Měření kvality ovzduší na území města Valašské Meziříčí v roce 2007

Transkript

1 Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě Odbor hygienických laboratoří Karviná, oddělení chemické laboratoře Těreškovové 2206, Karviná www. zuova.cz Měření kvality ovzduší na území města Valašské Meziříčí v roce 2007 Zadavatel: Městský úřad Valašské Meziříčí, odbor životního prostředí Autorský tým Odpovědný řešitel: Mgr. Ing. Jiří Kohoutek Spoluřešitelé: Ing. Tomáš Ocelka Mgr. Jiří Bílek prosinec 2007 Správná citace zprávy: Kohoutek, J., Ocelka, T., Bílek, J.: Měření kvality ovzduší na území města Valašské Meziříčí v roce Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě, prosinec 2007, 29 s. + přílohy.

2 PODĚKOVÁNÍ Autoři studie děkují za vynikající spolupráci zaměstnancům Městského úřadu Valašské Meziříčí, odboru životního prostředí, zejména pak Ing. Rostislavu Frydrychovi a Bc. Miroslavě Biolkové za zprostředkování všech nezbytných lokálních kontaktů, informací a pomoc při instalaci zařízení. Dále děkují za trpělivost pracovníkům MŠ Podlesí a obyvatelům všech domů, v jejichž blízkosti bylo vzorkovací zařízení umístěno. 1

3 OBSAH 1. CÍLE STUDIE 3 2. ODBĚRY V ROCE Vzorkování ovzduší Sledované lokality Valašské Meziříčí - Juřinka Valašské Meziříčí - Mštěnovice Valašské Meziříčí - MŠ Podlesí Vzorkovací zařízení Analytické stanovení Meteorologické podmínky SLEDOVANÉ ŠKODLIVINY Polycyklické aromatické uhlovodíky (PAHs) Těkavé organické látky (VOCs) Zdroje VOCs Základní chemické a fyzikální vlastnosti a reaktivita VOCs Negativní účinky VOCs LIMITNÍ A SROVNÁVACÍ HLADINY LÁTEK V PROSTŘEDÍ Platné imisní limity VYHODNOCENÍ NAMĚŘENÝCH DAT Polycyklické aromatické uhlovodíky Těkavé organické látky ZÁVĚRY A DOPORUČENÍ POUŽITÁ LITERATURA 29 2

4 1. CÍLE STUDIE Cílem této studie je: vyhodnocení výsledků měření kvality ovzduší na území města Valašské Meziříčí v roce 2007 a stanovení míry jeho znečištění vybranými polutanty, porovnání naměřených hodnot s imisními limity platnými v ČR, zhodnocení vztahu kontaminace ovzduší a aktuálních meteorologických podmínek, porovnání naměřených hodnot s informacemi získanými na území Zlínského kraje v letech Výsledky jsou v závěrečné zprávě prezentovány formou tabulek, grafů a komentářů k jednotlivým odběrům, lokalitám a sledovaným látkám. 3

5 2. ODBĚRY V ROCE Vzorkování ovzduší Vzorkování ovzduší v roce 2007 bylo prováděno ve dvou samostatných odběrových kampaních. Letní proběhla ve dnech 14. až formou tří na sebe navazujících 24- hodinových odběrů. Podzimní kampaň byla realizována ve stejném rozsahu na počátku topné sezóny od 13. do Pro odběrové kampaně byly vybrány dvě lokality v místních částech Juřinka a Podlesí a dále jedna lokalita v sousední obci, u níž se předpokládá významné ovlivnění emisemi z průmyslových podniků na území města Valašské Meziříčí (Mštěnovice). Na těchto třech lokalitách byly sledovány polycyklické aromatické uhlovodíky (PAHs) a dále koncentrace těkavých organických látek (VOCs) se zaměřením na BTX (benzen, toluen, xyleny). Pro výběr lokalit byla použita dvě základní kritéria. Prvním kritériem byla trvalá přítomnost obyvatelstva v blízkosti odběrové lokality. Odběry tedy byly situovány do obytných částí města, resp. přilehlých obcí. Druhým kritériem byla snaha postihnout a odlišit vliv lokálních topenišť spalujících tuhá paliva v jinak plynofikovaných místních částech a vliv průmyslového areálu DEZA, a.s. na čistotu ovzduší v okrajových částech města Valašské Meziříčí. Z těchto hledisek byla zvolena lokalita Juřinka v obytné zástavbě bez významnějšího vlivu lokálních topenišť, ale v blízkosti areálu DEZA Valašské Meziříčí, dále obytná zóna v místní části Podlesí, v níž se nachází větší počet domů využívajících k vytápění kotle na tuhá paliva a vliv areálu DEZA, a.s. je zde minimální. Lokalita v obci Mštěnovice je podle předpokladů ovlivněna kombinací obou sledovaných zdrojů škodlivin. Žádná ze zvolených lokalit se nenalézá v oblasti s vysokou dopravní zátěží, v jejich blízkosti se nacházejí pouze méně frekventované místní komunikace. 4

6 2.2 Sledované lokality Valašské Meziříčí - Juřinka Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka N 49 29'22,2" východní délka E 17 56'18,5" nadmořská výška 332 m Odběrová lokalita je situována na louce v katastru místní části Juřinka, na okraji obce v blízkosti bytového domu č.p Louka se nachází na temeni kopce, terén je mírně svažitý směrem k východu (k areálu DEZA, a.s.). Převýšení lokality nad areálem je cca 50 m (viz foto). Možnými zdroji znečištění ovzduší jsou lokální topeniště a především emise z průmyslového areálu podniku DEZA Valašské Meziříčí. Příjezdová komunikace k lokalitě je slepá, takže vliv automobilové dopravy je zde minimální. 5

7 2.2.2 Valašské Meziříčí - Mštěnovice Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka N 49 30'20,8" východní délka E 17 57'32,6" nadmořská výška 304 m Odběrová lokalita je umístěna v zatravněné části zahrady domu č.p. 43 v obci Mštěnovice. Zahrada se nachází v mírném svahu otevřeném JJZ směrem k areálu DEZA, a.s. (viz foto). Možnými zdroji znečištění ovzduší jsou především lokální topeniště a emise z průmyslového areálu podniku DEZA Valašské Meziříčí. Četnost pohybu vozidel po silnici vedoucí kolem zahrady a s tím spojené emise z dopravy jsou zanedbatelné. 6

8 2.2.3 Valašské Meziříčí - MŠ Podlesí Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka N 49 27'17,2" východní délka E 17 58'43,4" nadmořská výška 311 m Vzorkovací zařízení byla umístěna na trávníku v zahradě mateřské školy Podlesí č.p Místní část Podlesí je situována jižně od centra Valašského Meziříčí, v údolí odstíněném kopci od středu města a průmyslové zóny na jeho severním okraji. V blízkosti odběrových čerpadel se nacházelo několik vzrostlých stromů, jednopatrová budova školky a okolních domů (viz foto). Možnými zdroji znečištění ovzduší jsou zejména emise z lokálních topenišť v okolních rodinných domech. Místní komunikace vedoucí kolem školky je jen slabě frekventovaná, takže vliv automobilové dopravy je zde minimální. 7

