Využití jehličí jako pasivního vzorkovače pro sledování kvality ovzduší

Transkript

1 MASARYKOVA UNIVERZITA V BRNĚ PŘÍRODOVĚDECKÁ FAKULTA VÝZKUMNÉ CENTRUM PRO CHEMII ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ a ekotoxikologii RECETOX Využití jehličí jako pasivního vzorkovače pro sledování kvality ovzduší BAKALÁŘSKÁ PRÁCE Marie Macková Vedoucí: doc. RNDr. Jana Klánová, Ph.D. Konzultant: RNDr. Pavel Čupr, CSc. Brno 2008

2 Prohlášení Prohlašuji, že tato práce je mým původním autorským dílem, které jsem vypracovala samostatně. Všechny zdroje, prameny a literaturu, které jsem při vypracování používala nebo z nich čerpala, v práci řádně cituji s uvedením úplného odkazu na příslušný zdroj.

3 Poděkování Problematika týkající se použití jehličí v analytické chemii mě velmi zajímá, a přestože jsem se jí snažila co nejlépe porozumět, objevily se drobné i větší nedostatky v mých znalostech, ať už odborného nebo technického rázu. Tato práce zdaleka nebyla vytvořena jen mojí zásluhou. Chtěla bych především poděkovat své vedoucí práce, Janě Klánové, za trpělivé a odborné vedení a spolupráci. Dále Daniele Barákové za konzultace a poskytnuté materiály, Jiřímu Novákovi za technickou výpomoc a všem dalším známým za každou dobrou radu. Také bych ráda poděkovala svým rodičům, protože mi ve studiu vyšli vždy vstříc a podporovali mě i na dálku.

4 Abstrakt Bakalářská práce je zaměřena na metody pasivního vzorkování ovzduší pomocí jehličí. Z teoretického hlediska shrnuje poznatky spjaté s morfologií a fyziologií jehlic a chemickými vlastnostmi jejich povrchu, které jsou důvodem akumulace perzistentních organických polutantů v epikutikulárních voscích. Praktická část prezentuje výsledky již hotových analýz a doposud používané postupy vzorkování. Práce tímto srovnáním teorií a souhrnem současných výzkumů směřuje k experimentálnímu projektu v rámci magisterského studia.

5 Obsah Obsah Obsah Úvod Perzistentní organické polutanty Polycyklické aromatické uhlovodíky Polychlorované bifenyly Organochlorované pesticidy Polychlorované dibenzo-p-dioxiny/furany Vzorkování ovzduší Aktivní vzorkování instrumentace Pasivní vzorkování Fáze vzorkování Využití jehličí Povrch jehlic Vlastnosti jehlic v závislosti na vnějších faktorech Mezidruhové rozdíly Časový průběh akumulace Monitoring jehličí Přehled analýz Srovnání různých metod vzorkování s jehlicemi Výsledky dosavadních analýz

6 Obsah 5.4 Vlastní projekt Závěr Seznam použitých zkratek Seznam použité literatury Elektronické zdroje Přílohy Chemické vzorce POPs Review

7 Úvod 1. Úvod Znečištění ovzduší je dlouhodobým globálním problémem, který tíží společnost. Za poslední dvě století došlo k obrovskému rozvoji vědy a techniky a stále tento rozvoj postupuje kupředu. Výroba a použití nových produktů s sebou ale přinesla i látky, které člověk v ovzduší záměrně nechtěl. V nemalém množství se na kontaminaci prostředí podílejí perzistentní organické polutanty. Úkolem chemie životního prostředí je sledovat koloběhy škodlivých látek v přírodě, zjišťovat jejich zdroje a distribuci, ale také jejich složení a vlastnosti na základě chemických analýz. Účinky těchto látek na biologické systémy pak dále zkoumá ekotoxikologie. Základem pro sledování znečištění životního prostředí je odběr vzorků abiotických (půda, voda, vzduch) či biotických matric. Nápad využít i vzorky živé přírody je záležitost stará pouze pár desítek let. Výbornými matricemi, které dokáží ve svých pletivech či buňkách akumulovat polutanty, jsou mechy, lišejníky, jehličí, odnedávna i tukové tkáně živočichů a mateřské mléko. Tato práce je věnována pouze jehličí v souvislosti s perzistentními organickými polutanty. V následujících kapitolách uvádím přehled těchto polutantů, včetně vlastností, zdrojů a jejich toxikologických účinků. Dále jsou popsány možné metody vzorkování ovzduší, aktivní i pasivní. Hlavním cílem práce je odůvodnit využití jehličí v chemii životního prostředí, uvést výhody a nevýhody této vzorkovací metody a na závěr zhodnotit výsledky již hotových analýz získaných z odborné literatury. 3

8 Perzistentní organické polutanty 2. Perzistentní organické polutanty Perzistentní organické polutanty tvoří velkou skupinu látek, která se dostává do prostředí především působením člověka. Označuje se zkratkou POPs (Persistent Organic Polutants) nebo též PBTs, pod kterou se skrývá perzistentní, bioakumulativní a toxický význam. Sloučeniny jsou považovány za perzistentní pro svou stálost a neschopnost složek životního prostředí je rozložit. Jejich degradace je velmi pomalá nebo prakticky zanedbatelná a liší se podle složek prostředí a vlastností konkrétní látky. Tyto sloučeniny mohou podléhat biotransformacím, různým chemickým reakcím, fotolýze nebo distribuci, depozici a degradaci (Forman, Novák et al. 2002; Niu, Chen et al. 2004). Některým z nich semivolatilní vlastnosti umožňují vysoký stupeň mobility v prostředí, protože se mohou za běžných podmínek vyskytovat v plynné fázi nebo v kondenzovaných stavech (rozpuštěné či sorbované). Proto se můžeme setkat i s označením SOCs, semivolatilní organické sloučeniny (Semivolatile Organic Compounds) (Horstmann and McLachlan 1998). Díky dálkovému transportu se nebezpečný výskyt POPs v prostředí stává globálním problémem. Od května roku 2001 existuje mezinárodní Stockholmská úmluva (Stockholm Convention), která ustanovuje dvanáct škodlivých látek a vybízí k potlačení jejich výroby nebo jejich produkci zakazuje úplně. Ke dvanácti nebezpečným polutantům se řadí zejména organochlorované pesticidy (aldrin, chlordan, dichlordifenyl trichlorethan DDT, dieldrin, endrin, heptachlor, hexachlorbenzen, mirex, toxafen), polychlorované bifenyly (PCBs), polychlorované dibenzo-p-dioxiny (PCDDs) a polychlorované dibenzo-p-furany (PCDFs). Kromě dioxinů, furanů a polycyklických uhlovodíků, které vznikají v důsledku průmyslových výrob a spalováním, se všechny ostatní látky vyskytují v prostředí záměrnou produkcí. Spousta POPs byla využívána po druhé světové válce, kdy se začala vyrábět komerčně. Některé látky se ukázaly jako účinné v podpoře hojnosti úrody, jiné přispívaly ke zlepšení průmyslové výroby. Bohužel, stejné látky však měly i nepředvídatelné účinky na zdraví člověka a stav životního prostředí (US-EPA). 4

9 Perzistentní organické polutanty Perzistentní organické polutanty mají lipofilní vlastnosti, proto dochází k jejich bioakumulaci v tukových tkáních různých organismů. V potravních řetězci pak probíhá proces biomagnifikace ( bioobohacování ), což je nebezpečné pro organismy ve vyšších trofických úrovních. Do prostředí se polutanty dostávají zejména primární emisí z různých zdrojů. Odstraňovány jsou suchou a mokrou depozicí, dostávají se do vody a půdy, dále pak vodou do sedimentů a opět do organismů a potravních řetězců. Transport a distribuci těchto látek udávají jejich rozpustnosti ve vodě, tenze par, Henryho konstanta, rozdělovací koeficient n-oktanol-voda (K OW ) a sorpční koeficient pro organickou složku půdy či sedimentu (Wania and Mackay 1999; Růžičková, Klánová et al. 2008). Na základě fyzikálně-chemických vlastností sloučenin a klimatických podmínek lze rozlišit několik stupňů pohyblivosti v atmosféře. Polutanty s nízkou mobilitou podléhají rychlé depozici a setrvávají v blízkosti zdroje. U látek s relativně nízkou mobilitou dochází k depozici a kumulaci ve středních zemských šířkách, relativně vysoce mobilní sloučeniny přednostně setrvávají v polárních oblastech, a vysoce mobilní POPs jsou rozšířeny celosvětově, k jejich depozici nedochází. S těmito pohybovými vlastnostmi jsou spojeny dva základní migrační procesy. Buď jednorázový přeskok z rovníku do mírného pásma (či z mírného pásma do polárních oblastí), tzv. singlehop, nebo několikanásobný přesun ( multihop ) opět od rovníku k pólům. V důsledku se jedná o tzv. grasshopper effect, přeskakování polutantů způsobené změnami v rozdělení mezi plynnou a kondenzovanou fází v závislosti na teplotě prostředí a snadností výměny mezi atmosférou a zemským povrchem (Holoubek, Klánová et al. 2007). V následujících podkapitolách jsou podrobněji popsány pouze vybrané skupiny perzistentních polutantů, které jsou doposud nejvíce spjaty s monitoringem životního prostředí pomocí jehličí, přestože je skupina POPs ve skutečnosti mnohem rozsáhlejší. Vzorce základních POPs jsou uvedeny v příloze. 2.1 Polycyklické aromatické uhlovodíky Zdrojem polykondenzovaných aromatických uhlovodíků v prostředí je spalování fosilních paliv a uvolňování nespálených ropných produktů (Wang, Yao et al. 2006; Liu, Zhang et al. 2006), katalytické krakování, potravinářské technologie, domácí topeniště, kouření, 5

10 Polycyklické aromatické uhlovodíky spalovny odpadů nebo přírodní požáry, vulkanická činnost, sedimentované horniny aj. (Yang, Lai et al. 2002). Podle US EPA je stanoveno základních šestnáct sledovaných látek: naftalen, acenaftylen, acenaften, fluoren, fenantren, antracen, fluoranten, pyren, benzo(a)antracen, chrysen, benzo(b)fluoranten, benzo(k)fluoranten, benzo(a)pyren, benzo(a,h)antracen, benzo(g,h,i)perylen a ideno(1,2,3-c,d)pyren. Prvních šest kongenerů se vyskytuje v plynné fázi, jsou lehčí a mají nižší rozdělovací koeficient K OW. Posledních šest PAHs je vázáno pevnou fázi. Zbývající prostřední sloučeniny se čtyřmi kruhy se rozdělují mezi obě fáze v létě z 80% ve fázi plynné, v zimě z 80% v pevné (Rehwagen, Muller et al. 2005). Pevné frakce jsou zejména aerosoly o průměru 2 μm a mohou být vdechnuty člověkem nebo přijaty se stravou (Liu, Zhang et al. 2006). Bylo zjištěno (Wang, Yao et al. 2006), že zdrojem těžších kongenerů jsou automobilové výpary a pyrogenní procesy. Naopak výskyt PAHs s menším počtem aromatických kruhů svědčí o zdroji z nízkotepelného spalování paliv. Lehčí kongenery mají navíc tendenci k akumulaci ve vyšších nadmořských výškách (Weiss, Lorbeer et al. 2000; Wang, Yao et al. 2006). V organismu se PAHs kumulují do tukových tkání, u člověka i do jater a ledvin (US- EPA). Některé z těchto látek mají karcinogenní a mutagenní účinky (Wang, Yao et al. 2006). Vzhledem k výskytu v jemné prachové frakci působí polyaromáty i dýchací obtíže, zhoršují zdravotní stav u astmatiků a dalších plicních onemocnění. Při dlouhodobé expozici zvýšeným hladinám může dojít k častějšímu výskytu kardiovaskulárních onemocnění, bronchitid a rakoviny plic (Rehwagen, Muller et al. 2005). 2.2 Polychlorované bifenyly Kontaminací polychlorovaných bifenylů jsou zatížena především města, protože tyto polutanty byly dříve používány jako dielektrické kapaliny do transformátorů, aditiva do nátěrových barev, tepelné náplně do radiátorů, hydraulické kapaliny nebo jako přísady do plastů a papíru (Kalajzic, Bianchi et al. 1998). Dále také nechtěně vznikaly jako vedlejší produkty spalování. Polychlorované bifenyly mají 209 kongenerů a jsou to těžké a vazké kapaliny (US-EPA). Úměrně s počtem navázaných molekul chlóru klesá jejich mobilita v prostředí. Nejtoxičtější je kongener PCB 126, 3,3`,4,4`,5-pentachlorbifenyl (US-EPA). 6

