáš, Ing., FD ČVUT v Praze, Fakulta dopravní, Konviktská 293/20, Praha - Staré Město, Praha 1, xjjirku@fd.cvut.cz Juráň Stanislav, Ústav výzkumu globální změny AV ČR, v.v.i., Bělidla 986/4a, Brno - Staré Brno, Brno 3, juran.s@czechglobe.cz Keder Josef, RNDr. CSc., Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Česká republika, keder@chmi.cz Klánová Jana, Prof. RNDr. Ph.D., Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí, Kamenice 753/5, Brno Bohunice, Česká republika, klanova@recetox.muni.cz Komínková Kateřina, Mgr., Ústav výzkumu globální změny AV ČR, v. v. i., Ústav výzkumu globální změny AV ČR, v. v., Bělidla 986/4a, Brno - Staré Brno, Brno 3, @mail.muni.cz Kotlík Bohumil, RNDr. Ph.D., Státní zdravotní ústav Praha, Šrobárova 49/48, Praha Vinohrady, Česká republika, b.kotlik@szu.cz Krajčovičová Jana, Ph.D., Slovenský hydrometeorologický ústav, Jeséniova 17, Bratislava, Slovenská republika, jana.krajcovicova@shmu.sk Krejčí Blanka, Mgr., Český hydrometeorologický ústav, K Myslivně 2182/3, Ostrava Poruba, Česká republika, krejci@chmi.cz Kremler Martin, RNDr., PhD., SHMÚ, Jeséniova 17, Bratislava 83315, kremler.m@gmail.com Křůmal Kamil, Ing., Ústav analytické chemie, AV ČR, v.v.i., Veveří 967/97, Brno Veveří, Česká republika, krumal@iach.cz Kubelová Lucie, Ústav chemických procesů, LACP Rozvojová 135/1, Praha - Lysolaje Praha 620, kubelova@icpf.cas.cz 204

205 Kunc Ivo, Ing., Zlínský kraj, třída Tomáše Bati 21, Zlín, Česká republika, Lenfeldová Milada, Ing., Statutární město Olomouc, Horní náměstí 583, Olomouc, Olomouc 9, Lollek Vladimír, Ing., E-expert, spol. s r.o., Poděbradova 856/24, Ostrava 2, Česká republika, lollek@e-expert.eu Loosová Jitka, Ing., Ministerstvo průmyslu a obchodu, Personální odbor, Na Františku 1039/32, Praha - Staré Město , Praha 1, loosova@mpo.cz Macoun Jan, RNDr. Ph.D., Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Česká republika, macoun@chmi.cz Makeš Otakar, Ústav chemických procesů LACP, Rozvojová 135/1, Praha Lysolaje, , Praha 620, makes@icpf.cas.cz Matejovičová Jana, Slovenský hydrometeorologický ústav, Jeséniova 17, Bratislava, Slovenská republika, jana.matejovicova@gmail.com Mbengue Saliou, Mgr., Ph.D., Czechglobe, Ústav výzkumu globální změny AV ČR, v. v., Bělidla 986/4a, Brno - Staré Brno, Brno 3, mbengue.s@czechglobe.cz Michalčíková Dagmar, Ing., Magistrát města Brna, Dominikánské nám. 1, Brno, michalcikova.dagmar@brno.cz Modlík Miloslav, Ing., Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Česká republika, modlik@chmi.cz Mikeš Ondřej, RNDr. Ph.D., Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí, Kamenice 753/5, Brno Bohunice, Česká republika, mikes@recetox.muni.cz Moravcová Jana, Zdravotní ústav se sídlem v Ústí nad Labem, Moskevská 1531/15, Ústí nad Labem-centrum, jana.moravcova@zuusti.cz Mrázová Petra, Bc., CHMU, Kočkovská 2699/18 Ústí nad Labem - Severní Terasa, Ústí nad Labem 11, petra.mrazova@chmi.cz Nemček Vladimír, Mgr., Slovenský Hydrometeorologický Ústav, Jeséniova 17, Bratislava 83315, Slovenská republika, vladimir.nemcek@shmu.sk Nežiková Barbora, Mgr., Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí, Kamenice 753/5, Brno Bohunice, Česká republika, nezikova@recetox.muni.cz Novák Václav, Ing., Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17 Praha Komořany, Praha 412, Česká republika, vnvk@chmi.cz Novák Zbyněk, Ing., ENVItech Bohemia s.r.o., Praha, Ovocná 1021/34, Praha Ruzyně, Praha 614, novak@envitech.eu Nováková Zuzana, Mgr., Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí, Kamenice 753/5, Brno Bohunice, Česká republika, zuzana.novakova@recetox.muni.cz Pakošta Martin, Masarykova univerzita, Kotlářská 2, , Brno, pakosta@muni.cz Papež Marek, ALSGlobal Czech Republic, Na Harfě 336/9, , Praha 9, Marek.Papez@alsglobal.com Plachá Helena, Ing., Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Česká republika, placha@chmi.cz 205