9 2.3 Vzorkovací zařízení Odběry ovzduší pro následnou analýzu vybraných polycyklických aromatických uhlovodíků (PAHs) byly prováděny jedním velkoobjemovým čerpadlem PS-1 (výrobce Thermo- Andersen, USA) na každé lokalitě. V odběrové hlavici čerpadla byly umístěny vždy dva filtry - křemenný filtr (quartz, výrobce Whatman, UK) a předčištěný polyuretanový filtr (PUF, hustota 0,030 g.cm -3, výrobce Gumotex Břeclav, ČR). Křemenné filtry zachycují prašnou frakci a na ní sorbované polutanty, přičemž výrobce deklaruje úplný záchyt částic větších než 2,2 µm a propustnost 0,6 µm. Horní mez záchytu je dána především uspořádáním krytu odběrové hlavice a pohybuje se kolem aerodynamického průměru d ae = 50µm. PUF filtry (čištěné extrakcí 8 hodin acetonem a 8 hodin dichlormethanem) zachycují kontaminanty přítomné v plynné fázi. Odebrané objemy se pohybovaly mezi m 3. Ve vzorcích byly stanovovány koncentrace polycyklických aromatických uhlovodíků (PAHs). Odběry byly prováděny na základě US EPA metodiky TO-13. Na všech lokalitách byla dále umístěna nízkoobjemová čerpadla M-401 doplněná plynoměry. Jimi byl prováděn odběr ovzduší přes sorbční skleněné trubičky obsahující Anasorb CSC (aktivní uhlí ze skořápek kokosových ořechů, výrobce SKC, USA). Byly použity dvouoddílové trubičky obsahující mg sorbentu. Délka odběru se pohybovala kolem 8 hodin, odebrané objemy byly v rozmezí 0,40-0,75 m 3. Takto odebrané vzorky byly následně analyzovány na přítomnost těkavých organických látek (VOCs) se zaměřením na BTX (benzen, toluen, xyleny a ethylbenzen). Odběry byly prováděny na základě metodiky NIOSH

10 2.4 Analytické stanovení Analýzy odebraných vzorků ovzduší na obsah skupiny 16 vybraných PAHs dle US EPA a VOCs se zaměřením na BTX byly provedeny v laboratořích Zdravotního ústavu se sídlem v Ostravě, odbor hygienických laboratoří Karviná podle platných standardních operačních postupů. Protože celková koncentrace PAHs v ovzduší je dána součtem jejich množství v plynné fázi a sorbovaného na prašné frakci, byly při analýze PAHs křemenný a PUF filtr společně extrahovány hexanem v extrakčním zařízení firmy IKA podle zvoleného programu. Získaný extrakt byl odpařen na RVO právě do sucha. Odparek se rozpustil v 1 ml metanolu sonifikací (2 minuty) a přefiltroval přes mikrofiltr Tessek (v případě potřeby je možno provést naředění). Vzorky byly analyzovány HPLC - vysokoúčinnou kapalinovou chromatografií. Jde o analytickou metodu založenou na separaci složek v roztoku na chromatografické koloně a jejich měření pomocí vhodného detektoru. Použité HPLC na obrácené fázi umožňuje dvojici nepolární absorbent (C-18) - polární rozpouštědlo oddělovat nepolární složky typu PAHs pro následnou detekci fluorescenčním detektorem. Gradiendová eluce - zvětšování síly mobilní fáze během chromatografické analýzy vede ke zkrácení retenčních časů a účinnější separaci složek. Vzorek ovzduší pro analýzu VOCs byl odebrán dle SOP 603 na skleněnou trubičku s aktivním uhlím jako sorbentem, průtokovou rychlostí doporučenou metodikou NIOSH (National Institute for Occupational Safety and Health). Po extrakci do desorpčního roztoku předepsaného stejnými metodikami se provádí analýza metodou GC/FID nebo GC/MSD. Odběrová vrstva sorbentu se kvantitativně převede do 2 ml vychlazeného eluentu ve skleněných nádobkách a podrobí se extrakci na laboratorní třepačce po dobu 1 hodiny. Stejně se postupuje u kontrolní vrstvy. Extrakty byly převedeny do vialek a analyzovány metodou GC/FID (plynová chromatografie s plamenoionizační detekcí), popř. GC/MSD (plynová chromatografie s hmotnostní detekcí). 9

11 2.5 Meteorologické podmínky Vzorkování ovzduší bylo prováděno ve dvou samostatných odběrových kampaních. Letní proběhla ve dnech 14. až ve třech na sebe navazujících 24-hodinových odběrech. Podzimní kampaň byla realizována ve stejném rozsahu na počátku topné sezóny od 13. do Tabulka 1 shrnuje meteorologické podmínky v jednotlivých odběrových dnech. Jedná se o průměrné hodnoty vypočtené z 15-ti minutových dat od 9:00 do 8:45 následujícího dne (shodně s prováděnými odběry ovzduší). V průběhu prvních dvou dnů letní odběrové kampaně nebyly zaznamenány žádné srážky. Vítr vál jen slabý, proměnlivý, nejčastěji z jihu či jihovýchodu, rychlostí nepřesahující 3 m.s -1. Během noci třetího odběrového dne byly zaznamenány slabší dešťové srážky (celkem 3,5 mm, doba trvání cca 3 hodiny), vítr mírně zesílil a stočil se k severozápadu. Průměrná denní teplota se pohybovala mezi 19 až 24 C, tlakové pole bylo ustálené, tlak nejprve mírně klesal a poté opět stoupal. V průběhu podzimní odběrové kampaně byly zaznamenány slabší dešťové srážky (mrholení) v odpoledních hodinách prvního i druhého odběrového dne. Během noci z 15. na při přechodu studené fronty se srážky změnily ve sněhové, zesílily a napadlo kolem 15 centimetrů sněhu. Na počátku odběrů vál slabý severozápadní vítr, který se později stáčel k západu. V noci na se západní vítr utišil, během dne bylo bezvětří a teprve večer začal vát postupně zesilující vítr od severu, který vál až do konce odběrové kampaně. Průměrné denní teploty se zpočátku pohybovaly kolem 0 C, přes den mírně nad bodem mrazu. Během teplota poklesla a po zbytek odběrového dne se pohybovala kolem -3 C. Tlak byl zpočátku odběrů ustálený, v průběhu posledního dne po přechodu fronty poměrně rychle vzrostl o cca 10 hpa. Z uvedených údajů je zřejmé, že v průběhu posledního odběrového dne došlo k výrazné změně meteorologické situace, která měla vliv i na koncentrace škodlivin v ovzduší. Tabulka 1: Meteorologická situace ve Valašském Meziříčí ve dnech a Datum odběru směr větru rychlost průměrná tlak vlhkost srážky větru teplota celkem - m.s -1 C hpa % mm VAR 0,6 19,0 976, VAR 0,8 22,9 974, VAR 1,7 23,4 976,2 67 3, SZ - Z 1,7 0,8 969,3 91 1, Z - S 1,8 0,6 970,8 93 0, S 3,5-2,0 979, ,8 Poznámka: VAR = bezvětří až slabý vítr proměnlivých směrů. 10