11 Polychlorované bifenyly Do lidského těla se PCBs dostávají mimo jiné konzumací kontaminovaných ryb a jiných potravin. Mohou vyvolat strukturální změny orgánů imunitního systému a redukci leukocytů, T-lymfocytů v krvi, což vede ke snížené produkci protilátek. Ovlivňují endokrinní žlázy, působí na kůži a vyvolávají chronickou bronchitidu. Dále byly pozorovány nežádoucí účinky, jako jsou nervové a vývojové vady u malých dětí nebo poruchy reprodukce (US-EPA). 2.3 Organochlorované pesticidy Tuto skupinu polutantů představují poměrně vysoce chlorované látky, které byly vyráběny záměrně za účelem ochrany rostlin, zásob potravin a materiálů před rostlinnými a živočišnými škůdci. Dále chránily zdraví rostlin, živočichů a člověka před různými epidemiemi. Do prostředí se tedy dostaly přímou výrobou a použitím, enviromentální kontaminací nebo vytěkáním. Patří mezi ně DDT a jeho degradační formy, izomery HCH, chlorbenzen, toxafen, chlordan, aldrin, dieldrin, endrin a další. OCPs mají tendenci setrvávat v mírném pásmu nebo se kumulovat na pólech (Kalajzic, Bianchi et al. 1998; US-EPA) DDT Pesticid, jehož systematický název zní 2,2-bis(4`-chlorfenyl)-1,1,1-trichloethan, byl poprvé připraven v roce 1874 (Zeidler). Paul Müller objevil jeho insekticidní účinky v roce 1939 a za tento objev obdržel Nobelovu cenu (1947). V šedesátých letech byly zjištěny neblahé účinky na baltskou faunu, kde vlivem přímého vystavení DDT umírali ptáci. Od roku 1969 se DDT postupně přestalo používat a Stockholmská úmluva jeho výrobu a použití zakázala (US-EPA). Tento insekticid se vyskytuje v prostředí i ve formách vzniklých degradací. Nejčastějším degradačním produktem dehydrogenchlorace je 1,1-dichlor-2,2-bis(4- chlorfenyl)ethen (DDE), a dechlorací DDT vzniká 1,1-dichloro-2,2-bis(4-chlorfenyl)ethan (DDD). Všechny tyto sloučeniny navíc tvoří p,p`-, o,p`-, o,o`- izomery, které jsou velmi perzistentní a ekologicky i zdravotně závadné. DDT má poločas rozpadu 8-15 let. Častěji se v prostředí vyskytuje degradační produkt DDE s poločasem rozpadu kolem padesáti let. 7

12 DDT Poměr DDT/DDE vypovídá o dlouhodobosti výskytu insekticidů v prostředí, čím nižší je poměr, tím je zátěž starší (Binelli and Provini 2003). DDT i jeho izomery jsou toxické pro endokrinní systém. Mohou narušit funkce žláz s vnitřní sekrecí a působit na reprodukční tkáně. Jsou schopné blokovat příslušné receptory a ovlivnit tak hormonální řízení v těle (Binelli and Provini 2003) HCH Hexachlorcyklohexan je insekticid, který byl používán jako prostředek pro hubení zvířecích i lidských parazitů a k ošetřování lesních porostů. Vyskytuje se ve formě pěti stereoizomerů (α, β, γ, δ, ε), z nichž je jako insekticid účinný pouze γ-hch. Technicky vyráběný HCH je směsí 60-70% α-hch, 5-12% β-hch, 10-12% γ-hch, 6-10% δ-hch a 3-4% ε-hch (Kalajzic, Bianchi et al. 1998). Vyráběný čistý γ-hch se nazývá Lindan a je biologicky aktivní. Ve srovnání s některými POPs (aldrin, DDT) má vyšší rozpustnost ve vodě a tenzi par, a proto i vyšší mobilitu v prostředí. Spolu s Lindanem však byly vyráběny i ostatní neaktivní izomery, které dnes tvoří ohromná množství odpadů (Kalajzic, Bianchi et al. 1998). Hexachlorcyklohexan nebyl zapsán do Stockholmské úmluvy, protože je jeho molekula malá a nebyl jeho výskytu přikládán velký důraz. Přestože je tato látka zdánlivě nevýrazná, je jí na světě hodně a má mnohé toxické účinky. Působí na centrální nervovou soustavu, kdy inhibuje přenos nervového vzruchu a působí prudké křeče až smrt. Jsou poškozeny játra a krevní oběh. Narušeny jsou i některé biochemické pochody a procesy v reprodukční soustavě (Thomas, Wilkinson et al. 2006) Drieny Drieny, neboli polychlorované cyklodieny (aldrin, dieldrin, endrin a isodrin), jsou účinnými insekticidy proti klíšťatům, molům, termitům a dalšímu hmyzu. Jejich chemický a biologický rozklad je pozvolný. Dieldrin je nejsilnější karcinogen z organochlorovaných pesticidů a jeví 10-15x větší karcinogenní potenciál než heptachlor, chlordan nebo HCH. (Falandysz, Strandberg et al. 1998; Alawi, Tamimi et al. 1999) 8

13 Polychlorované dibenzo-p-dioxiny/furany 2.4 Polychlorované dibenzo-p-dioxiny/furany Historická zmínka o těchto polutantech (v souvislosti s chlorakné) sahá na začátek dvacátého století. Nicméně, do širšího povědomí se dioxiny a furany dostaly až v šedesátých letech, kdy byl poprvé připraven 2,3,7,8-tetrachlordibenzo-p-dioxin, jehož příměsi byly obsažené v defoliantu Agent Orange za války ve Vietnamu ( ). Polychlorované dibenzodioxiny či furany nebyly nikdy vyráběny úmyslně. Jejich zdrojem v prostředí jsou různé spalovací procesy (US-EPA). Z antropogeních zdrojů se jedná o spalovací technologie (odpady), metalurgické procesy (spékání rud, ocelářství) a chemickou výrobu (cement, papírenský průmysl). V přírodě vznikají při sopečné činnosti, požárech a biologickými či fotochemickými procesy. Jejich mobilita při dálkovém transportu je relativně nízká (Sinkkonen, Kamarainen et al. 1997). Polychlorované dibenzodioxiny zahrnují 75 kongenerů, u furanů je jich 135, celkem tedy existuje 210 typů PCDD/Fs, z nichž je vysoce toxických pouze sedmnáct. Vždy jsou to kongenery substituované v polohách 2,3,7,8 na benzenových jádrech molekuly. Jejich toxicita je vysoká a účinky rozsáhlé. Jsou to látky karcinogenní, hepatotoxické (vyvolávají jaterní porfyrii), ve vysokých dávkách i teratogenní (poškozují plod) a imunotoxické (poškozují imunitní systém). Nejsou genotoxické, tzn. nejsou škodlivé pro genetický materiál, ale mohou podporovat růst nádorů. Působením na kůži vyvolávají chlorakné a mohou dále způsobit i neurologické problémy (Feeley and Grant 1993). Vzhledem k tomu, že se PCDD/Fs mnohdy vyskytují ve směsích, je problém při hodnocení rizik těchto polutantů. Ke stanovení toxicity dioxinů, furanů i některých polychlorovaných bifenylů se používá toxický ekvivalenční faktor, který byl založen Světovou zdravotnickou organizací (WHO = World Health Organization) a k jeho výpočtu se používá Van den Bergova metoda (1998). Jednotkou toxického ekvivalentu je ng.kg -1 (WHO). Zjišťované faktory jsou srovnávány s výchozími látkami, které mají nejvýše stanovené TEF hodnoty. Z dioxinů je výchozí sloučeninou 2,3,7,8-TCDD s toxikologickým faktorem rovným jedné. U furanů jde o 2,3,7,8-TCDF, jehož faktorová hodnota je rovna jedné desetině. Podle nich byly stanoveny TEF pro ostatní toxické kongenery (WHO). Při určování toxicity získané látky během analýz se hodnota příslušného TEF vynásobí koncentrací dané látky ve vzorku. Zjištěné číslo pak odpovídá tzv. toxickému ekvivalentu 9

14 Polychlorované dibenzo-p-dioxiny/furany TEQ. Výsledná toxicita polutantu je tedy v důsledku vždy srovnávána s nejtoxičtějšími kongenery (Wild, Harrad et al. 1994). 10

15 Vzorkování ovzduší 3. Vzorkování ovzduší Vzduch je, ve srovnání s ostatními sledovanými médii a matricemi, médiem s nejrychlejší odezvou na zdroje kontaminace v životním prostředí. Jeho rozborem je tedy možné rychle a efektivně pozorovat změny v ovzduší v závislosti na zdrojích znečištění. Koncentrace vzduchem transportovaných látek je silně ovlivněna meteorologickými parametry, a proto značně kolísá v prostoru i v čase. Podmínky, které udávají teplota, atmosférický tlak, vlhkost vzduchu, sluneční záření, srážky, rychlost a směr větru, ovlivňují i vzorkování ovzduší (Harner, Bartkow et al. 2006). Pro správnou interpretaci získaných dat je žádoucí mít o těchto parametrech přehled. Některé vlivy a jejich důsledky v analýze budou podrobněji popsány později. Výchozím krokem vzorkování ovzduší je odběr vzduchu, který je možné provést dvěma základními způsoby. Aktivní metoda vyžaduje energii k tomu, aby byl vzduch do vzorkovacího zařízení nasáván a jednotlivé složky byly zachyceny pomocí vhodných médií, jimiž je zařízení vybaveno. Naopak, pasivní odběr žádnou energii nepotřebuje, a látky obsažené ve vzduchu se samovolně zachycují do mnohdy překvapivě jednoduchých zařízení (Peltonen and Kuljukka 1995). 3.1 Aktivní vzorkování instrumentace Aktivní metoda vzorkování využívá k odběru pumpu, skrze kterou je proud vzduchu vháněn na médium (filtr či sorbent) zachycující požadované látky. Nejčastěji používaný filtr tvoří křemenné vlákno zachycující pevnou fázi, tzv. GFF ( = Glass Fiber Filter). V rámci obvyklého monitoringu životního prostředí se rychlosti odběrů pohybují v rozmezí l/min, při déletrvajícím sledování koncentračních trendů polutantů jsou rychlosti mnohem nižší. Podle množství odebraného vzduchu lze tedy rozlišit vysokoobjemový vzorkovač (HiVol), nejčastěji používaný pro časové intervaly 24 hodin, a nízkoobjemový (LowVol), vhodný pro kontinuální týdenní až roční odběry (Peltonen and Kuljukka 1995). 11

