Stanovení obsahu persistentních organických polutantů a těžkých kovů v ovzduší, stanovení genotoxicity, vyhodnocení možných zdravotních rizik ve vybraných lokalitách Jihomoravského kraje a analýza frakcí atmosférických tuhých částic včetně jejich chemického a mineralogického složení 1
1. OBSAH 1. OBSAH... 2 2. ÚVOD... 4 2.1 SLEDOVANÉ ŠKODLIVINY... 4 2.1.1 Perzistentní organické polutanty (POPs)... 4 2.1.2 Polycyklické aromatické uhlovodíky (PAHs)... 5 2.1.3 Polychlorované bifenyly (PCBs)... 6 2.1.4 Organochlorové pesticidy (OCPs)... 7 2.1.5 Polétavý prach... 9 2.1.6 Těžké kovy (HMs)... 12 3. MATERIÁLY A METODY... 15 3.1 ODBĚRY VZORKŮ... 15 3.1.1 Výběr odběrových lokalit... 15 3.1.2 Kyjov (CZ-KY)... 17 3.1.3 Veselí nad Moravou (CZ-VE)... 17 3.1.4 Brno - letiště Tuřany (CZ-LT)... 18 3.1.5 Modřice (CZ-MO)... 18 3.1.6 Znojmo - Kuchařovice (CZ-ZN)... 19 3.1.7 Hodonice (CZ-HZ)... 19 3.1.8 Moravský Krumlov (CZ-MK)... 20 3.1.9 Boskovice (CZ-BO)... 20 3.1.10 Blansko (CZ-BL)... 21 3.1.11 Kuřim (CZ-KU)... 21 3.1.12 Břeclav (CZ-BV)... 22 3.1.13 Hodonín (CZ-HO)... 22 3.1.14 Popis odběrů vzorků ovzduší - 2007... 23 3.2 CHEMICKÁ ANALÝZA... 24 3.3 BIOLOGICKÉ EFEKTY TESTY GENOTOXICITY... 24 3.4 HODNOCENÍ POTENCIÁLNÍCH ZDRAVOTNÍCH RIZIK... 25 4. VÝSLEDKY... 26 4.1 HODNOCENÍ CHEMICKÝCH ANALÝZ VZORKŮ ODBĚRŮ VOLNÉHO OVZDUŠÍ POMOCÍ VELKOOBJEMOVÝCH AKTIVNÍCH VZORKOVAČŮ... 26 4.1.1 POPs... 26 4.1.2 Genotoxický potenciál... 34 4.2 POLÉTAVÁ PRAŠNOST A TĚŽKÉ KOVY... 35 4.3 VYHODNOCENÍ ZDRAVOTNÍCH RIZIK... 46 4.3.1 Kvantifikace a vyhodnocení zdravotních rizik z expozice kovům Cr, Ni, As a Cd... 46 4.3.2 Kvantifikace a vyhodnocení karcinogenních rizik expozice PAHs, PCBs, a OCPs obsažených v prašné frakci a ovzduší... 47 4.4 PASIVNÍ VZORKOVAČE... 49 4.5 ANALÝZA 6 PRACHOVÝCH FRAKCÍ... 57 5. ZÁVĚRY MĚŘENÍ... 61 6. DOPORUČENÍ... 64 7. PRIORIZACE SWOT... 65 8. LITERATURA... 67 2
3
2. ÚVOD Cílem této studie bylo stanovení obsahu persistentních organických polutantů - polycyklických aromatických uhlovodíků (PAHs), organochlorových pesticidů (OCPs), polychlorovaných bifenylů (PCBs), a těžkých kovů (V, Cr, Mn, Co, Ni, Cu, Zn, As, Sr, Mo, Cd, Sn, Sb, Ba, Hg) ve volném ovzduší, stanovení genotoxicity, vyhodnocení možných zdravotních rizik ve vybraných lokalitách Jihomoravského kraje a analýza frakcí atmosférických tuhých částic včetně jejich chemického a mineralogického složení. 2.1 SLEDOVANÉ ŠKODLIVINY Tato studie byla zaměřena na stanovení koncentrací vybraných environmentálních polutantů v ovzduší (plynná fáze + látky sorbované na částicích): Těžké kovy (V, Cr, Mn, Co, Ni, Cu, Zn, As, Sr, Mo, Cd, Sn, Sb, Ba, Hg) polycyklických aromatických uhlovodíků (PAHs), organochlorových pesticidů (OCPs), polychlorovaných bifenylů (PCBs). Studie byla dále zaměřena na složení frakcí atmosférických tuhých částic včetně jejich chemického a mineralogického složení. Výsledná data byla také využita pro vyhodnocení možných zdravotních rizik ve vybraných lokalitách Jihomoravského kraje. Sledované látky byly vybrány s ohledem na platnou legislativu, mezinárodní konvence (UN/ECE CLRTAP Protokol o persistentních organických polutantech POPs a těžkých kovech HMs a UNEP/IFCS POPs Protokol)a zadání zadavatele. Z těžkých kovů byly stanovovány a hodnoceny V, Cr, Mn, Co, Ni, Cu, Zn, As, Sr, Mo, Cd, Sn, Sb, Ba, Hg. Z polycyklických aromatických uhlovodíků (PAHs) bylo sledováno 16 (28) sloučenin dle seznamu prioritních polutantů US EPA. Z polychlorovaných bifenylů