12 3. SLEDOVANÉ ŠKODLIVINY Sledované látky byly vybrány jak s ohledem na platnou národní legislativu a stanovené imisní limity, tak i mezinárodní konvence (UN/ECE CLRTAP Protokol o persistentních organických polutantech - POPs). Z polycyklických aromatických uhlovodíků (PAHs) bylo sledováno 16 sloučenin dle seznamu prioritních polutantů US EPA, imisní limit je Nařízením vlády č. 597/2006 Sb. stanoven pro benzo(a)pyren. U těkavých organických látek (VOCs) byla hlavní pozornost věnována benzenu, pro který je rovněž stanoven imisní limit, dále toluenu, xylenům a ethylbenzenu, jejichž koncentrace v ovzduší jsou obvykle významně vyšší než u ostatních těkavých látek. Následující text shrnuje základní informace o sledovaných polutantech a jejich vztahu k životnímu prostředí. 3.1 Polycyklické aromatické uhlovodíky (PAHs) Polycyklické aromatické uhlovodíky (PAHs) jsou pro svou schopnost dlouhodobě přetrvávat v životním prostředí a zdravotní závažnost (projevují karcinogenní a mutagenní účinky) považovány za typické představitele perzistentních organických polutantů (POPs) (Holoubek et al., 2003a). Do této skupiny látek dále patří například polychlorované bifenyly (PCBs), organochlorové pesticidy (OCPs) a polychlorované dibenzo-p-dioxiny a dibenzofurany (PCDDs/Fs). Tyto skupiny látek jsou široce rozšířeny v prostředí, byly detekovány ve všech jeho složkách a v terestrickém prostředí patří mezi nejstabilnější. Některé z nich, jako například PAHs či PCDDs/Fs, jsou v určitém malém množství přirozenou součástí prostředí. Koncentrace POPs začaly růst od průmyslové revoluce, především díky zvyšujícímu se využívání spalovacích a termických průmyslových procesů využívajících především fosilních paliv a zvýšenému užívání pesticidů v celé škále odvětví. Jejich koncentrace závisí na blízkosti bodových zdrojů, ale vyskytují se i v odlehlých oblastech, kam se dostávají dálkovým transportem. Obecně jsou POPs v životním prostředí nebezpečné proto, že jsou silně rezistentní vůči degradaci (chemické i biologické) a mají nepolární molekuly kumulující se v tukových tkáních. Tím pádem dochází k jejich silnému bioobohacování v trofických sítích. Dalším důvodem jejich sledování je prokázané široké spektrum toxických a genotoxických účinků. Chování POPs v prostředí a tím i jejich nebezpečnost lze charakterizovat zejména pěti environmentálně-chemickými parametry: 1) rozpustnost ve vodě WS (mg.l -1 ). Čím je její hodnota nižší, tím je látka hydrofobnější a lipofilnější, tím má větší tendenci kumulovat se v půdním prostředí a v živých organismech. 2) těkání vyjádřené hodnotou Henryho konstanty (H v Pa.m 3.mol -1 ). Čím je hodnota H vyšší, tím je látka těkavější, má vyšší tendenci přejít z půdního prostředí do atmosféry. 3) rozdělovací koeficient n-oktanol-voda K ow představující míru tendence látky kumulovat se v živých organismech. Hodnota log K ow v rozmezí 3-6 představuje látky s vysokou tendencí k bioakumulaci. 4) sorpce na organický uhlík (půdní organickou hmotu) vyjádřená pomocí rozdělovacího koeficientu organický uhlík (v tuhé fázi) - voda K oc. Hodnoty log K oc vyšší než 3 charakterizují látky silně se sorbující v půdním prostředí, dlouhodobě v něm přítomné, ovšem také méně biodostupné. 11

13 5) environmentální persistence vyjádřená pomocí poločasu života (t 1/2 ). V případě půdního prostředí se používá například označení t 1/2 (S) (poločas života polutantu v půdním prostředí). Obecně lze klasifikovat afinitu persistentních organických polutantů v závislosti na základních environmentálně-chemických parametrech následujícím způsobem: Afinita Rozpustnost ve vodě WS (mg.l -1 ) Ovzduší H (Pa.m 3.mol -1 ) Bioakumulace log K ow Sorpce v půdě log K oc Nízká < 0,001 < 0,001 < 1 < 1 Střední 0, , Vysoká > 1 > 1 > 5 > 3 Následující text stručně charakterizuje sledované látky a jejich charakter v životním prostředí. Zdrojem údajů byly zejména EXTOXNET (Extension Toxicology Network), RTECS (Registry of Toxic Effects of Chemical Substances), materiály US EPA (americká agentura pro životní prostředí) a práce Holoubek et al. (2000a,b) a Marhold (1986). Polycyklické aromatické uhlovodíky jsou perzistentní organické polutanty s širokým rozsahem vlastností, jako jsou rozpustnost ve vodě či těkavost. Mají výraznou tendenci ke kumulaci v abiotických složkách prostředí (sorpce na částice polétavého prachu, půd a sedimentů) a v živých organismech (bioakumulace). Zájem o jejich výskyt v prostředí je podmíněn tím, že řada z nich má toxické, mutagenní či karcinogenní vlastnosti. Jsou to ubikvitární polutanty a jejich environmentální osud je závislý na mnoha faktorech, jako atmosférické fotolýze, sorpci, rozpustnosti, chemické oxidaci, volatilizaci nebo mikrobiální degradaci. PAHs se do prostředí mohou dostávat jak z přírodních zdrojů (požáry lesů, stepí, prérií, uhlí, přirozený průsak ropy), tak i ze zdrojů antropogenních (spalování fosilních paliv při výrobě tepelné a elektrické energie, zpracování ropy, výroba koksu, metalurgické procesy, spalovny odpadů, krematoria, domácí topeniště, provoz motorových vozidel, odpadní vody, čistírenské kaly, kouření tabáku). Nejčastěji se tedy jedná o nedokonalé spalovací procesy. Molekuly PAHs jsou tvořeny dvěma nebo více kondenzovanými benzenovými jádry v lineárním, angulárním nebo klastrovém uspořádání. V prostředí se vyskytuje také množství jejich derivátů, nejčastěji halogen-, sulfo-, amino-, a nitro- deriváty. Obecně jsou PAHs nerozpustné ve vodě, což znamená, že jsou vázány na částice minerálních či organických materiálů v půdě. Při normálních teplotách jsou sorbovány na látkách v pevném skupenství zejména PAHs se třemi a více benzenovými jádry. V přítomnosti slunečního záření dochází u PAHs k fotooxidaci, která je ovšem u sorbovaných PAHs pomalejší. Díky dobré rozpustnosti v tucích mají silnou tendenci k bioakumulaci, ale nedochází k jejich bioobohacování, neboť jsou poměrně rychle metabolizovány. Osud PAHs v prostředí je ovlivněn jejich fyzikálně-chemickými vlastnostmi, které jsou obecně podmíněny molekulovou hmotností. S rostoucí molekulovou hmotností roste bod tání, bod varu, lipofilita, klesá rozpustnost ve vodě a tenze par (Holoubek, 1996). Doba setrvání PAHs v různých složkách prostředí se proto liší v závislosti na vlastnostech dané sloučeniny a na vlastnostech prostředí. 12