16 Aktivní vzorkování instrumentace Pro měření velikosti částic, kdy jsou oddělovány jednotlivé velikostní frakce na základě jejich průměru, se využívá kaskádových impaktorů. Tyto odběrné nástavce jsou většinou běžnou součástí vysokoobjemových vzorkovačů nebo jsou dostupné samostatně jako doplňkové jednotky. Každá taková jednotka je schopna pojmout l vzduchu/min (Peltonen and Kuljukka 1995). Rozdělení frakcí je založeno především na rozdílech v hybnosti částic a jejich chemických vlastnostech, díky kterým vykazují různou afinitu k vybranému sorbentu. Vzduch bývá trychtýřovitě vířen impaktorem a částice se v příslušných patrech oddělují. Měřítkem pro označení impaktorů je číselná hodnota, která udává velikost frakce v μm např. PM = 2,5 (PM = Particulate Matter; částicový materiál) odpovídá frakci pod 2,5 μm (Nejedlý, Campbell et al. 1999). Odběr semivolatilních polutantů v plynné fázi je prováděn impregnovanými filtry, pevnými sorbenty, polyuretanovou pěnou a jinými způsoby. Filtry mohou být smáčené v rozpouštedle, které odpovídá vlastnostem žádané látky. Z pevných sorbentů se často používají tzv. denudery, což jsou sorpční tyčinky s aktivním povrchem uvnitř. Sorbent je rozdělen na několik vrstev, které se liší složením. Po obsahové stránce převládají anorganické soli (NaCl, Na 2 CO 3 ), které vykazují sorpční vlastnosti. Z organických látek se používá kyselina citronová (Peltonen and Kuljukka 1995). Počet a typy filtrů i sorbentů lze kombinovat a vytvořit tak univerzální vzorkovač, který pomocí jednoho čerpadla nasbírá větší množství vzorků. Filtry mohou být řazeny za sebe nebo je vzduch nasáván do více ramen najednou. V běžném pořadí se používá kombinace křemenného filtru s polyuretanovou pěnou, která je též vhodná pro pasivní vzorkování. Univerzální vzorkovače se řadí spíše k nízkoobjemovým, protože přečerpají pouze několik desítek tisíc litrů vzduchu (Peltonen and Kuljukka 1995). K ostatnímu vybavení vzorkovače patří stříška, která kryje sběrné hlavy před nepříznivými vlivy, především před znečištěním velkými částicemi prachu, srážkami či prudkým slunečním zářením, které je při odběru vzhledem k možné degradaci polutantů (viz dále) nežádoucí. Problémy se mohou vyskytnout v případě, že je filtr nasycen nebo se již naadsorbované frakce budou uvolňovat zpět do plynné fáze vlivem silného prosávání vzduchu. 12

17 Aktivní vzorkování instrumentace Po odběru vzorku již následují analytické postupy, kdy je třeba zjistit množství zachycených látek na filtrech a sorbentech. Lze využít gravimetrické metody, na základě srovnání hmotostí sběrných médií před a po odběru (časté u vzorkování částicových frakcí), nebo postup dále pokračuje extrakcí, další úpravou vzorku (přečištěním, frakcionací, separačními metodami aj.) a na závěr kvalitativním a kvantitativním stanovením pomocí detekčních metod (Nejedlý, Campbell et al. 1999). 3.2 Pasivní vzorkování Vzorkování ovzduší začalo být ve dvacátém století podstatnou součástí chemických výzkumů týkajících se životního prostředí. Je čím dál nutnější znát transportní děje polutantů a jejich koncentrační trendy. Zvláště země, které přijaly Stockholmskou úmluvu, jsou povinné provádět dloudobý monitoring ovzduší, identifikovat zdroje znečištění a zajistit, aby hladiny vybraných polutantů v budoucnu klesaly. Měření aktivními vzorkovači by vyžadovalo nemalé finanční náklady na pořízení přístrojové techniky a zajištění jejího provozu, včetně vyškolení dalších a dalších odborníků. Proto jsou žádoucí metody pasivní, které jsou nesrovnatelně levnější a jednodušší (Harner, Bartkow et al. 2006). Historie pasivního vzorkování sahá dokonce až do roku 1853, kdy byly poprvé použity testovací papírky impregnované jodidem draselným, pomocí nichž se měřilo množství ozonu v ovzduší (Namiesnik, Zabiegala et al. 2005). Další významný vývoj byl zaznamenán začátkem sedmdesátých let, kdy se začaly používat difuzní vzorkovače. Od té doby se tato technika stále rozvíjí a specializuje na měření konkrétních látek. Základním principem vzorkování je adsorpce či absorbce polutantů do odpovídajících médií. Od difuzních vzorkovačů a sorbentem naplněných sběrných pytlů byla vyvinuta semipermeabilní membrána (1990), speciální dozimetry, vzorkovače Radiello a Analyst či pryskyřičné válečky (1997) (Namiesnik, Zabiegala et al. 2005; Krupa and Legge 2000). Vzhledem k tomu, že je sledování kvality ovzduší prováděno kvůli účinkům polutantů na rostliny, živočichy a člověka, je další myšlenkou pasivního vzorkování využívat zařízení, které by mělo stejnou akumulační schopnost jako živý organismus, pokud se nevyužívá přímo živých organismů. Podskupinou pasivních metod vzorkování je tedy biomonitoring. 13

18 Pasivní vzorkování Doposud byly využity jako matrice lišejníky, mechy, dekorativní rostliny, listy stromů, čínské čaje, vodní rostliny, řasy, bakterie, zooplankton, bentičtí bezobratlí, tkáně mořských savců, polárních medvědů, ryb a ptáků včetně ptačích vajec (Namiesnik, Zabiegala et al. 2005). Obrovskou výhodou monitoringu biotických matric je dostupnost a výskyt materiálu, citlivost vzorkování a možnost dlouhodobého výzkumu sledujícího prostorové i časové trendy koncentrací polutantů, které se mění v závislosti na okolních podmínkách, ať už přirozených či antropogenních. Naopak značnou nevýhodou je relativita celého vzorkování. Na rozdíl metod aktivních odběrů, které zaznamenávají objem prošlého vzduchu, u vzorkování pomocí biotických matric tento objem nedokážeme odhadnout. Záleží na teplotě, rychlosti větru a dalších meteorologických podmínkách (Simonich and Hites 1995; Harner, Bartkow et al. 2006). Z hlediska získaných látek je pasivní vzorkování výrazně chudší na frakci pevných částic než při aktivním prosávání vzduchu přes filtry, zato je výborným prostředkem pro odběry plynných polutantů (Liu, Zhang et al. 2006) Polyuretanová pěna Jedním z nejjednodušších pasivních vzorkovačů je obyčejná polyuretanová pěna (PUF = Polyurethane Foam), do které se absorbují plyny (volatilnější kongenery POPs) (Namiesnik, Zabiegala et al. 2005; Liu, Zhang et al. 2006). Provedení v praxi je velmi prosté. Zhruba 1,5 cm silný kruhový disk je umístěn do prostoru mezi dvě nerezové k sobě sešroubované misky tak, aby se ani jedné nedotýkal. Ukryt je tak kvůli zabránění znečištění, dešťovým srážkám nebo mechanickému poškození. Takto sestavený vzorkovač lze zavěsit v podstatě kamkoliv. Po ukončení vzorkování je filtr vložen do patrony extraktoru a extrahován vhodným rozpouštědlem Semipermeabilní membrána Jedná se o polopropustnou membránu (SPMD = Semipermeable Membrane Device), kterou tvoří polyethylenová fólie. Velikost pórů je vymezena tak, aby mohly projít skrz jen dostatečně malé částice. Proužek fólie má rozměry 2,5 x 91 cm a je dvojitý. Vnitřní prostor je napuštěn 1 ml trioleinu, tudíž se zachytí pouze lipofilní látky. Parametry membrány tedy stanovují selektivitu odběru. V terénu bývá vystavení této membrány spojeno se 14

19 Semipermeabilní membrána znečištěním a poškozením velkými částicemi (nebo létajícím hmyzem), a proto se proužek fólie ukrývá do krycího zařízení nazývaného Stevenson screen (Namiesnik, Zabiegala et al. 2005) Pryskyřičné válečky Osvědčeným sorbentem, který lze využít jako další filtr při aktivním odběru vzduchu nebo samostatně pro pasivní vzorkování, jsou pryskyřice (XAD-resin). Jejich vlastnosti jim umožňují primárně vázat plynné frakce. Jsou chráněny podobně jako SPMD nebo PUF vozorkovače, tentokrát v neúplnně uzavřeném kovovém válci, kam se vzduch dostane pouze několika otvory. Uvnitř je zavěšen 20 cm dlouhý a 2 cm široký váleček naplněný granulkami pryskyřice. Výhodou této metody je velká sorpční kapacita umožňující vzorkovat třeba i jeden rok, nicméně proces absorpce je velmi pomalý (Namiesnik, Zabiegala et al. 2005; Strandberg, Sunesson et al. 2006). 3.3 Fáze vzorkování Během celého vzorkování vzduchu se mění koncentrace sledovaných polutantů. Přesný průběh je dán křivkou grafu závislosti koncentrace log c na čase t. Křivku lze rozdělit na tři fáze. První je lineární, odpovídá stavu, kdy je větší koncentrace látek v okolním vzduchu. Postupně se sytí vzorkovač, dochází k poklesu koncentrace v okolí (druhá fáze) a závislost log c v čase t roste pozvolněji. Nakonec se vzorkovač plně nasytí a křivka dále neroste (třetí fáze). Ustálí se koncentrační rovnováha mezi vzduchem a vzorkovačem. Každá látka však dosahuje této rovnováhy jindy (Kylin and Sjodin 2003). U pasivních rovnovážných metod vzorkování, které využívají abiotické sorbenty, je možné experimentálně zjistit, kdy došlo k jejich nasycení. U biotických matric však tuto kapacitu zjistit nelze, protože netušíme, kdy nastane rovnovážný stav mezi koncentracemi v biotě a ve vzduchu (Horstmann and McLachlan 1998; Kylin, Hellstrom et al. 2003). Rovnovážný stav je charakterizován tzv. rozdělovacím (distribučním) koeficientem, který udává, v jakém poměru jsou koncentrace jedné látky rozdělené do dvou fází. Tento poměr koncentrací je v rovnovážném stavu konstantní. Čím je vyšší, tím nastane rovnováha později. Pro stimulaci rovnováh v přírodním prostředí se nejčastěji používají dva typy 15

20 Fáze vzorkování rozdělovacích koeficientů: K OW (rozhranní oktanol/voda) a K OA (oktanol/vzduch). Koeficienty jsou vyjádřeny logaritmickým číslem a vypočítají se poměrem koncentrací látky v organické a vodné/plynné fázi. Je-li tento podíl vysoký, znamená to, že má látka tendenci přecházet do organické fáze, např. do tuků, vosků a tukových tkání, a je považována za hydrofóbní (lipofilní). Naopak nízké koeficienty jsou charakteristické pro hydrofilní látky (Jančářová and Jančář 2003). Pro určení rovnovážné distribuce mezi pasivní vzorkovač a prostření je třeba znát hodnotu rozdělovacího koeficientu vzorkovač-vzduch. Pro každou látku je tuto hodnotu nutné určit experimentálně. Pokud ji známe, a zárověň na základě odběrů zjistíme koncentraci ve vzorkovači, můžeme pak vypočítat přímo koncentraci látky ve vzorku. Pro biotické matrice je toto měření v praxi velmi komplikované, tudíž se nabízí zvolit variantu vzorkování takovou, kde nebude brán ohled na rovnovážný stav (Tremolada, Burnett et al. 1996; Horstmann and McLachlan 1998). 16