byly stanovovány kongenery PCB 28, 52, 101, 118, 153, 138 a 180 (dle seznamu prioritních polutantů US EPA). Dále byly stanovovány organické chlorované pesticidy jako DDT a jeho metabolity (DDE, DDD), HCHs (,,, δ), HCB a PeCB. 2.1.1 Perzistentní organické polutanty (POPs) Do skupiny POPs zařazujeme polycyklické aromatické uhlovodíky (PAHs), polychlorované bifenyly (PCBs), organochlorové pesticidy (OCPs) a polychlorované dibenzo-p-dioxiny a dibenzofurany (PCDDs/Fs). Hlavním důvodem jejich sledování je prokázané široké spektrum toxických a genotoxických účinků těchto látek. Tyto látky jsou široce rozšířeny v prostředí, byly detekovány ve všech jeho složkách a patří mezi nejstabilnější organické polutanty v terestrickém prostředí. 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 proti degradacím (chemickým i biologickým) a mají nepolární molekuly kumulující se v tukových tkáních a tím pádem dochází k silnému bioobohacování v trofických sítích. Chování POPs v prostředí tím i jejich nebezpečnost lze charakterizovat zejména pěti environmentálně-chemickými parametry. 4
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 logk oc vyšší než 3 charakterizují látky silně se sorbující v půdním prostředí, dlouhodobě v něm přítomné, ovšem také méně biodostupné. 5) Environmentální persistence vyjádřená pomoci 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 0,001 1 0,001 1 3 5 1 3 Vysoká > 1 > 1 > 5 > 3 Následující kapitoly stručně charakterizují 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,c) a Marhold (1986). 2.1.2 Polycyklické aromatické uhlovodíky (PAHs) Jsou to perzistentní organické polutanty s širokým rozsahem rozpustnosti ve vodě, těkání s výraznou tendencí ke kumulaci v abiotických složkách prostředí (sorpce na částice 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, mikrobiální degradaci. Původ PAHs je především ze spalování fosilních paliv. Typicky se tyto látky uvolňují při nedokonalém spalovacím procesu. Do prostředí se tedy dostávají zejména při výrobě energie, spalování odpadů, ze silniční dopravy, při krakování ropy, při výrobě hliníku, z metalurgických procesů, při výrobě koksu, asfaltu, při výrobě cementu, z rafinerií, krematorií, z požárů a v neposlední řadě při kouření. Molekuly PAHs jsou tvořeny dvěma nebo více kondenzovanými benzenovými jádry. 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 v pevném skupenství, zejména 5
PAHs se třemi a více benzenovými jádry. V přítomnosti slunečního záření dochází u PAHs k fotooxidaci, která je ovšem pomalejší u sorbovaných PAHs. 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). PAHs s nižší molekulovou hmotností jsou pohyblivé v prostředí, zatímco PAHs s vyšší molekulovou hmotností jsou relativně nepohyblivé vzhledem k vyšším molekulovým objemům a extrémně nízké těkavosti a rozpustnosti. Doba setrvání PAHs v různých částech prostředí je různá v závislosti na vlastnostech dané sloučeniny a na vlastnostech prostředí. Hladiny v městské atmosféře jsou proměnné v závislosti na jejich vlastnostech, přítomnosti lokálních zdrojů, teplotě, meteorologické situaci a dalších faktorech. Koncentrace jsou většinou 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 na prachové částice. Tyto sloučeniny 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 dermální účinky, ale 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. Např. 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. Anracen, 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. 2.1.3 Polychlorované bifenyly (PCBs) WS (mg.l -1 ) = 0,000761-5,50; H (Pa.m 3.mol -1 ) = 5,4-8,18; log K ow = PCB28: 5,71; PCB52: 5,79; PCB101: 6,2; PCB153: 6,80; log K oc = PCB28: 4,62; PCB52: 4,73; PCB101: 4,63; PCB153: 5,65 t 1/2 (S) = modelový odhad: 17 000-55 000 hod. (2-6 roků) 6