14 Distribuce PAHs mezi plynnou a pevnou fázi atmosféry je ovlivněna několika faktory: tenzí par PAHs, množstvím a velikostí částic, teplotou ovzduší, koncentrací PAHs a afinitou jednotlivých PAHs k částicím organické hmoty. Při vyšších teplotách dochází k obohacení plynné fáze těkavějšími PAHs, v zimním období naopak dochází ke kondenzaci plynných PAHs na povrch částic a jejich depozici na zemský povrch. Se vzrůstající molekulovou hmotností a větším počtem kondenzovaných jader mají PAHs tendenci k přestupu z ovzduší do vody, k asociaci s pevnými částicemi aerosolu a s organickým podílem půd a sedimentů. PAHs s nižší molekulovou hmotností jsou v prostředí poměrně pohyblivé, zatímco PAHs s molekulovou hmotností vyšší jsou vzhledem k vyšším molekulovým objemům a extrémně nízké těkavosti a rozpustnosti relativně nepohyblivé (Kocourek et al., 2002). Koncentrační hladiny PAHs v městské atmosféře tedy závisí zejména na jejich vlastnostech, přítomnosti lokálních zdrojů, teplotě, meteorologické situaci obecně a na mnoha dalších faktorech. Koncentrace jsou většinou významně vyšší v zimních měsících, což je odrazem zvýšeného spalování fosilních paliv. PAHs v plynné fázi začínají od teploty cca 150 C kondenzovat na prachové částice, a proto je vysoké procento vzdušných PAHs vázáno v tuhé fázi. Polycyklické aromatické uhlovodíky se vyznačují značnou variabilitou i v toxikologických vlastnostech. Nesubstituované PAHs s nižší molekulovou hmotností obsahující 2 až 3 kruhy, jako jsou naftalen, fluoren, antracen a fenantren, se vyznačují významnou akutní toxicitou pro některé organismy, zatímco sloučeniny s vyšší molekulovou hmotností a se 4 až 7 kruhy takovéto vlastnosti nevykazují. Pokud jde o nekarcinogenní účinky PAHs - u pokusných zvířat byly popsány nepříznivé hematologické a dermatologické účinky, které však u člověka pozorovány nebyly. U některých vyšších PAHs, které jsou podezřelé z karcinogenity, je popisován tlumivý účinek na imunitu. Přes širokou distribuci v těle pokusných zvířat se ukazuje, že PAHs působí především na určité cílové orgány, především na lymfatický systém a orgány krvetvorby. Například při požití naftalenu může dojít k hemolýze a nekróze jater. Často je také popisována teratogenita a embryotoxicita. Nejzávažnějším toxikologickým aspektem PAHs je indukce nádorových onemocnění. Karcinogenita PAHs stoupá se vzrůstajícím počtem jader, až dosáhne maxima pro uhlovodíky s pěti kondenzovanými benzenovými jádry, pak opět klesá. Všechny známé karcinogeny ze skupiny PAHs však patří mezi ty s vyšší molekulovou hmotností. U naftalenu nebyla karcinogenita prokázána, acenaften a acenaftylen působí maximálně jako slabý karcinogen. Antracen, fenantren ani fluoren nejsou pokládány za karcinogeny. Ostatní PAHs, zejména ty, jejichž uspořádání vytváří tzv. "bay region" jsou pokládány za karcinogeny, zejména pak sedm dle US EPA: benz(a)antracen, benzo(a)pyren, benzo(k)fluoranten, benzo(b)fluoranten, chrysen, dibenz(ah)antracen a indeno(123cd)pyren. 13

15 3.2 Těkavé organické látky (VOCs) Těkavé organické sloučeniny (VOCs = Volatile Organic Compounds) jsou významnou skupinou polutantů ovzduší, které byly nalezeny v nižších vrstvách atmosféry všech velkých měst a průmyslových center. Kategorie VOCs zahrnuje několik set různých sloučenin, jejichž výčet je často komplikován rozdílnými definicemi a názvoslovím. K označení těkavých organických sloučenin se používá také dalších termínů jako např. uhlovodíky (HCs), reaktivní organické plyny (ROGs) či nemethanické těkavé organické sloučeniny (NMVOCs). Volatilní organické látky mohou být definovány několika způsoby: definice UN ECE: VOCs jsou všechny organické sloučeniny antropogenního původu, jiné než methan, které jsou schopné vytvářet fotochemické oxidanty reakcí s NO x v přítomnosti slunečního záření; definice US EPA: VOCs - látky, jejichž tenze nasycených par při 20 C je rovna nebo větší než 0,13 kpa; VOCs - UK: organické sloučeniny, které jsou v atmosféře ve formě plynu, ale za podmínek nižší teploty a nižšího tlaku než je normální stav jsou kapalné nebo pevné - tedy takové organické látky, jejichž tenze nasycených par při teplotě 20 C je menší než 760 torr (101,3 kpa) a větší než 1 torr (0,13 kpa). Methan lze na základě jeho fyzikálních vlastností zahrnout mezi VOC. Důvody, proč tomu tak dle definice UN ECE není, je možné shrnout následovně: přírodní původ, odlišné chemické vlastnosti, průběh troposférických reakcí, nízká fotochemická oxidační aktivita, monitoring v rámci skleníkových plynů. VOCs dle US EPA: Skupina organických látek Maximální počet atomů uhlíků Alkany Alkeny Aromáty 10 Alkoholy 5-6 Aldehydy 7-8 Ketony 8 Monokarboxylové kyseliny 4-5 Estery 8-9 Ethery 9 Aminy 9 Heterocyklické N- sloučeniny Mezi VOCs tedy můžeme zahrnout uhlovodíky (alkany, alkeny, aromáty) a deriváty uhlovodíků (Cl, O, N, S, P) - alkoholy, ethery, aldehydy, ketony, kyseliny, estery, aminy a heterocykly. 14

16 3.2.1 Zdroje VOCs Zdroje VOCs jsou: 1) biogenní (emise z vegetace, emise z volně žijících živočichů, přírodní lesní požáry, anaerobní procesy v močálech a bažinách); 2) antropogenní (použití rozpouštědel, výfukové plyny z dopravních prostředků, evaporace benzínových par, skladování a distribuce benzínu, petrochemický průmysl, zemní plyn a jeho distribuce, spalování biogenních paliv, spalování fosilních paliv, chemický průmysl, rafinace minerálních olejů, skládky odpadů, potravinářský průmysl, zemědělství, materiály z vnitřního zařízení budov - koberce, podlahové krytiny, lepidla, nátěrové hmoty, konstrukční materiály atd.) Základní chemické a fyzikální vlastnosti a reaktivita VOCs Mezi těkavé (volatilní) organické látky se řadí široké spektrum nízkomolekulárních organických látek, jejichž základními vlastnostmi jsou tenze par 0,13 kpa a vyšší, bod varu menší než 150 C a velmi rozmanitá reaktivita. Ta je dána především strukturou těchto látek, jejich různými funkčními skupinami a vazbami, které reagují v atmosféře odlišným způsobem. Společnou charakteristikou jsou snadné atmosférické reakce s NO x (snadněji s NO než s NO 2 - přispívají k přeměně NO na NO 2 ). Hodnocení reaktivity se provádí dle reakce s OH radikálem. Základem stupnice je reaktivita nejméně reaktivního plynného uhlovodíku (HCs) methanu - 1,0 (methan je však v atmosféře zastoupen ve značném množství, proto se i přes nízkou reaktivitu významně podílí na celkové reakci s OH). Méně reaktivní sloučeniny setrvávají v atmosféře delší dobu a pronikají do větších vzdáleností od místa vstupu do atmosféry. Dělení dle fotochemické oxidační reaktivity: 1. Nejvýznamnější dle reaktivity - alkeny - aromáty - styren, propylbenzen, ethyltoluen s výjimkou benzenu - aldehydy - všechny s výjimkou benzaldehydu - biogenní uhlovodíky - isopren 2. Středně významné dle reaktivity - alkany - C 3 - C 5, 2,3-dimethylpentan - ketony - aceton, terc. butyl-methylketon - alkoholy - ethanol - estery - s výjimkou methylacetátu 3. Méně významné dle reaktivity - alkany - methan, ethan - alkiny - acetylen - aromáty - benzen - aldehydy - benzaldehyd - ketony - aceton - alkoholy - methanol - estery - methylacetát - chlorované uhlovodíky - dichlormethan, trichlorethylen, tetrachlorethylen 15