21 Využití jehličí 4. Využití jehličí 4.1 Povrch jehlic Složení kutikuly Epidermis listů rostlin (jehlic) je kryta zhruba 1-5 μm tenkou vrstvou, která je označována jako kutikula. Název kutikula je odvozen od typických látek, kutanu a kutinu, které ji tvoří. Kutan je alifatický polymer, zatímco kutin patří mezi polyestery vyšších mastných kyselin a jeho monomery jsou dvojího typu. Jeden z nich představuje skupina látek s uhlíkovým řetězcem C16 (16-hydroxypalmitát a 9,16- nebo 10,16- dihydroxypalmitát). Do druhé skupiny patří estery s řetězcem C18 (18-hydroxyoleát, 9,10- epoxy-18-hydroxystearát a 9,10,18-trihydroxystearát) (wikipedia 2008). Kutikula je dále charakteristická obsahem vosků, které jsou dle umístění rozdělovány na intrakutikulární vrstvu, orientovanou dovnitř, a epikutikulární, orientovanou vně kutikuly. Směs vosků je druhově specifická a obsahuje homologické série dlouhých řetězců mastných kyselin a jejich derivátů, aldehydů, primárních a sekundárních alkoholů, ketonů a alkanů o délce řetězce C20 - C36 (parafíny) a alkylesterů s délkou C38 - C70. Dále se ve voskových vrstvách vyskytují charakteristické aromatické látky jako např. triterpeoidy, tokoferoly aj. U spousty druhů rostlin tvoří epikutikulární vosky hladký tenký film, naproti tomu vosky vyčnívající z tohoto filmu vytváří u některých druhů mikroskopicky hrubý povrch. Vosky totiž mají krystalicko-amorfní strukturu. Hlavní složkou vosků čeledi Pinaceae je sekundární alkohol nonacosan-10-ol (Matas, Sanz et al. 2003). Molekuly nonacosanolu jsou vzájemně vázány Van der Waalsovými silami a vodíkovými můstky. V makroskopické struktuře tyto vazby způsobují výskyt tubulárních útvarů, které jsou uložené na stomatech kutikuly většiny Pinaceae a jiných druhů (Matas, Sanz et al. 2003). 17

22 Děje probíhající v kutilkule Děje probíhající v kutilkule Povrch rostlin slouží jako bariéra mezi rostlinou a prostředím (Matas, Sanz et al. 2003). Primární funkcí kutikuly je zabraňovat ztrátám vody, která by se mohla odpařit mimoprůduchovou cestou. Na tomto procesu se podílejí převážně intrakutikulární vosky. Kutikula jehličnanů dále chrání tkáně jehlic před škodlivým účinkem UV záření a podílí se na omezování úbytků vody transpirací, tj. stomatární cestou. Povrch jehlic je v podstatě neustále vystavován nepříznivým antropogenním vlivům, navíc zde ještě dochází k interakci mezi mikroorganismy, hmyzem a patogeny (Wen, Buschhaus et al. 2006). V kutikule se také ukládají xenobiotika. Vlivem různých faktorů může docházet k difuzi či sorpci dalších látek, a tím pak k interferenci ve voskové vrstvě (Matas, Sanz et al. 2003). Negativní změny se projevují úbytkem vosků, ochranná vrstva se ztenčuje a jehlice se stávají citlivějšími, přičemž rychlost degradace závisí na stupni antropogenní zátěže. K degradaci voskové vrstvy však dochází i přirozeným procesem stárnutí, tato vrstva tedy není obnovitelná (Kivimaenpaa, Sutinen et al. 2003). Prvotní příčinou změn ve tvaru voskové vrstvy je právě struktura nonacosanolu. Změna v morfologii vosku určuje stáří rostlinného povrchu, protože postupem stáří se tubuly mění na destičkovité útvary. Vlivem chemických vazeb s dalšími látkami s odlišnou strukturou než jsou molekuly vosku také dochází k přetvoření vodíkových vazeb a mění se symetrie molekuly, což vede k celkové změně tvaru krystalků (Matas, Sanz et al. 2003). Struktura nonacosanolu je výsledkem balancování mezi slabými interakcemi. Částečné narušení této rovnováhy může nevratně ovlivnit celkovou voskovou vrstvu. Přítomnost polutantů tedy velmi ovlivňuje stav kutikuly jehlic (Matas, Sanz et al. 2003) Jehlice a polutanty Díky struktuře a obsahu polyesterů vyšších mastných kyselin se jehlice stávají výborným adsorbentem i absorbentem pro semivolatilní perzistentní látky. Svými lipofilními vlastnostmi se tyto látky vážou na povrch jehlic a jejich výskyt v plynné fázi pro změnu umožňuje absorpci do vnitřního prostoru. Jak již bylo popsáno výše, dochází u jehlic k postupné degradaci voskových vrstev. Často je sledován vliv ozonu, síry a kyselých srážek, které mění mikromorfologii voskových vrstev a zrychlují stárnutí jehlic 18

23 Jehlice a polutanty (Kivimaenpaa, Sutinen et al. 2003; Kivimaenpaa, Sellden et al. 2005; Sanz, Calatayud et al. 2000). Na kvalitu vosků také působí kyselina trichloroctová (TCA), volatilní organické látky (VOC) a další mikropolutanty, nicméně je nutno vzít v úvahu i různé stresové faktory. Chudší vrstvu vosku mohou mít dokonce jehlice ze stromů rostoucích na čistých místech, avšak v takových případech je tento defekt způsobený mechanicky vlivy počasí. Přestože není proces degradace specifický vůči polutantům, využití struktury epikutikulárních vosků je vhodným a citlivým bioindikátorem pro sledování znečištění vzduchu v lesních ekosystémech (Trimbacher and Weiss 1999). Mechanismus ukládání organických polutantů v rostlinách se řídí chemickými a fyzikálními vlastnostmi polutantů (molekulární hmotnost, rozpustnost ve vodě a parciální tlaky), environmentálními podmínkami (atmosférická teplota), rostlinným druhem a strukturou. Vegetaci obecně je možno pro kvalitativní stanovení organických polutantů atmosférických znečištěných hladin používat tak dlouho, dokud lze brát v úvahu mechanismus akumulace (Simonich and Hites 1995). Existuje několik cest, kterými organické polutanty vstupují do vegetace. Polutant může projít do rostliny oddělením z kontaminované půdy do kořenů a je dále přemístěn do xylému. Organické polutanty také mohou vstupovat do vegetace z atmosféry, depozicí plynné či částicové fáze do voskové kutikuly listů, nebo zachycením skrz stomata a následným přemístěním do floému (Holoubek, Kořínek et al. 2000). 4.2 Vlastnosti jehlic v závislosti na vnějších faktorech K nejzákladnějším a zároveň zcela klíčovým činitelům ovlivňujícím buď fyziologii a morfologii jehlic, nebo chemické složení a reakce látek uložených ve voskových vrstvách, patří přírodní podmínky. Lokalita, ve které vegetace roste, nadmořská výška, sluneční záření, rychlost a směr větru, teplota, atmosférický tlak, dešťové a sněhové srážky, vlhkost vzduchu a interakce s patogeny (Wen, Buschhaus et al. 2006). Tyto parametry jsou schopné změnit výsledky celého vzorkování právě tím, že působí od nepatrných změn a především mnohem dříve, než na samotné vzorkování vůbec dojde. Působí na jehlice od začátku rašení až po jejich opad. Některé z těchto vlivů jsou podrobněji popsány níže. 19

24 Vlastnosti jehlic v závislosti na vnějších faktorech V pomyslné druhé řadě jsou už faktory víceméně antropogenního původu. Jsou to látky, které se do ovzduší dostávají vlivem činnosti člověka nebo v ovzduší posléze vznikají. Jedná se zejména o SO 2 a s ním spojené kyselé deště, kyselinu dusičnou a trichloroctovou, NO x plyny a ozon Sluneční záření Sluneční záření, které dopadá na zemský povrch, se skládá z několika spektrálních oblastí. Jsou to UV-B záření ( nm), UV-A ( nm), viditelné světlo ( nm) a pásmo infračerveného záření (> 800 nm) (Niu, Chen et al. 2004). Působení UV-B záření se v největší míře projevuje na změnách ve fyziologii a morfologii rostlin. Plně vyvinuté jehlice mají lesklý, někdy namodralý povrch a silné epidermální buňky. Jsou dobře chráněny proti UV-B záření (Laakso and Huttunen 1998). V rámci experimentů (Laakso and Huttunen 1998) na jednoletých semenáčcích, prováděných především ve skleníku, bylo zjištěno, že větší míra UV-B brzdí celkový růst rostliny i prodlužování jehlic. UV-B snižuje schopnost aktivní fotosyntézy, tudíž je omezen příjem uhlíku do rostliny a v důsledku pak rostlina nemá potřebný výchozí materiál pro další tvorbu biomasy. Je však velmi pravděpodobné, že tyto úbytky biomasy pozorované při umělém pěstování se v přirozených podmínkách vyskytnou méně. Vzhledem k tomu, že koruna stromu představuje heterogenní optické prostředí, kde jsou horní části koruny vystaveny většímu UV-B a PAR (Photosynthetic Active Radiation, nm) (Laakso and Huttunen 1998), jsou malé semenáčky rostoucí v lese vystaveny menšímu UV-B záření, protože jsou stíněny okolním porostem a dostane se k nim pouze 1-2% UV-B a fotosynteticky aktivního záření vůbec. Optické vlastnosti jehlic závisí na ročním období, délce dne, ale i na šířce kmene stromu, struktuře koruny a morfologii jehlic. Průnik záření do fotosyntetických pletiv zmírňuje tloušťka epidermis, koncentrace složek absorbujících UV-B a vnitřní anatomie jehlice (Laakso and Huttunen 1998). Vosková vrstva jehlic silně absorbuje záření o vlnové délce nm, což znamená, že nejvíce absorbovaných fotonů pochází z ultrafialového spektra. Přestože UV-B záření představuje méně než 1% celkové sluneční energie, může významně ovlivňovat fotodegradaci organických polutantů (Niu, Chen et al. 2004). 20

25 Sluneční záření Studie (Niu, Chen et al. 2003) zabývající se degradací polychlorovaných dioxinů/furanů a polyaromátů ukázala, že některé látky obsažené v kutikule jsou citlivé k fotochemickým reakcím. Působením slunečního záření pak dochází k uvolnění elektronů a vzniku reaktivních radikálů na povrchu jehlice, což může vést k nepřímé degradaci adsorbovaných PCDD/Fs a PAHs (Niu, Chen et al. 2003). K fotolýze tedy dochází v kutikule, hlavně v kutikulárních voscích. Bylo zjištěno (Niu, Chen et al. 2004), že fotolýza probíhá rychleji ve vodě nebo organických rozpouštědlech, než v jehlicích, přičemž u jehlic probíhá o něco rychleji než na prachových částicích nebo volně ve vzduchu. Většina PCDD/Fs dokáže absorbovat fotony UV záření při vlnové délce pod 315 nm. PAHs však absorbují UV-A i UV-B složku, takže je jejich degradace vlivem slunečního záření účinnější (Niu, Chen et al. 2004). Spolu s průběhem degradace a kinetikou fotochemických reakcí tato studie zaznamenávala i změny v hladinách toxického ekvivalentu TEQ. V průběhu fotolýzy polutantů došlo k poklesu hodnot TEQ vlivem působení UV-B záření v čase (Niu, Chen et al. 2004). O něco novější studie (Wang, Chen et al. 2005), týkající se PAHs, se dostává do problematiky fotochemických reakcí na povrchu jehlic trochu podrobněji. Vědci (Wang, Chen et al. 2005) zjistili, že se smrkové a borovicové jehlice liší v absorpci slunečního záření. Borovice absorbuje záření mezi nm podstatně méně než smrk, zato více pohlcuje záření o nižších vlnových délkách, které odpovídají UV-B a UV-A spektrům. V důsledku pak dochází k penetraci tohoto záření do hlubších vrstev jehlice, proto má fotolýza u jehličí borovice větší význam v osudu polycyklických uhlovodíků než u smrku (Wang, Chen et al. 2005). Sluneční záření má kromě fotolýzy vliv na vytěkání polutantů zpět do vzduchu, což úzce koreluje s molekulární hmostností PAHs. Mimo těchto dvou procesů dochází ještě biologické degradaci polutantů (Wang, Chen et al. 2005) Nadmořská výška, srážky a teplota Rostliny žijící v extrémních podmínkách jsou adaptovány k nadměrným teplotám, suchu, ale i třeba k životu ve vyšších nadmořských výškách ( m.n.m.), kde je intenzita UV-B záření vyšší. V severních oblastech má na rostliny velký vliv teplota a sníh. 21