PCBs je skupina chemických sloučenin zahrnujících celkem 209 kongenerů a v prostředí mající výhradně antropogenní původ. Jejich výroba a použití se odvíjí od jejich vlastností - inertní, lipofilní, jedovaté. Používány byly zejména v průmyslu (transformátorové, teplosměnné, hydraulické, dielektrické kapaliny, aditiva do plastů, inkoustů, barev, lepidel, vosků, cementu, sádry apod.). V dnešní době se již PCBs v ČR nevyrábí (od roku 1984) a mohou být užívány jen v uzavřených systémech. Na rozdíl od chlorovaných pesticidů tedy nikdy nebyly do prostředí uvolňovány úmyslně. Hlavním zdrojem před roke 1984 byly otevřené systémy, po roce 1984 úniky z uzavřených systémů (81% veškerých PCBs v prostředí). Zdroje však mohou být i jiné, např. spalovny odpadu. Významným zdrojem (cca 15%) je uvolňování z materiálů, které kontaminaci PCBs obsahují např. půda, sedimenty. Navíc již vyrobené množství je stále v použití a případná likvidace také představuje vážný problém. V prostředí se vypařují velmi pomalu a jsou poměrně nerozpustné ve vodě. Jsou velmi stabilní, což bylo vítáno v jejich průmyslovém využití, ale v životním prostředí je staví tato vlastnost mezi polutanty nejodolnější degradaci a silně se v prostředí akumulující. Jsou rozšířeny všude v prostředí - v půdě, povrchových vodách, vzduchu i sedimentech. V životním prostředí dochází k jejich frakcionaci na základě struktury molekuly. PCBs s jedním chlorem jsou schopné dálkového transportu, naopak ty, které mají 8-9 chlórů, zůstávají deponovány blíže u zdroje. U vysoce perzistentních látek jako jsou PCBs může navíc docházet k opětovnému uvolňování z půdy i z povrchové vody. V půdě setrvávají velmi dlouho po ukončení jejich užívání a ve srovnání se sedimenty a vodami jich půda obsahuje daleko větší množství. Půda je také v současnosti nejvýraznějším zdrojem PCBs (90%) do atmosféry díky zpětné recirkulaci. Jsou rozpustné v tucích a v potravních sítích se dostávají až ke člověku a cestou dochází k výraznému bioobohacování. Obecně jsou účinky PCBs na organismus zejména hepatotoxické, imunotoxické, teratogenní a mají toxický efekt na reproduktivitu. Toxicita značně závisí na stupni chlorace. Akutní jedovatost není velká, je několikrát menší než při požití HCH či DDT. Závažnější jsou následky subakutních až chronických expozic (nemoc Yusho v roce 1986 v Japonsku). Prokázána je zejména embryotoxicita, hepatotoxicita. Např. PCB153 je dle RTECS podezřelý tumurogen. Dle IARC i dle US EPA jsou PCBs pravděpodobně kancerogenní pro člověka (IARC, 1987; US DHHS, 1994). 2.1.4 Organochlorové pesticidy (OCPs) Organochlorované pesticidy jsou extrémně perzistentní a byly dříve velmi široce užívány. Obvykle sem jsou zahrnovány HCHs, DDD, DDE, DDT a HCB. Dichloriddifenyltrichloretan (-dichloretylen) (DDTs) WS (mg.l -1 ) = DDT: 0,0055; DDE: 0,04; DDD: 0,05; H (Pa.m3.mol -1 ) = DDT: 2,36; DDE: 7,95; DDD: 0,640; log K ow = DDT: 6,9; DDE: 7; DDD: 6,2; log K oc = DDT: 5,31; DDE: 4,82; DDD: 5,23 t 1/2 (S) = modelový odhad: 17 000-55 000 hod. (2-6 roků) Insekticidní účinnost DDT byla objevena již v minulém století. Patří ke klasickým velmi perzistentním pesticidům. Zejména v 50. a 60. letech 20. století byl nejmasověji užívaným insekticidem. Po zjištění jeho ekotoxických účinků, se rozpoutala vlna toxikologických, 7