17 Relativní reaktivita uhlovodíků s CO a OH radikálem: Přibližný poločas Třída Rozsah života v Sloučeniny podle rostoucí reaktivity reaktivity reaktivity atmosféře I < 10 > 10 dnů methan II h - 10 d CO, ethan III IV ,4 h - 24 h 15 min - 2,4 h V > < 15 min benzen, propan, n-butan, isopentan, methylethylketon, 2-methylpentan, toluen, n- propylbenzen, isopropylbenzen, ethen, n- hexan, 3-methylpentan, ethylbenzen p-xylen, p-ethyltoluen, o-ethyltoluen, o-xylen, methylisobutylketon, m-ethyltoluen, m-xylen, 1,2,3-trimethylbenzen, cis-2-buten, β-pinen, 1,3-butadien 2-methyl-2-buten, 2,4-dimethylbuten, d- limonen Negativní účinky VOCs VOCs vykazují jak přímý vliv na lidské zdraví, tak i nepřímý vliv prostřednictvím fotochemického smogu vytvářejícího ozon. Mezi přímé účinky řadíme působení na lidské smysly, vnímáme je jako zápach, některé VOCs vykazují narkotické účinky, některé jsou toxické nebo karcinogenní (benzen, 1,3-butadien, formaldehyd). Nepřímé negativní vlivy VOCs v atmosféře zahrnují poškozování stratosférického ozonu a podíl na tvorbě fotochemického smogu a tedy i přízemního, tj. troposférického ozonu. Mezi škodlivé účinky smogu patří vliv na lidské zdraví a komfort (vznik přízemního ozonu, PANs, aldehydů - dráždivé účinky na sliznice očí a dýchacích cest, alergie), poškozování některých materiálů (zejména pryže a jí podobných materiálů, "praskání" pryže se využívá jako test přítomnosti ozonu v atmosféře - ozon se aduje na dvojné vazby polymeru a štěpí je), efekty na atmosféru (vznik aerosolů, snížení viditelnosti) a toxické působení na vegetaci (zpomalení růstu rostlin a vývinu kořenového systému; fytotoxicita). VOCs přispívají i ke globálnímu skleníkovému efektu: a) přímo (radiační plyny - methan, CFCs); b) nepřímo (sekundární skleníkové plyny - při jejich reakci vzniká v troposféře ozon a podporují nebo brání rozvoji OH radikálů a tím narušují distribuci methanu). V dřívějších dobách byl vznik smogu omezen na hustě obydlené průmyslové oblasti, kde zvýšené koncentrace toxických sloučenin, zejména oxidu siřičitého, působily blízko místa jejich emise. Tento typ smogu, známý jako zimní nebo Londýnský smog, ztratil mnoho ze svého předchozího významu vzhledem k drastickému snížení emisí skupiny tzv. primárních polutantů, např. emisí sloučenin síry z topných systémů. Mnohem později vyvolal značný zájem jiný typ smogu, známý jako letní, fotochemický nebo Los Angeleský smog. Uvedený typ smogu vzniká fotochemickou cestou (působením slunečního UV záření) za přítomnosti primárních polutantů, zejména oxidů dusíku NO x a těkavých organických sloučenin. První studie Los Angeleského smogu byla provedena a jeho úloha a význam v atmosférické chemii antropogenních organických sloučenin byla uznána přibližně v polovině minulého století. 16

18 Při tvorbě fotochemického smogu probíhá v ovzduší řada chemických procesů, pro které je charakteristický vznik troposférického ozónu a peroxyacetylnitrátů (CH 3 COO 2 NO 2, PANs). Koncentrace těchto sekundárních sloučenin obvykle dosahují maximálních hodnot v odpoledních hodinách. Na rozdíl od zimního smogu působí fotochemický smog na velkých plochách a představuje tak regionální problém. Poněvadž atmosférické polutanty mohou být transportovány na velké vzdálenosti, vykazují často venkovské oblasti vyšší koncentrace ozonu než města. Je pravděpodobné, že klíčovou roli při vzniku fotochemického smogu hrají hydroxylové radikály se střední dobou života v troposféře řádově 1 s. Relativní příspěvek různých organických sloučenin ke zvýšené produkci ozonu byl studován experimentálně ve smogových komorách. Detailní porozumění mechanismu vzniku fotochemického smogu je založeno na kombinaci využití smogových komor, laboratorních a terénních experimentů zabývajících se chemickou kinetikou, monitoringu kvality ovzduší a počítačových modelových studiích. Fotochemický smog byl postupně detekován prakticky ve všech hlavních městských a průmyslových centrech světa na úrovni, která převyšuje mezinárodně přijatý soubor kritických hodnot k ochraně lidského zdraví. Zásadní otázka, kterou je třeba řešit, je, v jakém rozsahu musí být snížen příspěvek VOCs a NO x z antropogenních zdrojů, aby nastal pozorovatelný pokles těchto polutantů v ovzduší. Evropské země se rozhodly omezit v první fázi emise průmyslových uhlovodíků až o 30 % a zmrazit úroveň emisí NO x s cílem snížení špičkových koncentrací ozonu. Monitorování uhlovodíků, NO x a ozonu může pomoci k identifikaci klíčových aspektů vzniku fotochemického ozonu v Evropě. V troposféře je ozon vznikající působením slunečního světla na těkavé organické sloučeniny a oxidy dusíku významným polutantem. Jeho současná úroveň je tři až pětkrát vyšší než před sto lety a jeho koncentrace vysoce převyšují horní limity stanovené Světovou zdravotnickou organizací (WHO) pro prevenci akutních a chronických onemocnění člověka, ničení lesů a poklesu růstu rostlin. Ačkoliv byly podepsány mezinárodní protokoly zaměřené na kontrolu emisí VOCs a NO x na základě nejlepších dostupných metod, dosud zůstávají nevysvětleny četné nejasností týkající se účinnosti takových opatření, a to především z důvodu nedostatečných informací o emisích VOCs z přírodních zdrojů. Dalším negativním efektem emisí VOCs je poškozování stratosférického ozonu. Některé chlorované organické sloučeniny pocházející z lidské činnosti jsou transportovány až do stratosféry, kde jsou za působení slunečního záření příčinou destrukce stratosférické ozonové vrstvy. Mezi sloučeninami, které se nejsilněji podílí na destrukci stratosférického ozonu převládají chlorované a fluorované uhlovodíky (CFCs) s průměrnou dobu života v ovzduší 60 až 100 let. Přestože jejich průměrná koncentrace činí pouze několik ppb, působí jako zásobníky atomů chlóru, které ničí ozonové molekuly katalytickým způsobem. Klíčovou úlohu při vyčerpávání ozonu hrají tzv. polární stratosférické mraky. Na povrchu pevných částic, které je tvoří, mohou chemické reakce produkující aktivní atomy chlóru probíhat mnohem rychleji než v plynné fázi. Jiným známým globálním problémem spojeným s VOCs je skleníkový efekt. Příspěvek jednotlivých plynných sloučenin ke skleníkovému efektu je dán jejich schopností pohlcovat infračervené záření a jejich relativním výskytem v ovzduší. Ke skleníkovému efektu přispívá nejvýznamněji celkem pět antropogenních plynů, především oxid uhličitý a methan, které jsou zodpovědné za skleníkové zvýšení teploty z více než 80 %, dále troposférický ozon, oxid dusný a freony. 17