26 Nadmořská výška, srážky a teplota Odrazem od sněhu či ledu se může v takových podmínkách množství UV-B až zdvojnásobit. Vysokohorské druhy jehličnanů se s vystavením nadměrnému záření vyrovnávají lépe než druhy v níže položených oblastech. Mají totiž lignifikovanou epidermis, kutikulu s velkým obsahem voskových kanálků (tubes) a antioxidantů, a epidermální buňky s látkami dobře pohlcujícími UV-B záření, např. flavonoidy. Nově vzniklé a prodlužující se jehlice mají tenké epidermální buňky, méně lignifikované buněčné stěny a tenkou nevyztuženou kutikulu. UV-B záření pak může být snadno pohlceno citlivými chromofory v mezofylu, což narušuje fyziologický vývoj jehlice (Laakso and Huttunen 1998). Odolnosti vůči stresovým účinkům napomáhá přítomnost antioxidantů. Jejich hladina se pohybuje úměrně s denními a sezónními cykly. Jedním z důležitých antioxidantů je glutathion (GSH), jehož obsah se zvyšuje s intenzitou ozáření. Navíc, glutathion za pomoci enzymu glutathion reduktázy (GR) dokáže stabilizovat thiolové skupiny ( SH) v bílkovinných molekulách tak, že vytváří disulfidické můstky (-S-S- vazby), které dodávají jehlicím odolnost vůči mrazu (Laakso and Huttunen 1998). Ve vyšších nadmořských výškách přispívá ke zvýšené akumulaci polutantů teplota, větší rychlost větru a více srážek. Hory jsou bariérou v dálkovém transportu vzdušných mas, kde se vzduch zastaví a často přinese dešťové či sněhové srážky, které vymyjí POPs z ovzduší. V nepříznivém mlhavém počasí jsou jehličnany v horách vystaveny prakticky trvalé horizontální mokré depozici, což významně ovlivňuje stav jehlic a akumulaci polutantů (Weiss, Lorbeer et al. 2000). Tyto závislosti potvrzuje analýza z rakouských Alp (Weiss, Lorbeer et al. 2000), kde byly v jehlicích ve výše položených oblastech zjištěny vyšší koncentrace SOCs. Čínská studie (Wang, Yao et al. 2006) dále uvádí, že na distribuci PAHs vzhledem k nadmořské výšce, má vliv molekulová hmotnost látky. PAHs s nižší molekulovou hmotností jsou náchylné k akumulaci ve vyšších nadmořských výškách, protože jsou snáze unášeny větrem (Wang, Yao et al. 2006). 22

27 Mezidruhové rozdíly 4.3 Mezidruhové rozdíly Již při běžném vizuálním porovnání jehlic různých druhů jehličnatých stromů je patrný rozdíl. Ve velikosti, hrubosti povrchu, vůni po rozemnutí, uspořádání ve svazečcích, poloze vůči větvím. Obecně řečeno, jedná se o rozdíly morfologické a fyziologické, odlišné je však i chemické složení jehlic. Je tedy zřejmé, že díky různosti vnitřní i vnější struktury jehlic se bude měnit i míra akumulace polutantů Pryskyřičné kanálky Výrazné změny v ukládání látek mezi jednotlivými druhy byly zjištěny v rámci experimentu na smrku ztepilém (Picea abies) a borovici černé (Pinus nigra) (Di Guardo, Zaccara et al. 2003). Koncentrace ukládaných látek úzce souvisí s počtem pryskyřičných kanálků tvořící vnitřní strukturu jehlice (Di Guardo, Zaccara et al. 2003). Tato závislost je údajně důležitější než rozdíly v ploše povrchu jehlic. Na obrázku (viz níže) je na základě snímku z elektronového mikroskopu (SEM) znázorněn průřez jehlicí smrku (a) a borovice (b). Zatímco smrk má pouze dva vnitřní pryskyřičné kanálky (r), borovice mívá sedm až jedenáct kanálků těsně pod epikutikulární vrstvou (Wu and Hu 1997). Důsledek tohoto klíčového rozdílu je patrný z výsledků jednorázového odběru jehlic a analýzy zkoumající obsah DDT v závislosti na stáří jehličí (viz obrázek), ať už se jednalo o analýzu celé jehlice (výsledky jsou uvedené v ng/g suché hmotnosti) anebo pouze její voskové vrstvy (ng/g vosku). Změny koncentrací DDT obsažených ve smrkových jehlicích jsou v závislosti na jejich stáří spíše nepatrné (Di Guardo, Zaccara et al. 2003). Zdá se, že tyto jehlice nejsou schopné akumulace látek s věkem a nejsou vhodné pro dlouhodobá měření, nicméně mohou velmi dobře posloužit při lokálním odběru. Je v podstatě jedno, jak staré jehlice budeme sbírat. Hodnoty koncentrací DDT naměřených v jehlicích borovice se s každým rokem zhruba trojnásobně zvýšily. Vysoký počet pryskyřičných kanálků poskytuje velkou akumulační kapacitu rostoucí v čase, což je dobrým parametrem pro dlouhodobý monitoring. 23

28 Pryskyřičné kanálky Obrázek: (a) Picea abies; (b) Pinus nigra; c = kutikula; t = vodivý kanálek; m = mezofyl; r = pryskyřičný kanálek Graf 1. (Di Guardo, Zaccara et al. 2003) Voskové krystalky Výše uvedený italský experiment, který porovnává rozdíly mezi borovicí a smrkem, podává ucelený pohled na problematiku týkající se závislosti akumulace polutantů na počtu pryskyřičných kanálků. Je nutno si ale položit otázku, zda tato fakta můžeme považovat za hlavní kritérium vzorkování. Jestli můžeme z jediné studie vytvořit definitivní závěr. Důvodem této pochybnosti je mimo jiné výzkum RECETOXu (Holoubek, Klánová et al. 2007) prováděný na tříletých jehlicích v pozaďové lokalitě programu EMEP Košeticích. Zde byla totiž získána data, kdy měl smrk 2-3x vyšší koncentrace polutantů než borovice (Holoubek, Klánová et al. 2007), což vede k zamyšlení, protože víme, že smrk má méně pryskyřičných kanálků než borovice. Dostáváme se k závěru, že parametrů ovlivňujících 24

29 Voskové krystalky míru akumulace látek v jehlicích bude více. Vzorkování totiž nemůže být závislé pouze na počtu pryskyřičných kanálků už kvůli tomu, že některé jehličnany, například tis červený (Taxus baccata) a jedle bělokorá (Abies alba) nemají pryskyřičné kanálky vůbec. (Wu and Hu 1997) Nezanedbatelné rozdíly v počtu jsou i mezi jednolivými druhy borovic. Pryskyřičné kanálky jsou klíčové pro volatilní POPs. Ale vraťme se ještě k druhé možnosti akumulace, adsorpci polutantů do vnějších voskových vrstev, která je důležitá pro těžší a méně volatilní POPs. Krystalky tvořící tuto vrstvu jsou totiž také druhově specifické. Mikroskopické pozorování povrchu jehlic různých druhů jehličnanů prozrazuje, že smrk má oproti borovici krystalky výrazně menší (Garrec, Henry et al. 1995; Wen, Buschhaus et al. 2006). Zdá se, že právě odlišnosti struktury i chemického složení vosků způsobují rozdílnou afinitu, kterou vykazují jednotlivé typy polutantů k voskové vrstvě jehlic (Holoubek, Klánová et al. 2007). Plocha, kde dochází k adsorpci prachových částic, je u smrku díky menším krystalkům vyšší než u borovice. Smrk umožňuje adsorpci pevných částic, zatímco borovice je vhodnějším absorbentem volatilních POPs. Vysvětlení naměřených hodnot v Košeticích patrně spočívá v těchto rozdílech. Smrk nasytil svou kapacitu dříve než borovice, která za stejnou dobu stihla absorbovat menší množství látek a měla v důsledku menší koncentrace Životnost jehlic Využití biotických matric, konkrétně listů rostlin, ke sledování míry znečištění ovzduší podstatně souvisí s životností této matrice. Vzhledem k opadavosti listů jsou pro výzkumné účely vybírány právě jehličnaté stromy, protože jehličí vydrží déle než jednu vegetační sezónu. Časem však také opadává. Životnost jehlic je druhově specifická. Navíc je ještě ovlivněná lokalitou, mírou jejího znečištění a meteorologickými podmínkami. Proto je před začátkem výzkumu vhodné mít i tyto limity matrice na paměti. 4.4 Časový průběh akumulace Předešlá kapitola poukazuje na důležité poznatky ohledně vzorkování v závislosti na stáří jehlic. Dříve uvedený Graf 1. (Di Guardo, Zaccara et al. 2003) znázorňuje výsledky 25

30 Časový průběh akumulace jednorázového odběru právě za účelem porovnání koncentrací v různě starém jehličí. Ke změnám v množství naakumulovaných polutantů více či méně dochází. Těžko si však můžeme představit, jak tyto změny probíhají. Jedná se o lineární, logaritmický nebo nějaký jiný průběh? Odpovědí na tuto otázku jsou výsledky podrobnější analýzy (Kylin, Hellstrom et al. 2003), která podává přehled o výsledcích tříletého odběru α-hch, γ-hch a DDT prováděného vždy šestkrát do roka. Naměřené hodnoty koncentrací jsou překvapivě pestré a vykazují sezónní fluktuace (viz Graf 2. níže). Postupné akumulování polutantů v čase tedy nemá lineární charakter. Příčinou kolísání v obsahu pesticidů je přítomnost volatilních organických látek (VOCs) v okolním vzduchu i v jehlicích, kde se zdržují v pryskyřičných kanálcích a přispívají k hydrofóbním vlastnostem jehlic a zvyšují jejich kapacitu (Kylin, Hellstrom et al. 2003). Množství těkavých látek, především terpenoidů a toluenu tvoří po většinu roku 1-3%, v nejteplejších obdobích pak až 10% z celkového podílu vosku. Tyto sloučeniny jsou typické nízkým bodem varu a vysokými parciálními tlaky a mají velký vliv na rozdělovací koeficienty polutantů mezi jehlicemi a okolním vzduchem (Kylin, Soderkvist et al. 2002). V Grafu 2. si lze povšimnout zajímavého trendu: v létě, kdy je obsah terpenoidů nejvyšší, jsou naměřeny nejnižší koncentrace pesticidů, přestože by měly být teoreticky největší. Těkavé látky se však za vyšších teplot snáze odpaří a s nimi i vázané polutanty, čímž se výsledky viditelně sníží. Rostliny produkují v létě více terpenoidů, které je chrání před nadměrnými ztrátami vody (Dell and McComb 1978), aby úbytky vzniklé vytěkáním rychle nahradily (Kylin, Soderkvist et al. 2002). 26

31 Časový průběh akumulace Graf 2.: Akumulace α- a γ-hch a p,p`-ddt v epikutikulárním vosku borovice lesní (Pinus sylvestris) (Kylin and Sjodin 2003) Porovnání průběhu křivek svědčí o tom, že jsou sezónní změny specifické pro každý typ pesticidu. Proč jsou tyto závislosti natolik specifické, je dáno patrně množstvím látky v ovzduší během ročních období a také fází, ve které se polutanty s větší pravděpodobností zrovna vyskytují (Kylin, Hellstrom et al. 2003). 27