206 Pokorná Petra, RNDr., Ph.D., Ústav chemických procesů AV ČR, v. v. i., Rozvojová 135/1, Praha Lysolaje, Praha 620, Poláčik Ján, VUT, Technická 2896/2, Brno - Královo Pole, Brno 16, jan.polacik@vutbr.cz Pospíšil Jiří, doc. Ing., Ph.D., VUT, Technická 2896/2, Brno - Královo Pole, Brno 16, pospisil.j@fme.vutbr.cz Prelecová Viera, Ing., CM European Power Slovakia, s.r.o., Vlčie hrdlo 1, Bratislava , viera.prelecova@cmep.sk Přibylová Petra, RNDr., Ph.D., Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí, Kamenice 753/5, Brno Bohunice, Česká republika, pribylova@recetox.muni.cz Pudelová Jitka, Ing., Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě, Partyzánské náměstí 2633/7, Ostrava 2, Česká republika, jitka.pudelova@zuova.cz Resler Jaroslav, RNDr., Ph.D., České vysoké učení technické v Praze, Konviktská 20, Praha 1, , reslejar@fd.cvut.cz Rohanová Zdenka, Bc., ČHMÚ, pobočka Ústí nad Labem, Kočkovská 2699/18, Ústí nad Labem - Severní Terasa, Ústí nad Labem 11, zdenka.rohanova@chmi.cz Růžičková Petra, RNDr., Ph.D., Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí, Kamenice 753/5, Brno Bohunice, Česká republika, ruzickova@recetox.muni.cz Rychlík Štěpán, Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Česká republika, rychliks@chmi.cz Rychlíková Eva, MUDr., Zdravotní ústav se sídlem v Ústí nad Labem, Moskevská 1531/15, Ústí nad Labem 1, Česká republika, rychlikovi@volny.cz Sedlačková Lenka, Mgr., Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí, Kamenice 753/5, Brno Bohunice, Česká republika, sedlackova@recetox.muni.cz Sedláková Lucie, Mgr., Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17 Praha Komořany, Praha 412, lucie.sedlakova@chmi.cz Schwarz Jaroslav, Ing. CSc., Ústav chemických procesů, LACP Rozvojová 135/1, Praha - Lysolaje Praha 620, schwarz@icpf.cas.cz Skeřil Robert, Mgr. Ph.D., Český hydrometeorologický ústav, Kroftova 2578/43, Brno Žabovřesky, Česká republika, robert.skeril@chmi.cz Smékalová Hana, RNDr., ČHMÚ, Kroftova 2578/43, Brno Žabovřesky Brno 16, Česká republika, hana.smekalova@chmi.cz Strnadová Gabriela, Ing., Přírodovědecká fakulta, Jihočeská unverzita, Branišovská 31, České Budějovice, strnadova.prf.jcu@seznam.cz Šebková Kateřina, Ing., Ph.D., Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí, Kamenice 753/5, Brno Bohunice, Česká republika, sebkova@recetox.muni.cz Škáchová Hana, Bc., Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Česká republika, skachova@chmi.cz Šrám J. Radim, MUDr, DrSc., Ústav experimentální mediciny AV ČR, Vídeňská 1083, Praha 4, sram@biomed.cas.cz Šubrt David, Zdravotní ústav se sídlem v Ústí nad Labem, Moskevská 1531/15, Ústí nad Labem-centrum, david.subrt@zuusti.cz 206