19 4. LIMITNÍ A SROVNÁVACÍ HLADINY LÁTEK V PROSTŘEDÍ K základnímu vyhodnocení naměřených dat lze použít imisní limity, které jsou pro některé sledované látky stanoveny platnými legislativními předpisy ČR. U většiny škodlivin sledovaných v rámci této studie však nejsou limitní hodnoty stanoveny. Alternativní možností posouzení je srovnání naměřených koncentrací s hodnotami získanými v rámci předchozích monitorovacích studií realizovaných přímo ve Valašském Meziříčí, Zlínském kraji, popřípadě na dalších místech v ČR. 4.1 Platné imisní limity Zákon č. 472/2005 Sb. (úplné znění zákona o ochraně ovzduší č. 86/2002 Sb.) a související právní předpisy stanovují imisní limity, cílové imisní limity a podmínky monitoringu imisních koncentrací vybraných škodlivin. Účelem vyhlášení těchto imisních limitů je ochrana zdraví lidí a sledovaným parametrem je většinou aritmetický průměr koncentrací za kalendářní rok. Příloha č. 2 k Nařízení vlády č. 350/2002 Sb. v 4, odst. 4 stanovovala tři možné způsoby posuzování úrovně znečištění ovzduší. Šlo o měření (v oblastech, kde úroveň znečištění ovzduší znečišťující látkou přesahovala horní mez pro posuzování), modelování nebo odborný odhad (v oblastech, kde úroveň znečištění ovzduší znečišťující látkou nepřesahovala dolní mez pro posuzování) a kombinace měření a modelování (v oblastech, kde úroveň znečištění ovzduší znečišťující látkou přesahovala dolní mez pro posuzování, ale současně nepřesahovala horní mez pro posuzování). Výše uvedené Nařízení vlády č. 350/2002 Sb. bylo novelizováno v letech 2004 (Nařízením vlády č. 60/2004 Sb.) a 2005 (Nařízením vlády č. 429/2005 Sb.) až bylo posléze zcela zrušeno a nahrazeno Nařízením vlády č. 597/2006 Sb., o sledování a vyhodnocování kvality ovzduší, které nabylo účinnosti Podle Nařízení vlády č. 597/2006 Sb., 2, odst. 2 lze sledování kvality ovzduší provádět stacionárním měřením (ve všech aglomeracích a v zónách, kde úroveň znečištění ovzduší dosahuje nebo přesahuje horní mez pro posuzování vybraných znečišťujících látek), kombinací stacionárního měření, orientačního měření a modelování (v zónách, kde je úroveň znečištění ovzduší nižší než horní mez pro posuzování) a modelováním (v zónách, kde úroveň znečištění ovzduší nepřesahuje dolní mez pro posuzování). Podle výše zmiňovaného Nařízení vlády č. 350/2002 Sb. měl imisní limit pro polycyklické aromatické uhlovodíky vyjádřené jako benzo(a)pyren (B(a)P) hodnotu 1 ng.m -3. Mez tolerance, rovněž stanovená tímto nařízením, v roce 2002 činila 800 % (8 ng.m -3 ), dále každoročně klesala o 1 ng.m -3. Limit bez meze tolerance měl být plněn od Dne nabyla účinnosti novela tohoto právního předpisu, Nařízení vlády č. 429/2005 Sb. Touto novelizací byl stanoven cílový imisní limit pro celkový obsah benzo(a)pyrenu (B(a)P) v suspendovaných částicích PM 10 na hodnotu 1 ng.m -3. Limit měl být splněn do a k jeho dosažení měla být přijímána veškerá opatření, která nepřinášela nepřiměřené náklady a nevedla by k odstavení zdrojů. Horní mez pro posuzování činila 60 % (0,6 ng.m -3 ), dolní mez pro posuzování 40 % (0,4 ng.m -3 ). Jak již bylo uvedeno, dnem byly všechny výše uvedené právní předpisy zrušeny a účinnost nabylo zcela nové Nařízení vlády č. 597/2006 Sb. Hodnota cílového imisního limitu pro celkový obsah benzo(a)pyrenu (B(a)P) v suspendovaných částicích PM 10 zůstala 18

20 nezměněna, tedy 1 ng.m -3. Dobou průměrování zůstal kalendářní rok a termín splnění limitu je nadále Účelem stanovení cílového imisního limitu je odstranění, zabránění nebo omezení škodlivých účinků na zdraví lidí a na životní prostředí celkově, kterého je třeba dosáhnout ve stanovené době, pokud je to běžně dostupnými prostředky možné. Pro hodnocení zón a aglomerací platí horní mez pro posuzování 0,6 ng.m -3 a dolní mez pro posuzování 0,4 ng.m -3. Překročení mezí pro posuzování se zjišťuje na základě úrovně znečištění ovzduší během předcházejících pěti let, pokud jsou k dispozici dostatečné údaje. Mez pro posuzování se považuje za překročenou, pokud byla během těchto pěti let překročena nejméně ve třech kalendářních letech. Pro vyhodnocení koncentrací dalších vybraných PAHs mohou být také aplikovány referenční koncentrace aktualizované Státním zdravotním ústavem Praha (viz Tabulka 2). Obdobným vývojem jako u B(a)P prošel též imisní limit pro benzen ze skupiny VOCs. Podle Nařízení vlády č. 350/2002 Sb. měl hodnotu 5 µg.m -3. Mez tolerance, rovněž stanovená tímto nařízením, v roce 2002 činila 100 % (5 µg.m -3 ) a dále každoročně klesala o 0,625 µg.m -3. Limit bez meze tolerance měl být plněn od Dle Nařízení vlády č. 429/2005 Sb. zůstala hodnota imisního limitu pro benzen nezměněna, došlo pouze ke změnám u meze tolerance, která byla pro rok 2005 stanovena na 5 µg.m -3 a klesala každoročně o 1 µg.m -3. Limit měl být nadále splněn do , sledovaným parametrem byl aritmetický průměr koncentrací za kalendářní rok; horní mez pro posuzování činila 70 % (3,5 µg.m -3 ), dolní mez pro posuzování 40 % (2 µg.m -3 ). Ani v rámci Nařízení vlády č. 597/2006 Sb. nedošlo ke změně v hodnotě imisního limitu pro benzen (5 µg.m -3 ). Dobou průměrování je kalendářní rok a termín plnění limitu bez připočtení mezí tolerance je nadále Meze tolerance jsou pro rok µg.m -3, µg.m -3, µg.m -3 a pro rok µg.m -3. Pro hodnocení zón a aglomerací platí horní mez pro posuzování 3,5 µg.m -3 a dolní mez pro posuzování 2 µg.m -3. I u benzenu se překročení těchto mezí zjišťuje na základě úrovně znečištění ovzduší během předcházejících pěti let, pokud jsou k dispozici dostatečné údaje. Mez pro posuzování se považuje za překročenou, pokud byla během těchto pěti let překročena nejméně ve třech kalendářních letech. Pro hodnocení dalších vybraných VOCs mohou být aplikovány rovněž referenční koncentrace aktualizované Státním zdravotním ústavem Praha (viz Tabulka 2). Referenční koncentrace vyhlášené SZÚ (podle 45 zákona č. 86/2002 ve znění následných právních úprav) nahrazují dříve publikované doporučené NPK (AHEM 1986, přílohy AHEM ). Hodnoty stanovené pro ostatní látky uvedené v AHEM 1986 a neuvedené zde je nutno konzultovat s odbornou skupinou hygieny ovzduší Státního zdravotního ústavu. 19