32 Časový průběh akumulace Tento graf (Kylin and Sjodin 2003) objasňuje problematiku týkající se stáří jehlic a míry akumulace polutantů. Dokonce vyvrací původní představu o fázích vzorkování (viz 3.3), kde by teoreticky mělo dojít k nasycení vzorkovače, přičemž je těžké tuto hranici u biotických matric odhadnout. Zjištěné tříleté průběhy akumulace OCPs naznačují, že není vyloučeno, že k rovnovážnému nasycenému stavu jehlic po dobu jejich životnosti nedošlo nikdy a hydrofóbní kapacita jehličí se nevyčerpala úplně (Kylin, Hellstrom et al. 2003). 28

33 Monitoring jehličí 5. Monitoring jehličí 5.1 Přehled analýz V rámci literární rešerše jsem zjišťovala, k čemu všemu byly využity jehlice v chemii životního prostředí a v souvisejících odvětvích přírodních věd. Nejvíce se v Evropě monitoringu jehličí věnují Severské země (Norsko, Švédsko a Finsko), poměrně dost i Litva a Česká republika, ostatní státy výrazně méně. Z mimoevropských zemí spoustu nových a kvalitních informací přináší zejména Čína a Japonsko. Počet studií zabývajících se americkým kontinentem je prakticky nulový. Význam a vůbec věnování pozornosti této pasivní metodě vzorkování je samozřejmě vázán na výskyt jehličnanů na světě. Častým měřením, uváděným v literatuře, bylo sledování chemického složení jehlic, obsahu anorganických iontů a jejich změn v závislosti na čistotě ovzduší v okolí vybraných lokalit (Kuang, Wen et al. 2007; Trimbacher and Weiss 1999). Jiné analýzy se věnovaly kontaminaci těžkými kovy v průmyslových zónách měst nebo v místech zatížených znečištěním způsobeným silničním provozem. Další výsledky o využití jehlic jako vzorkovačů se týkaly depozice velmi sledovaných plynů SO2 a NOx (Raivonen, Bonn et al. 2006) a byl sledován i vliv ozonu na jehličí (Kivimaenpaa, Jonsson et al. 2004; Thomas, Braun et al. 2005). Nalezla jsem také několik prací postavených nikoli na analýze za cílem zjistit stav kontaminace, nýbrž se jednalo o experimenty využívající jehličí pro srovnání s jinou metodou pasivního vzorkování nebo k testování celkové analytické metody způsobu odběru, čištění, extrakce, stanovení obsažených polutantů a jejich koncentrací (Ratola, Lacorte et al. 2006; Liu, Zhang et al. 2006; Jánská, Tomaniová et al. 2004). Konečně, některé další analýzy se zabývaly ukládáním a kumulací organických látek polychlorovaných bifenylů (Sinkkonen, Rantio et al. 1995; Ockenden, Steinnes et al. 1998; Holoubek, Klánová et al. 2007) polychlorovaných dibenzo-p-dioxinů/dibenzo-p-furanů (Sinkkonen, Rantio et al. 1995; Chen, Zhao et al. 2006), polycyklických uhlovodíků (Holoubek, Kořínek et al. 2000; Holoubek, Klánová et al. 2007; Kylin, Hellstrom et al. 2003; Wang, Yao et al. 2006) nebo organochlorovaných pesticidů (Di Guardo, Zaccara et al. 29

34 Přehled analýz 2003; Hellström, Kylin et al. 2004; Ockenden, Steinnes et al. 1998; Kylin, Hellstrom et al. 2003; Holoubek, Klánová et al. 2007; Xu, Deng et al. 2004). Na tyto látky je kladen důraz v této práci a následující výsledky jsou z analýz zaměřených pouze na vybrané perzistentní organické polutanty. 5.2 Srovnání různých metod vzorkování s jehlicemi Na samém začátku bylo důležité zjistit, jak měření pomocí jehlic odpovídá výsledkům z odběrů vzduchu jinými technikami, a jak tedy odpovídá skutečným hladinám polutantů v ovzduší. Tyto informace přináší hned několik studií (Liu, Zhang et al. 2006; Zhu, Pfister et al. 2007; Klánová, Čupr et al. 2008). Všechny docházejí ke stejným poznatkům. Výsledky čínské studie (Zhu, Pfister et al. 2007) potvrzují korelace mezi logaritmickými hodnotami naměřených koncentrací PCBs a PCDD/Fs akumulovaných v trioleinu SPMD membrán a ve smrkovém jehličí. K obdobným závěrům dospěl i dřívější čínský experiment, který sledoval odběry PAHs pomocí SPMD membrány a borovicových jehlic (Liu, Zhang et al. 2006). V Grafu 3. (Klánová, Čupr et al. 2008) jsou na první pohled patrné shody v naměřených hodnotách koncentrací získaných aktivním odběrem pomocí vysokoobjemového čerpadla (vlevo) a pasivních polyuretanových filtrů (vpravo), s koncentracemi získanými analýzou jehlic (vždy šedé sloupce). Výsledky opět navzájem dobře korelují. Přesto lze nalézt drobné, avšak odůvodněné rozdíly, které jsou dány především instrumentací odběrů n g g n g g - 1 1, 0 0, 8 0, 6 0, 4 0, 2 0, 0 B a A C H R B b F B k F B a P I P Y D B A B P E 0, 7 0, 6 0, 5 0, 4 0, 3 0, 2 0, 1 0, 0 n g m n g m - 3 n g g n g g - 1 1, 0 0, 8 0, 6 0, 4 0, 2 0, 0 B a A C H R B b F B k F B a P I P Y D B A B P E n g P U F n g P U F N A P A C Y A C E F L N P H E A N T F L U P Y R B a A C H R B b F B k F B a P I P Y D B A B P E N A P A C Y A C E F L N P H E A N T F L U P Y R B a A C H R B b F B k F B a P I P Y D B A B P E 30

35 Srovnání různých metod vzorkování s jehlicemi n g g n g m - 3 n g g n g P U F P C B 2 8 P C B 5 2 P C B P C B P C B P C B P C B 2 8 P C B 5 2 P C B P C B P C B P C B Graf 3.: střední koncentrace jednotlivých PAHs (horní část) a PCBs (dolní část) vlevo: srovnání koncentrací polutantů zachycených v jehlicích (šedé sloupce) a HiVol čerpadlech (černé čtverce) vpravo: srovnání koncentrací polutantů jehlic a pasivních PUF fitlrů (černé čtverce) (Klánová, Čupr et al. 2008) Vzorkovač má své filtry vždy kryté před nepříznivými vlivy okolí. To je podstatný rozdíl oproti jehlicím, které jsou vystaveny působení různých činitelů, protože tuto možnost díky výskytu jehličnanů v přírodě nemají. Akumulace částicové depozice se projevuje ve většině případů vyššími hodnotami koncentrací POPs než těch, které byly zjištěny v polyuretanových filtrech. Porovnání s odběry čerpadlem ukazuje vesměs opačné rozdíly. Jehlice nevykazují tak velkou afinitu a možnosti k akumulaci těžších polutantů, proto se tedy koncentrace liší. Krytý PUF filtr je od částic izolován poměrně dobře, tudíž vzorkuje volatilnější polutanty vyskytující se v plynné fázi. Podobně je tomu i u SPMD membrán (Liu, Zhang et al. 2006), které sice mají schopnost vázat i pevně vázané POPs (takové, které by prošly póry ve fólii), ale v praxi je tento proces opět potlačen chráněním membrány. Ve srovnání s pasivními umělými vzorkovači mají jehlice naopak vyšší podíl těžších kongenerů (Liu, Zhang et al. 2006). Tyto ověřené zkušenosti odpovídají na otázku, proč využívat ke sledování znečištění ovzduší právě jehličí. Při uvažování o praktickém použití se nabízí ještě další podstatná otázka ekonomického rázu. Proč draze platit za odběry náročné na vybavení a provedení, 31

36 Srovnání různých metod vzorkování s jehlicemi když lze dobře srovnatelných výsledků dosáhnout mnohem jednodušší a levnější metodou. Toto je jedna ze stěžejních myšlenek teorie pasivního monitoringu. Nevýhodou použití jehličí je především fakt, že je tato matrice součástí živého organismu, který reaguje na podmínky prostředí a je tak různě ovlivňován. Tyto vlivy a jimi vyvolané změny je třeba poznat a do určité míry pochopit, abychom byli schopni předvídat další průběh vzorkování. Ke získání podstatných informací je třeba mít povědomí o komplexním stavu znečištění (tj. nejen v ovzduší) v daných lokalitách, a jsou nutné další praktické experimenty, což práci značně komplikuje. Proniknutí do hloubky celé problematiky není krátkobodou záležitostí. Navíc, reakce živých organismů není možné nikdy jednoznačně a úplně odhadnout. Výrazným limitem jehličí je také jeho životnost, která brání dlouhodobému monitoringu na stejných jehlicích. 5.3 Výsledky dosavadních analýz Na začátku shromažďování dat z doposud provedených analýz se zdálo, že nebude problém vytvořit souhrn výsledků a porovnat je. Spolu s daty naměřenými v různých zemích Evropy a jinde, však na povrch vyplouvaly také důležité závislosti. Např. souvislosti mezi různými činiteli v prostředí a jehlicemi, jejich stářím a druhem, což nelze při srovnávání výsledků přehlédnout. S vědomím těchto parametrů považuji tabulku uvedenou v příloze za pouhý nástin a obraz skutečné situace. Proto není možné výsledky analýz jednoduše vyhodnotit ani porovnat. Tabulka v příloze je rozčleněna na tři části podle druhů jehličnanů. Části se týkají experimentů souvisejících s borovicí lesní, ostatními druhy borovic a smrkem. Dále jsou v review uvedeny typy POPs a sledovaných lokalit, včetně země, ve které bylo měření provedeno. Hodnoty koncentrací (minimum, maximum, průměr a medián) jsou v jednotkách ng polutantu/g suché (d.w. = dry weight) nebo čerstvé (w.w. = wet weight) hmotnosti jehlice, není-li uvedeno jinak. Pro základní přehled uvádím jednoduchý souhrn naměřených koncentrací pro vybrané polutanty, pouze minimální a maximální hodnoty, které byly zatím naměřeny na nejčastějších druzích jehličnanů. Rozmezí naměřených koncentrací vybraných POPs Pinus sylvestris Pinus nigra Picea abies 32

37 Výsledky dosavadních analýz min max min max min max PAHs 12,19 Itálie PCB 0,17 Norsko α-hch 0,31 Norsko γ-hch 0,11 Norsko HCB 0,13 Švédsko DDT 0,01 Norsko DDE DDD DDX n.d. Sev. země* n.d. Sev. země* 7,02 Švédsko 17,26 Německo 74,18 Německo 10,10 Estonsko 3,36 Německo 6,13 Německo 0,95 Německo 507,30 Itálie 28,00 Rakousko n.d. Rakousko 2,00 Rakousko 0,30 Rakousko 1,35 Itálie n.d. Rakousko PCDD/Fs 0,01 Rakousko 412,00 Rakousko 0,40 Rakousko 7,90 Rakousko 1,10 Rakousko 23,76 Itálie 2,4 Rakousko 0,17 Rakousko *Sev. Země = Severské země (Norsko, Švédsko, Finsko) n.d. = not detectable; nedetekovatelné Tabulka: Přehled dosavadních výsledků (podrobnější review viz příloha.) (Ockenden, Steinnes et al. 1998; Kylin, Grimvall et al. 1994; Kylin, Hellstrom et al. 2003; Hellström, Kylin et al. 2004; Piccardo, Pala et al. 2005; Weiss, Lorbeer et al. 2000; Di Guardo, Zaccara et al. 2003) Číselné hodnoty odpovídají koncentracím polutantů v ng/g d.w. jednoletých jehlic. Přehled je pouze relativní, protože není brán zřetel na zkoumanou lokalitu a počet sledovaných kongenerů Kritéria vyhodnocování dat Vyhodnocení závisí v podstatě na pěti klíčových parametrech. Hned prvním je volba druhu jehličnanu. Až na výjimky byly vybrány pouze jehličnany rodu Pinus a Picea. Jak již 33