207 Švecová Vlasta, Ing., PhD., Ústav experimentální medicíny AV ČR, v.v.i., Oddělení genetické toxikologie a nanotoxikologie, Vídeňská 1083, Praha Krč, , Praha 411, vlastasue@hotmail.com Tomanová Drahomíra, Ing., ČHMÚ, Observatoř, Tušimice, Tušimice 6, , Kadaň 1, drahomira.tomanova@chmi.cz Trešl Ivan, ALS Czech Republic, s.r.o., Na Harfě 336/9, Praha Vysočany, Praha 9, ivan.tresl@alsglobal.com Tříska Jan, Prof., CSc., CzechGlobe, Ústav výzkumu globální změny AV ČR, v. v., Bělidla 986/4a, Brno - Staré Brno, Brno 3, triska.j@czechglobe.cz Vágnerová Milena, Ing., Výzkumný Ústav Pro Hnědé Uhlí, A.s., Vinohradská 791/3, Most Most 1, Česká republika, vagnerova@vuhu.cz Vávrová Kateřina, Český hydrometeorologický ústav, pobočka Hradec Králové, Dvorská 410/102, Hradec Králové - Svobodné Dvory, , Hradec Králové 15, katerina.vavrova@chmi.cz Vítková Gabriela, Mgr., Ph.D., CzechGlobe, Ústav výzkumu globální změny AV ČR, v. v., Bělidla 986/4a, Brno - Staré Brno, Brno 3, vitkova.g@czechglobe.cz Vlček Ondřej, Mgr., Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Česká republika, vlcek@chmi.cz Vojtíšek Michal, M.Sc., Ph.D., Technická univerzita v Liberci, Studentská 1402/2, Liberec I-Staré Město, Česká republika, michal.vojtisek@tul.cz Vokoun Miroslav, Ing., Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Česká republika, vokoun@chmi.cz Volná Vladimíra, RNDr., ČHMÚ pobočka Ostrava, Na Šabatce 2050/17, Praha Komořany, Praha 412, volna@chmi.cz Vránová Zuzana, Ing., Český hydrometeorologický ústav, Pobočka Brno, Kroftova 2578/43, Brno Žabovřesky, Brno 16, zuzana.vranova@chmi.cz Zapletal Miloš, Ekotoxa, Otická 761/37, Opava-Předměstí, Opava, Česká republika, milos.zapletal@ekotoxa.cz Zíková Naděžda, RNDr, Ph.D., Ústav chemických procesů, LACP Rozvojová 135/1, Praha - Lysolaje Praha 620, zikova@icpf.cas.cz Žabková Eliška, Český hydrometeorologický ústav, Na Šabatce 2050/17 Praha Komořany, Praha 412, eliska.svobodova@chmi.cz Ždímal Vladimír, Dr. Ing., Ústav chemických procesů, LACP Rozvojová 135/1, Praha - Lysolaje Praha 620, zdimal@icpf.cas.cz 207

208 Pevné spojení s budoucností Stavíme na třech pilířích udržitelného rozvoje: Ekonomice Ekologii Sociální odpovìdnosti Úspěch našich zákazníků je našim úspěchem Rekultivujeme lomy moderními způsoby Jsme plnohodnotnou součástí našeho okolí Rozvíjíme nové a moderní technologie Snažíme se o maximalizaci biodiverzity a ekologickou stabilitu Bezpečnost a ochrana zdraví při práci u nás stojí na nejvyšším místě Kvalitní výrobky jsou základem našeho dobrého jména Podporujeme využívání alternativních materiálů a paliv Zakládáme si na principu otevřené komunikace

209 ok This white space has to be high as the SIAD logo - so the image of the gas cylinder should be lower (or reduced) V našich technických plynech je perla: touha po kvalitì. Acetylen Kyslík Dusík Argon Oxid uhlièitý Vodík Speciální plyny Medicinální plyny Svaøovací technologie, materiály a pomùcky Sídlo spoleènosti SIAD Czech spol. s r.o. K Hájùm 2606/2b Praha 5 Stodùlky Regionální kanceláøe: Rajhradice tel: fax: Plzeò tel: fax: Jihlava tel: fax: Ústí nad Orlicí tel: fax: Hradec Králové tel: fax: tel: fax: siad@siad.cz Braòany u Mostu tel: fax: Dìèín tel: fax: Èeské Budìjovice tel: fax: Olomouc tel: fax: Uherské Hradištì tel: fax:

210 nevidíme odpady vidíme zdroje 15,3 mld. obrat zaměstnanců 16 miliónů tun využitého odpadu 7 TWh energie produkované z odpadů 92 miliónů lidí zásobených pitnou vodou 9 technologií recyklace plastů v Evropě ÚSTÍ NAD LABEM DIVIZE ČECHY CHOMUTOV CENTRÁLA PRAHA 2 PARDUBICE RAPOTÍN PRAHA 10 DIVIZE SEVER OSTRAVA BŘASY DOLNÍ SUKOLOM BENEŠOV FRÝDEK-MÍSTEK ODRY PLZEŇ KŘELOV OLOMOUC PŘÍBOR BOSKOVICE VALAŠSKÉ MEZIŘÍČÍ NĚMČICE NAD HANOU HRADČANY SOBĚSLAV JIHLAVA VSETÍN ZLÍN TEMELÍN BRNO OTROKOVICE DIVIZE JIHOVÝCHOD BŘECLAV SUEZ v České republice: oběhové hospodářství tun využitých odpadů inovace výstavba unikátní technologie recyklace odpadních plastů společenská odpovědnost spolupráce se školami a univerzitami SUEZ Využití zdrojů a.s