21 Tabulka 2: Referenční koncentrace vydané SZÚ (v µg.m -3 ) Chemická látka CAS No. PK KR - 6 interval zdroj informace klasifikace IARC poznámka benzo(a)antracen ,01 rok SZÚ b 2A - fenantren SZÚ b 3-1,2-dichloretan rok WHO a 2B - dichlormetan den WHO a 2B - etylbenzen SZÚ b 2B - chlorbenzen rok SZÚ b N - styren * - týden WHO a 2B 1 tetrachloreten rok WHO a 2A - tetrachlormetan rok SZÚ b N - toluen týden WHO a N - trichloreten ,3 rok WHO a 2A - trichlormetan rok RIVM c 2B - vinylchlorid rok WHO a 1 suma xylenů rok IRIS e 3 - Vysvětlivky: CAS.N. - identifikační číslo látky v seznamu Chemical Abstracts Service PK - referenční koncentrace pro látky s prahovými účinky KR-6 - referenční koncentrace pro karcinogenní látky, odpovídají úrovni rizika 1*10-6 * - referenční koncentrace nezajišťují ochranu vůči obtěžování zápachem a - Air quality guidelines for Europe second edition 2000 b - stanoveno NRL pro venkovní ovzduší SZÚ c - Human toxicological maximum permisible risk levels, RIVM Bilthoven, 2001 d - US-EPA, Risc based concentration region III, Philadelphia, Pensylvania,USA e - Integrated risc information systém US EPA Klasifikace IARC: Skupina 1 - látky prokazatelně karcinogenní pro člověka Skupina 2 - látky pravděpodobně karcinogenní pro člověka Skupina 2A látky s aspoň omezenou průkazností karcinogenity pro člověka a dostačujícím důkazem karcinogenity pro zvířata Skupina 2B - látky s nedostatečně doloženou karcinogenitou pro člověka a s dostatečně doloženou karcinogenitou pro zvířata Skupina 3 látky, které nelze klasifikovat na základě jejich karcinogenity pro člověka N - látka není uvedena v seznamu Poznámka: 1. pro ochranu proti obtěžování zápachem 70 µg/m 3 20

22 5. VYHODNOCENÍ NAMĚŘENÝCH DAT Následující kapitoly shrnují výsledky zejména s důrazem na: a) srovnání naměřených koncentrací s existujícími imisními limity; b) porovnání sledovaných lokalit mezi sebou s ohledem na možné zdroje znečištění a aktuální meteorologickou situaci; c) srovnání naměřených dat s výsledky získanými ve Valašském Meziříčí a ve zlínském regionu v předchozích letech. Výsledky jsou prezentovány ve formě tabulek a grafů. Tabulky uvádí naměřené hodnoty na jednotlivých lokalitách v daných odběrových dnech. V případě PAHs se jedná o celkové koncentrace naměřené na obou použitých filtrech (PUF + quartz). Vybrané parametry jsou zobrazeny ve sloupcových grafech, které umožňují srovnání lokalit a odběrových dnů, popř. srovnání s vyznačenou limitní hladinou. 5.1 Polycyklické aromatické uhlovodíky Naměřené koncentrace PAHs v letní i podzimní odběrové kampani roku 2007 obsahují Tabulky 3-5. Z výsledků je jasně patrné, že koncentrace v letním období byly, stejně jako v předchozích letech, výrazně nižší, a to jak v případě benzo(a)pyrenu, tak i sumy 16 PAHs dle US EPA. Hlavním důvodem jsou sezónní zdroje PAHs, tedy především spalování tuhých paliv v lokálních topeništích. Cílový imisní limit pro B(a)P (1 ng.m -3 ) při letní odběrové kampani 2007 nebyl na žádné ze tří sledovaných lokalit překročen. Rozdíl mezi lokalitami Juřinka a Mštěnovice byl minimální, nepatrně nižší koncentrace B(a)P byly naměřeny na lokalitě MŠ Podlesí. Tyto koncentrace, pohybující se na úrovni kolem 30 % cílového imisního limitu, lze považovat na území Valašského Meziříčí za běžné, pocházející z trvale emitujících zdrojů jako jsou doprava a velké průmyslové provozy (například DEZA, a.s.). Naproti tomu v průběhu podzimní odběrové kampaně 2007 došlo k překročení cílového imisního limitu u všech odebraných vzorků (viz Graf 1). Naměřené hodnoty B(a)P se pohybovaly mezi 3,10 a 7,20 ng.m -3. Vyšší hodnoty byly pozorovány na lokalitách Mštěnovice a MŠ Podlesí, což je zřejmě způsobeno vyšším příspěvkem lokálních topenišť k imisním koncentracím na těchto dvou lokalitách. Koncentrace naměřené v plynofikovaných místních částech jsou obdobné jako na lokalitách neplynofikovaných. To naznačuje pokračující návrat části domácností (především rodinných domů) zpět k levnějšímu vytápění tuhými palivy. Pro rozptyl škodlivin typu PAHs je z meteorologických parametrů určující především rychlost větru. Jak je zřejmé z Tabulky 1 a z textu kapitoly 2.5, nastalo v průběhu velké části druhého dne podzimní odběrové kampaně bezvětří, což vedlo ke zhoršení rozptylových podmínek. Této skutečnosti odpovídají i vyšší naměřené koncentrace PAHs, včetně B(a)P. Následný pokles koncentrací v průběhu třetího odběrového dne podzimní kampaně byl způsoben zesílením větru a také vymýváním prachových částic z atmosféry při intenzivních sněhových srážkách. 21

23 Tabulka 3: Valašské Meziříčí - srpen a listopad lokalita Juřinka Koncentrace 16 PAHs dle US EPA [ng.m -3 ] Označení vzorku VM-J-1 VM-J-2 VM-J-3 VM-J-4 VM-J-5 VM-J-6 Limitní Datum odběru (referenční) O debraný objem (m 3 ) 395,7 378,6 392,7 409,3 402,9 403,8 koncentrace Typ filtru PUF+Q PUF+Q [ng.m -3 ] Naftalen 0,27 < 0,20 41,30 19,00 12,00 11,00 Acenaftylen < 0,20 < 0,20 0,54 17,00 14,00 12,00 Acenaften 0,52 0,40 3,51 2,20 7,20 3,50 Fluoren 3,76 1,07 10,90 15,00 27,00 22,00 Fenantren 71,40 8,99 22,60 51,00 52,00 37, ,00 Antracen 3,85 0,64 2,04 8,10 5,20 3,00 Fluoranten 8,11 4,81 6,36 11,00 12,00 8,80 Pyren 4,59 2,66 3,22 11,00 11,00 8,20 Benz(a)antracen 0,68 0,32 0,50 3,00 4,50 3,20 10,00 Chrysen 0,41 0,30 0,30 7,80 10,00 9,70 Benzo(b)fluoranten 0,69 0,35 0,48 2,60 3,80 3,50 Benzo(k)fluoranten 0,33 0,16 0,22 1,30 2,00 1,60 Benzo(a)pyren 0,57 0,24 0,37 3,10 4,60 3,50 1,00 Indeno(123cd)pyren 0,53 0,29 0,36 2,60 3,70 3,10 Dibenz(ah)antracen < 0,20 < 0,20 < 0,20 0,30 0,58 0,38 Benzo(ghi)perylen 0,37 0,23 0,24 1,90 2,60 2,00 Suma PAHs 95,71 20,23 92,70 160,00 170,00 130,00 Tabulka 4: Valašské Meziříčí - srpen a listopad lokalita Mštěnovice Koncentrace 16 PAHs dle US EPA [ng.m -3 ] Označení vzorku VM-M-1 VM-M-2 VM-M-3 VM-M-4 VM-M-5 VM-M-6 Limitní Datum odběru (referenční) O debraný objem (m 3 ) 391,1 370,5 353,3 386,0 388,9 413,0 koncentrace Typ filtru PUF+Q PUF+Q [ng.m -3 ] Naftalen 0,22 1,90 < 0,20 27,00 14,00 12,00 Acenaftylen < 0,20 < 0,20 < 0,20 15,00 17,00 18,00 Acenaften 0,86 0,51 3,17 100,00 7,50 3,40 Fluoren 7,66 3,84 6,24 120,00 38,00 26,00 Fenantren 86,10 55,00 28,50 170,00 82,00 51, ,00 Antracen 3,36 6,09 1,38 31,00 10,00 6,30 Fluoranten 11,80 8,74 6,83 15,00 17,00 13,00 Pyren 4,20 4,85 3,53 12,00 14,00 11,00 Benz(a)antracen 0,32 0,29 0,41 5,40 5,60 4,50 10,00 Chrysen 0,26 0,24 0,28 7,90 9,80 7,70 Benzo(b)fluoranten 0,40 0,34 0,48 3,30 5,10 4,40 Benzo(k)fluoranten 0,19 0,14 0,23 1,90 2,60 2,10 Benzo(a)pyren 0,30 0,20 0,39 4,80 6,20 4,80 1,00 Indeno(123cd)pyren 0,30 0,24 0,40 3,60 5,20 4,00 Dibenz(ah)antracen < 0,20 < 0,20 < 0,20 0,57 0,77 0,55 Benzo(ghi)perylen 0,19 0,20 0,22 2,40 3,40 2,60 Suma PAHs 115,97 82,38 51,84 520,00 240,00 170,00 Tabulka 5: Valašské Meziříčí - srpen a listopad lokalita MŠ Podlesí Koncentrace 16 PAHs dle US EPA [ng.m -3 ] Označení vzorku VM-P-1 VM-P-2 VM-P-3 VM-P-4 VM-P-5 VM-P-6 Limitní Datum odběru (referenční) O debraný objem (m 3 ) 373,6 344,1 344,2 351,9 424,5 361,6 koncentrace Typ filtru PUF+Q PUF+Q [ng.m -3 ] Naftalen < 0,20 < 0,20 < 0,20 16,00 7,00 8,20 Acenaftylen < 0,20 < 0,20 < 0,20 14,00 20,00 17,00 Acenaften 0,47 < 0,20 0,66 2,30 4,50 3,30 Fluoren 3,69 3,56 4,24 17,00 28,00 25,00 Fenantren 13,20 16,40 12,10 40,00 64,00 50, ,00 Antracen 1,13 0,50 0,47 7,40 8,20 6,10 Fluoranten 5,28 4,51 3,81 7,80 14,00 12,00 Pyren 2,79 2,15 1,63 7,80 14,00 11,00 Benz(a)antracen 0,58 0,19 0,32 3,70 6,70 4,30 10,00 Chrysen 0,53 0,13 0,19 6,70 14,00 9,40 Benzo(b)fluoranten 0,67 0,23 0,38 2,40 5,70 4,10 Benzo(k)fluoranten 0,24 0,09 0,18 1,20 3,00 1,90 Benzo(a)pyren 0,31 0,13 0,25 3,50 7,20 4,60 1,00 Indeno(123cd)pyren 0,40 0,21 0,28 2,40 5,70 3,80 Dibenz(ah)antracen < 0,20 < 0,20 < 0,20 0,44 0,96 0,46 Benzo(ghi)perylen 0,26 0,23 0,19 1,70 4,00 2,50 Suma PAHs 29,29 28,10 24,51 130,00 210,00 160,00 22