38 Kritéria vyhodnocování dat bylo popsáno v kapitole o mezidruhových rozdílech, není možné porovnat ani dva příbuzné druhy rodu Pinus, natož pak dva odlišné rody. Jak vzhledem k rozdílné velikosti povrchu a složení jehlic, tak i vnitřní struktuře, především počtu a umístění pryskyřičných kanálků. V některých studiích (Sinkkonen, Rantio et al. 1995; Tremolada, Burnett et al. 1996) bylo dokonce uvedeno pouze rodové jméno Pinus bez druhové specifikace. Druhým parametrem je výběr sledované lokality. Je pravda, že pokud tento údaj neznáme, z výsledků budeme patrně schopni odhadnout, zda byly vzorky odebírány z čisté lokality nebo z měst. Považuji však za vhodnější, tyto informace poskytnout. Hodnocení výsledků, ať už námi nebo někým jiným, bude mnohem přesnější a snazší. Velmi důležitým kritériem je věk samotných jehlic. Tento parametr skutečně nelze opomenout. Zpětně totiž těžko posoudíme, jak staré vzorky vlastně byly použity a tak by byly vytvářeny nesprávné závěry. Koncentrace budou vysoké, tudíž danou oblast označíme za jednoznačně znečištěnou. Koncentrace však mohou být vysoké i v čistších místech, kde byly odebrány déle vzorkující jehlice. Bez přihlédnutí ke stáří jehlic je jakékoliv vyhodnocování a srovnávání analýz zbytečné. Mylných porovnání výsledků můžeme dosáhnout i v případě, že nepřihlédneme k ročnímu období, ve kterém byly jehlice odebrány, protože toto kritérium ovlivňuje koncentrace opravdu významně. V literatuře jsem nenalezla žádnou studii, která by byla zaměřena na více skupin polutantů, např. polycyklické uhlovodíky a organochlorované sloučeniny. Určitě by to byla velmi náročná záležitost a možná není vždy třeba natolik kompletních analýz. Už kvůli zdrojům v určitém místě a hladinám polutantů. Některé mohou být tak nízké, že není důležité se jimi zabývat. Chceme-li si však udělat přehled a porovnat data z různých míst, může naše hodnocení ovlivnit jeden skrytý parametr. Analýzy se často liší v počtu sledovaných kongenerů příslušných skupin polutantů. Nelze tedy jednoduše porovnat analýzy, kde bylo měřeno sedm typů polyaromatických uhlovodíků, s analýzou, kde se jich měřilo šestnáct, přičemž většinou známe jen sumu těchto polutantů. Domnívám se, že pro hodně hrubý přehled nám takové výsledky stačí, pro přesnější studii však musíme brát ohled i na tyto informace. 34

39 Jednotky naměřených hodnot Jednotky naměřených hodnot Za poslední nesrovnalosti považuji různé jednotky, resp. k jakým veličinám jsou koncentrace polutantů vztahovány. Výsledky, které jsou uvedené v množstvích vztažených na suchou nebo čerstvou hmotnost vzorku, se velmi liší. Úskalí těchto jednotek tkví v tom, že objem i hmotnost jehlic ovlivňuje množství vody, které je dáno klimatickými vlivy deštěm, teplem a suchem (Klánová, Čupr et al. 2008). Třetí doposud prakticky používanou variantou je vyjádření v množství na hmotnost tuku obsaženého v jehlicích (l.w. = lipid wieght). Tím, že jsou POPs lipofilními látkami, mají takto vyjádřené jednotky smysl. V literatuře jsou však uvedeny zřídka (Di Guardo, Zaccara et al. 2003; Sinkkonen, Rantio et al. 1995). Nyní by bylo ideální problematiku o vybraných jednotkách uzavřít, pokud by neexistovaly jisté komplikace. Závislost množství vosku na obsahu volatilních organických látek v ovzduší (viz kapitola 4.4) činí přepočet koncentrací na množství tuku za nevhodný. Na otázku ohledně správných jednotek tedy zatím neznáme jednoznačnou odpověď Komentář k review Z tabulek uvedených v příloze lze konstatovat, že většina analýz proběhla jednou a často byla sledována pouze jediná generace jehličí. Jednorázové výsledky jsou dobré dokáží informovat o dané míře znečištění, díky zjištěným látkám je možné odhadnout zdroj, odkud polutanty přicházejí. Výsledky, které sledují určitý průběh kontaminace jehlic, však vypovídají o sledovaném místě mnohem více. Mohou popsat změny v průběhu ročních období, tedy brát v úvahu klimatické vlivy působící jak na povrch jehlic, tak na osud látek v nich uložených. V místech, kde na základě zjištěné vysoké kontaminace došlo k opatřením vedoucím ke snížení znečištění ovzduší, analýzy z dalších let přinášejí důležité informace o úspěšnosti zásahu. Ve srovnání s nárazovou analýzou je jasné, že dlouhodobý výzkum, ač má spoustu výhod a kvalitní výsledky, je záležitostí časově a finančně náročnou. Nehledě na to, že cílem všech měření je získat reprezentovatelná data srovnatelná s ostatními. K tomu je třeba získat jistou kalibrační řadu, ke které se další výsledky budou vztahovat. O to je zpracování analýzy složitější. Je žádoucí vhodně zvolit blank, třeba formou prvních ročních výsledků, 35

40 Komentář k review se kterými se srovnávají získané hodnoty z dalších let. Nebo lze provádět měření na více místech na pozaďové lokalitě daleko od možného zdroje polutantů a přímo v místě, kde chceme sledovat znečištění. Měření na více místech od sebe vzdálených je v podstatě také komplikací a překážkou. Před každou analýzou je opravdu nutné zamyslet se nad tím, co potřebujeme zjistit. Zda nás zajímá pouze jediný výsledek, protože nám stačí, nebo chceme podložit práci dlouhodobě naměřenými hodnotami, protože jsou našim cílem několikaleté trendy. 5.4 Vlastní projekt V rámci rozpracovaných projektů na výzkumném centru RECETOX je již naplánován další projekt zaměřený na jehličí. Jeho náplní, která by měla tvořit klíčovou část mé diplomové práce, je téměř dvouleté pozorování vývoje akumulace perzistentních organických polutantů na základě pravidelných odběrů jehlic a jejich následné analýzy. Volbou vhodné metody zpracování jehlic se momentálně zabývá studentka postgraduálního studia Chemie životního prostředí. Vlastní odběr začne na jaře 2008, jakmile vyraší nové jehlice. Četnost vzorkování bude možná pohyblivá, čtrnáctidenní odběry na počátku patrně vystřídají měsíční intervaly. Cílem tohoto pozorování by měly být výsledky podobné švédským analýzám (Kylin and Sjodin 2003), které objasnily akumulaci DDT, α-hch a γ-hch., s vizí o rozšíření poznatků o průběhy akumulací polycyklických aromatických uhlovodíků, polychlorovaných bifenylů, případně i polychlorovaných dibenzodioxinů a furanů. 36

41 Závěr 6. Závěr Perzistentní organické polutanty jsou součástí prostředí kolem nás. Mají mnohé toxické a zdraví škodlivé účinky, a proto je třeba věnovat těmto látkám pozornost a mít o nich patřičný přehled. Pro snížení jejich výskytu bylo již učiněno dost opatření, přesto se jich však nedokážeme zbavit úplně. Společnost je přiměřeně informovaná o znečištění ovzduší, ale domnívám se, že by bylo dobré, aby povědomí o potenciálních škodlivinách bylo celkově rozsáhlejší. Využití jehličí se zdá být vhodnou, citlivou a dostupnou metodou, ve srovnání s jinak běžně používanou přístrojovou technikou, a to nejen z ekonomického hlediska, ale také z pohledu praktických odběrů v méně dostupných lokalitách. V současné době je stav využití jehlic v analytické chemii životního prostředí spíše ještě ve fázi pozorování a objevování nových poznatků, než jako forma rutinní metody ke sledování znečištění ovzduší. Dosavadní teoretické i praktické výsledky se mnohdy liší mezi danými zeměmi a rozdíly jsou patrné i na úrovni jednotlivých výzkumných center. Je tedy žádoucí výhledově pracovat na sjednocení názorů, postupů v metodách a vyhodnoceních, aby bylo možné výsledky skutečně srovnávat. V ideálním případě dospět k jedinému vhodnému řešení, což vzhledem k obrovské komplikovanosti jehličí, způsobené z podstatné části nevyzpytatelnými biologickými procesy, nebude lehké. Mým záměrem bylo vytvořit ucelený přehled o problematice pasivního vzorkování perzistentních organických polutantů pomocí perspektivní biotické matrice. Popsat vlastnosti sledovaných polutantů i jehlic, a shrnout, proč je tento typ metody možný a používaný v hodnocení znečištění ovzduší. Měla jsem vytvořit takový základ teoretických informací, aby na něm bylo možné začít stavět experimentální práci. 37

42 Seznam použitých zkratek 7. Seznam použitých zkratek POPs = perzistentní organické polutanty SOCs = semivolatilní organické sloučeniny PAHs = polycyklické aromatické uhlovodíky PCBs = polychlorované bifenyly OCPs = organochlorované pesticidy DDT = 2,2-bis(4`-chlorfenyl)-1,1,1-trichloethan DDE = 1,1-dichlor-2,2-bis(4-chlorfenyl)ethen DDD = 1,1-dichloro-2,2-bis(4-chlorfenyl)ethan HCH = hexachlorcyklohexan HCB = hexachlorcyklobenzen PCDD/Fs = polychlorované dibezno-p-dioxiny/furany 38

43 Seznam použité literatury 8. Seznam použité literatury Alawi, M. A., S. Tamimi, et al. (1999). "Storage of organochlorine pesticides in human adipose tissues of Jordanian males and females." Chemosphere 38(12): Binelli, A. and A. Provini (2003). "DDT is still a problem in developed countries: the heavy pollution of Lake Maggiore." Chemosphere 52(4): Dell, B. and A. J. McComb (1978). "Biosynthesis of Resin Terpenes in Leaves and Glandular Hairs of Newcastelia-Viscida." Journal of Experimental Botany 29(108): Di Guardo, A., S. Zaccara, et al. (2003). "Conifer needles as passive biomonitors of the spatial and temporal distribution of DDT from a point source." Chemosphere 52(5): Falandysz, J., B. Strandberg, et al. (1998). "Concentrations and spatial distribution of chlordanes and some other cyclodiene pesticides in Baltic plankton." Science of the Total Environment 215(3): Feeley, M. M. and D. L. Grant (1993). "Approach to Risk Assessment of Pcdds and Pcdfs in Canada." Regulatory Toxicology and Pharmacology 18(3): Forman, S., J. Novák, et al. (2002). "Evaluation of toxicity of pesticides and their biodegradation products using human cells." Chemosphere 46(2): Garrec, J. P., C. Henry, et al. (1995). "Epi- and intracuticular waxes: Their separation, chemical characteristics and role in cuticular permeability." Environmental and Experimental Botany 35(3):