zdravotnických, ekologických, ale i hospodářských a politických diskusí. Následovalo omezení až zastavení výroby a používání DDT v řadě zemí. V ČR se DDT nevyrábí od roku 1974. Výrazná množství DDT byla aplikována přímo do půdy a část DDT v půdách pochází ze skládek. Do vod a sedimentů se DDT dostalo přímo z pesticidních postřiků či sekundárně při splachu s půdy. DDT a jeho deriváty jsou velmi stabilní v prostředí a v půdě jsou rezistentní i vůči mikrobiální degradaci., jsou velmi rozpustné v tucích a prakticky nerozpustné ve vodě, mají silnou tendenci adsorbovat na površích částic. Velká část DDT, které se dostává do vody z půdy je tedy vázána na částice a dochází tedy k depozici do sedimentů. Ve vzduchu je v současnosti nižší koncentrace DDT, diky jeho dlouhodobému nepoužívání, přesto ovšem může být ve vzduchu přítomno díky zpětnému uvolňování z půdy a povrchových vod. DDT je velmi stabilní a perzistentní, pouze část v půdě je degradována mikroorganismy. DDE je hlavní degradační produkt z DDT. V půdě se velmi silně adsorbuje na površích částic. DDT prokazatelně působí na ústřední nervstvo a je hepatotoxický. Účinky na kůži či smyslové orgány nejsou příliš silné. DDT je z hlediska karcinogenity ve skupině 2B (nedostatečné důkazy pro člověka i zvířata) (IARC, 1987). Naopak mutagenita je prokázána (Marhold, 1986). Hexachlorcyklohexan (HCH) vysoce těkavý a nerozpustný (kromě lindanu), vysoká tendence k sorpci a bioakumulaci WS (mg.l -1 ) = : 1; : 7,3; H (Pa.m 3.mol -1 ) = : 0,872; : 0,149; log K ow = : 3,8; : 3,7; log K oc = : 3,25; : 3 t 1/2 (S) = modelový odhad: 17 000 hod. (2 roky) Hexachlorcyklohexan se vyskytuje v osmi stereoizomerech. Lindan je komerční název přípravku obsahujícího 99% -HCH. HCH, resp. lindan byl dříve široce užívaný insekticid. V půdě je velmi rezistentní jak vůči chemické, tak biologické degradaci a zůstává desítky let. Jeho determinace zejména v půdách je tedy stále aktuální. Lindan má status středně toxické látky - EPA toxická třída II, ze všech izomerů HCH je nejtoxičtější. Obecně je popisována zejména neurotoxicita při akutní inhalaci. Chronická expozice ústí v poškození jater, urogenitálního ústrojí a snižování imunity. V USA je výroba již zakázána a EPA zakazuje používání v zemědělství, neboť je podezřelý z karcinogenity. Dle RTECS označován přímo jako karcinogenní. V půdě je lindan značně perzistentní, váže se na půdní částice s vysokou afinitou. V půdách s nízkým obsahem C org však může při průplachu vodou být i značně mobilní a představovat tak nebezpečí kontaminace podzemních vod. V roce 1974 bylo v ČR zakázáno užívání HCH a v roce 1995 i užívání lindanu. Hexachlorbenzen (HCB) středně těkavý a nerozpustný, vysoká tendence k sorpci a bioakumulaci, vysoce perzistentní látka, středně až pevně vázané do půdy, nízká mobilita v půdě WS (mg.l -1 ) = 0,005; H (Pa.m 3.mol -1 ) = 131; log K ow = 5,5; log K oc = 3,99 t 1/2 (S) = reálná měření: 2,7-7,5 roků HCB byl užíván zejména jako pesticid, zejména k ošetření zrn, či úrody proti plísním. V průmyslu se HCB využívalo ve spojitosti s výrobou výbušnin, pneumatik, hliníku, ochranných látek, barviv a PVC. Vzniká jako vedlejší produkt při výrobě chlorovaných rozpouštědel, některých pesticidů, 8