24 V případě sumy 16 PAHs není rozdíl mezi výsledky letní a podzimní odběrové kampaně tak výrazný (viz Graf 2). To je způsobeno tím, že vyšší váhu v sumě jednotlivých koncentrací mají lehčí typy PAHs (především naftalen, fluoren, fenantren, fluoranten a pyren), zatímco těžší PAHs produkované spalovacími procesy mají co do koncentrací menší podíl. Jejich nebezpečnost pro lidské zdraví je však vyšší (viz kapitola 3.1). 8,0 Graf 1: Valašské Meziříčí 2007 naměřené koncentrace B(a)P s hodnotou imisního limitu 6,0 Juřinka Mš těnovice MŠ Podlesí B(a)P [ng.m -3 ] 4,0 2,0 0, datum odběru Graf 2: Valašské Meziříčí 2007 naměřené koncentrace sumy 16 PAHs dle US EPA Suma PAHs [ng.m -3 ] Juřinka Mš těnovice MŠ Podles í datum odběru 23

25 Obdobné měření koncentrací vybraných škodlivin včetně PAHs na území města Valašské Meziříčí a v jeho nejbližším okolí proběhlo již v letech 2004 (na lokalitách MŠ Křižná, hvězdárna, MŠ Bynina, Juřinka a Mštěnovice), 2005 (lokality Pod Oborou a ZŠ Masarykova) a 2006 (MŠ Hrachovec, MŠ Seifertova a MŠ Bynina). Obdobně jako v letošním roce byly realizovány dvě odběrové kampaně, letní a podzimní na počátku topné sezóny. Grafy 3 až 5 umožňují srovnání koncentrací B(a)P naměřených ve Valašském Meziříčí v těchto letech. 8,0 Graf 3: Valašské Meziříčí 2006 naměřené koncentrace B(a)P s hodnotou imisního limitu 6,0 MŠ Hrachovec MŠ Seifertova MŠ Bynina B(a)P [ng.m -3 ] 4,0 2,0 0, datum odběru Graf 4: Valašské Meziříčí 2005 naměřené koncentrace B(a)P s hodnotou imisního limitu 8,0 Pod Oborou ZŠ Masarykova 6,0 B(a)P [ng.m -3 ] 4,0 2,0 0, datum odběru 24

26 Graf 5: Valašské Meziříčí 2004 naměřené koncentrace B(a)P s hodnotou imisního limitu B(a)P [ng.m -3 ] 24,0 18,0 12,0 6,0 MŠ Křižná hvězdárna MŠ Bynina Juřinka Mštěnovice 0, datum odběru I v letech 2004, resp a 2006 byly zaznamenány zřetelně vyšší imisní koncentrace sumy PAHs a B(a)P ve vzorcích odebraných v rámci podzimní kampaně. Stejně jako v roce 2007 se v letním období koncentrace sumy PAHs na většině lokalit pohybovala kolem 100 ng.m -3. Nejsilněji zatížená byla lokalita Juřinka v roce 2004, kde byla v letním období naměřena koncentrace sumy PAHs 856,7 ng.m -3. Tato situace se však již v roce 2007 neopakovala. U B(a)P se koncentrace v létě 2005 a 2006 pohybovaly hluboko pod cílovým imisním limitem, v květnu 2004 vesměs také, popřípadě jen mírně nad ním (do 3 ng.m -3 ). Nejvyšší počet překročení limitu byl zaznamenán na lokalitě MŠ Bynina. Zcela odlišná situace nastává vždy v podzimním období. Koncentrace sumy PAHs se pohybují mezi cca ng.m -3 na méně zatížených lokalitách poblíž centra města, tedy v místech s minimálním počtem domů vytápěných lokálními topeništi na tuhá paliva, a ng.m -3 na zatížených lokalitách (okrajové části města s významným vlivem lokálních topenišť). Nejvyšší naměřená koncentrace sumy PAHs 1608,7 ng.m -3 byla opět naměřena v roce 2004 na lokalitě Juřinka. Ani na podzim 2007 se však tato situace již neopakovala. V případě B(a)P se podzimní hodnoty pohybovaly na všech lokalitách mezi 2 a 8 ng.m -3. Výjimkami byly MŠ Seifertova v roce 2006 (0,66-1,79 ng.m -3 ) a na druhé straně MŠ Bynina v roce 2004, kde se všechny naměřené hodnoty nacházely v intervalu 10 až 24 ng.m -3. Výrazné zlepšení situace na lokalitě MŠ Bynina v roce 2006 (2,51-5,68 ng.m -3 ) se značnou pravděpodobností souvisí se změnou paliva v kotelně mateřské školy z černého uhlí na výrobcem kotle předepsaný koks. Lokalita MŠ Seifertova se nalézá v blízkosti centra města, uprostřed zástavby s převahou panelových obytných domů, kde využívání lokálních topenišť na tuhá paliva prakticky nepřipadá v úvahu. 25