44 Seznam použité literatury Grimalt, J. O. and B. L. van Drooge (2006). "Polychlorinated biphenyls in mountain pine (Pinus uncinata) needles from Central Pyrenean high mountains (Catalonia, Spain)." Ecotoxicology and Environmental Safety 63(1): Harner, T., M. Bartkow, et al. (2006). "Passive air sampling for persistent organic pollutants: Introductory remarks to the special issue." Environmental Pollution 144(2): Hellström, A., H. Kylin, et al. (2004). "Distribution of some organochlorine compounds in pine needles from Central and Northern Europe." Environmental Pollution 128(1-2): Holoubek, I., J. Klánová, et al. (2007). "Trends in background levels of persistent organic pollutants at Kosetice observatory, Czech republic. Part I. Ambient air and wet deposition " Journal of Environmental Monitoring 9: Holoubek, I., J. Klánová, et al. (2007). "Trends in background levels of persistent organic pollutants at Kosetice observatory, Czech republic. Part II. Aquatic and terrestrial environments " Journal of Environmental Monitoring 9: Holoubek, I., P. Kořínek, et al. (2000). "The use of mosses and pine needles to detect persistent organic pollutants at local and regional scales." Environmental Pollution 109(2): Horstmann, M. and M. S. McLachlan (1998). "Atmospheric deposition of semivolatile organic compounds to two forest canopies." Atmospheric Environment 32(10): Hwang, H.-M., T. L. Wade, et al. (2003). "Concentrations and source characterization of polycyclic aromatic hydrocarbons in pine needles from Korea, Mexico, and United States." Atmospheric Environment 37(16): Chen, J. W., H. M. Zhao, et al. (2006). "Atmospheric PCDD/F and PCB levels implicated by pine (Cedrus deodara) needles at Dalian, China." Environmental Pollution 144(2):

45 Seznam použité literatury Jančářová I., L. Jančář. Analytická chemie. Mendelova zemědělská a lesnická univerzita, Brno Jánská, M., M. Tomaniová, et al. (2004). "Appraisal of "classic" and "novel" extraction procedure efficiencies for the isolation of polycyclic aromatic hydrocarbons and their derivatives from biotic matrices." Analytica Chimica Acta 520(1-2): Kalajzic, T., M. Bianchi, et al. (1998). "Polychlorinated biphenyls (PCBs) and organochlorine pesticides (OCPs) in the sediments of an Italian drinking water reservoir." Chemosphere 36(7): Keymeulen, R., M. Gorgenyi, et al. (2001). "Benzene, toluene, ethyl benzene and xylenes in ambient air and Pinus sylvestris L. needles: a comparative study between Belgium, Hungary and Latvia." Atmospheric Environment 35(36): Kivimaenpaa, M., A. M. Jonsson, et al. (2004). "The use of light and electron microscopy to assess the impact of ozone on Norway spruce needles." Environmental Pollution 127(3): Kivimaenpaa, M., G. Sellden, et al. (2005). "Ozone-induced changes in the chloroplast structure of conifer needles, and their use in ozone diagnostics." Environmental Pollution 137(3): Kivimaenpaa, M., S. Sutinen, et al. (2003). "Cell structural changes in the needles of Norway spruce exposed to long-term ozone and drought." Annals of Botany 92(6): Klánová, J., P. Čupr, et al. (2008). "Pine needles can indicate trends in the air pollution levels at remote sites. How far can we take this tool?" Krupa, S. V. and A. H. Legge (2000). "Passive sampling of ambient, gaseous air pollutants: an assessment from an ecological perspective." Environmental Pollution 107(1):

46 Seznam použité literatury Kuang, Y. W., D. Z. Wen, et al. (2007). "Distribution of elements in needles of Pinus massoniana (Lamb.) was uneven and affected by needle age." Environmental Pollution 145(3): Kylin, H., E. Grimvall, et al. (1994). "Environmental Monitoring of Polychlorinated- Biphenyls Using Pine Needles as Passive Samplers." Environmental Science & Technology 28(7): Kylin, H., A. Hellstrom, et al. (2003). "Organochlorine pollutants in Scots pine needlesbiological and site related variation within a forest stand." Chemosphere 51(8): Kylin, H. and A. Sjodin (2003). "Accumulation of airborne hexachlorocyclohexanes and DDT in pine needles." Environmental Science & Technology 37(11): Kylin, H., K. Soderkvist, et al. (2002). "Seasonal variation of the terpene content, an overlooked factor in the determination of environmental pollutants in pine needles." Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 68(2): Laakso, K. and S. Huttunen (1998). "Effects of the ultraviolet-b radiation (UV-B) on conifers: a review." Environmental Pollution 99(3): Lehndorff, E. and L. Schwark (2004). "Biomonitoring of air quality in the Cologne Conurbation using pine needles as a passive sampler - Part II: polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH)." Atmospheric Environment 38(23): Liu, G. Q., G. Zhang, et al. (2006). "Spatial distribution and seasonal variations of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) using semi-permeable membrane devices (SPMD) and pine needles in the Pearl River Delta, South China." Atmospheric Environment 40(17): Matas, A. J., M. J. Sanz, et al. (2003). "Studies on the structure of the plant wax nonacosan-10-ol, the main component of epicuticular wax conifers." International Journal of Biological Macromolecules 33(1-3):

47 Seznam použité literatury Migaszewski, Z. M., A. Galuszka, et al. (2002). "Polynuclear aromatic hydrocarbons, phenols, and trace metals in selected soil profiles and plant bioindicators in the Holy Cross Mountains, South-Central Poland." Environment International 28(4): Namiesnik, J., B. Zabiegala, et al. (2005). "Passive sampling and/or extraction techniques in environmental analysis: a review." Analytical and Bioanalytical Chemistry 381(2): Nejedlý, Z., J. L. Campbell, et al. (1999). "Air quality work at Guelph: GAViM and a traffic tunnel study." Nuclear Instruments & Methods in Physics Research Section B-Beam Interactions with Materials and Atoms 150(1-4): Niu, J. F., J. W. Chen, et al. (2004). "The role of UV-B on the degradation of PCDD/Fs and PAHs sorbed on surfaces of spruce (Picea abies (L.) Karst.) needles." Science of the Total Environment 322(1-3): Niu, J. F., J. W. Chen, et al. (2003). "Photolysis of polycyclic aromatic hydrocarbons adsorbed on spruce Picea abies (L.) Karst. needles under sunlight irradiation." Environmental Pollution 123(1): Ockenden, W. A., E. Steinnes, et al. (1998). "Observations on persistent organic pollutants in plants: Implications for their use as passive air samplers and for POP cycling." Environmental Science & Technology 32(18): Peltonen, K. and T. Kuljukka (1995). "Air Sampling and Analysis of Polycyclic Aromatic- Hydrocarbons." Journal of Chromatography A 710(1): Piccardo, M. T., M. Pala, et al. (2005). "Pinus nigra and Pinus pinaster needles as passive samplers of polycyclic aromatic hydrocarbons." Environmental Pollution 133(2): Raivonen, M., B. Bonn, et al. (2006). "UV-induced NOy emissions from Scots pine: Could they originate from photolysis of deposited HNO3?" Atmospheric Environment 40(32):

48 Seznam použité literatury Ratola, N., S. Lacorte, et al. (2006). "Analysis of polycyclic aromatic hydrocarbons in pine needles by gas chromatography-mass spectrometry - Comparison of different extraction and clean-up procedures." Journal of Chromatography A 1114(2): Rehwagen, M., A. Muller, et al. (2005). "Polycyclic aromatic hydrocarbons associated with particles in ambient air from urban and industrial areas." Science of the Total Environment 348(1-3): Růžičková, P., J. Klánová, et al. (2008). "An assessment of air-soil exchange of polychlorinated biphenyls and organochlorine pesticides across Central and Southern Europe." Environmental Science & Technology 42(1): Sanz, M. J., V. Calatayud, et al. (2000). "Spatial pattern of ozone injury in Aleppo pine related to air pollution dynamics in a coastal-mountain region of eastern Spain." Environmental Pollution 108(2): Simonich, S. L. and R. A. Hites (1995). "Organic Pollutant Accumulation in Vegetation." Environmental Science & Technology 29(12): Sinkkonen, S., N. Kamarainen, et al. (1997). "PCDDs, PCDFs, PCDTs, PCBs and some other organochlorine compounds in pine needles exposed to pulp and paper mill emissions and effects of waste combustion on the concentrations." Chemosphere 35(10): Sinkkonen, S., T. Rantio, et al. (1995). "Chlorohydrocarbons, Pcb Congeners, Polychlorodioxins, Furans and Dibenzothiophenes in Pine Needles in the Vicinity of a Metal Reclamation Plant." Chemosphere 30(12): Strandberg, B., A. L. Sunesson, et al. (2006). "Field evaluation of two diffusive samplers and two adsorbent media to determine 1,3-butadiene and benzene levels in air." Atmospheric Environment 40(40): Thomas, G. O., M. Wilkinson, et al. (2006). "Organohalogen chemicals in human blood from the United Kingdom." Environmental Pollution 141(1):

49 Seznam použité literatury Thomas, V. F. D., S. Braun, et al. (2005). "Effects of simultaneous ozone exposure and nitrogen loads on carbohydrate concentrations, biomass, and growth of young spruce trees (Picea abies)." Environmental Pollution 137(3): Tremolada, P., V. Burnett, et al. (1996). "Spatial distribution of PAHs in the UK atmosphere using pine needles." Environmental Science & Technology 30(12): Tremolada, P., V. Burnett, et al. (1996). "A study of the spatial distribution of PCBs in the UK atmosphere using pine needles." Chemosphere 32(11): Trimbacher, C. and P. Weiss (1999). "Needle surface characteristics and element contents of Norway spruce in relation to the distance of emission sources." Environmental Pollution 105(1): Wang, D. G., J. W. Chen, et al. (2005). "Disappearance of polycyclic aromatic hydrocarbons sorbed on surfaces of pine Pinua thunbergii needles under irradiation of sunlight: Volatilization and photolysis." Atmospheric Environment 39(25): Wang, X. P., T. D. Yao, et al. (2006). "Gradient distribution of persistent organic contaminants along northern slope of central-himalayas, China." Science of the Total Environment 372(1): Wania, F. and D. Mackay (1999). "The evolution of mass balance models of persistent organic pollutant fate in the environment." Environmental Pollution 100(1-3): Weiss, P., G. Lorbeer, et al. (2000). "Regional aspects and statistical characterisation of the load with semivolatile organic compounds at remote Austrian forest sites." Chemosphere 40(9-11): Wen, M., C. Buschhaus, et al. (2006). "Nanotubules on plant surfaces: Chemical composition of epicuticular wax crystals on needles of Taxus baccata L." Phytochemistry 67(16):

50 Seznam použité literatury Wild, S. R., S. J. Harrad, et al. (1994). "The Influence of Sewage-Sludge Applications to Agricultural Land on Human Exposure to Polychlorinated Dibenzo-P-Dioxins (Pcdds) and - Furans (Pcdfs)." Environmental Pollution 83(3): Wu, H. and Z. H. Hu (1997). "Comparative anatomy of resin ducts of the Pinaceae." Trees- Structure and Function 11(3): Wyrzykowska, B., N. Hanari, et al. (2007). "Polychlorinated biphenyls and -naphthalenes in pine needles and soil from Poland - Concentrations and patterns in view of long-term environmental monitoring." Chemosphere 67(9): Xu, D. D., L. L. Deng, et al. (2004). "Organohalogenated compounds in pine needles from Beijing city, China." Chemosphere 57(10): Yang, H. H., S. O. Lai, et al. (2002). "Profiles of PAH emission from steel and iron industries." Chemosphere 48(10): Zhu, X. H., G. Pfister, et al. (2007). "Simultaneous monitoring of PCDD/Fs and PCBs in contaminated air with semipermeable membrane devices and fresh spruce needles." Chemosphere 68(9):

51 Elektronické zdroje 9. Elektronické zdroje US-EPA. (z ) WHO. (z ). wikipedia. (z ). 47

52 Přílohy 10. Přílohy Chemické vzorce POPs Review 48

53 Chemické vzorce POPs 10.1 Chemické vzorce POPs Polycyklické aromatické uhlovodíky Převzato z ( ) 49

54 Polychlorované bifenyly Polychlorované bifenyly x + y > Organochlorované pesticidy DDT DDD DDE HCH HCB 50