PVC apod. Důležitým zdrojem HCB jsou vysokoteplotní procesy, jako spalování komunálního odpadu, plastů, PCBs, metalurgické procesy, požáry. HCB je distribuován ve všech složkách prostředí, protože je silně mobilní a resistentní vůči degradaci. Z vody se může vypařovat do vzduchu a díky částicím dostávat do sedimentu. Tam může být "uvězněn" díky převrstvení dalšími vrstvami. HCB je v půdě částečně vázán sorpcí a částečně mobilní. Je velmi rezistentní k degradaci a silně adsorbuje, hlavní cestou úbytku z půdy je volatilizace z horních horizontů a ne vyplavování. V hlubších horizontech probíhá pomalá aerobní a anaerobní biodegradace. Dle EXTOXNET je HCB prakticky netoxická látka v EPA toxické třídě IV. Přesto byl např. v USA zakázán. Používán je zejména jako fungicid, zejména k ošetření zrní. HCB je akutně prakticky netoxické při orálním požití, i když je popisována i dráždivost na kůži. Při inhalaci však byly pozorovány toxické účinky (neurotoxicita). Při chronické expozici způsobuje porfyrii (syndrom zejména kožní spojený s osteoporózou). Při vyšších chronických expozicích může fungovat jako karcinogen. IARC a US EPA jej charakterizovaly jako možný kancerogen (IARC, 1987; US DHHS, 1994). 2.1.5 Polétavý prach Suspendované částice jsou významnou složkou znečištění atmosféry, která se podílí na škodlivém působení na lidské zdraví. Zahrnují částice pevného a kapalného matriálu o velikosti od několika nanometrů až do 0,5 mm, které setrvávají po určitou dobu v ovzduší. Tyto částice se dostávají do atmosféry jak z přírodních, tak i z antropogenních zdrojů. V atmosféře se s nimi setkáváme v podobě složité heterogenní směsi z hlediska velikosti částic a jejich chemického složení. Množství (počet částic či hmotnost částic na krychlový metr vzduchu) a fyzikální a chemické vlastnosti částic v ovzduší jsou závislé na zdrojích a vstupech do ovzduší, mechanismu vzniku a transformacích částic v ovzduší, vzdálenosti od zdrojů a meteorologických parametrech. S velikostí částic a jejich složením souvisí i účinky částic na lidské zdraví a možná zdravotní rizika, které představují pro exponovanou populaci. V současnosti je největší pozornost věnována částicím o velikosti (aerodynamickém průměru) pod 10 µm (PM 10 ), které mohou pronikat do dýchacího traktu (inhalovatelná frakce). Částice této frakce jsou rozdělovány do dvou skupin na základě odlišné velikosti, mechanismu vzniku, složení i chování v atmosféře. První skupinu tvoří částice o velikosti pod 2,5 µm (jemná, respirabilní frakce - PM 2,5 ), které vznikají v důsledku chemických reakcí, nukleací, kondenzací plynných emisí na povrchu vzniklých částic či koagulací nejjemnějších částic. K jejich hlavním zdrojům patří spalování uhlí, pohonných hmot, dřeva, chemická výroba, transformace NO x a SO 2 v atmosféře (nukleace) a přeměna organických látek. V základním složení těchto jemných částic převládají sírany, dusičnany, amonné ionty, elementární uhlík, organické látky a kovy. Tyto částice setrvávají v atmosféře poměrně dlouhou dobu, která umožňuje jejich transport i na velké vzdálenosti v rámci pohybu vzdušných mas. Druhou skupinu tvoří částice o velikosti v rozmezí 2,5-10 µm (hrubá frakce, PM 2,5-10 ). Tyto částice vznikají mechanickým obrušováním (drcením, mletím, otěr povrchu) a vířením prachu. K jejich hlavním zdrojům v ovzduší patří různé průmyslové prachy, dobývání v lomech, stavební činnost, prach z vozovek a obdělávání půdy. Tato frakce také zahrnuje různé biotické částice jako jsou bakterie, spóry, pyl, částečky rostlin. Významným zdrojem jsou i spalovací procesy (uhlí, oleje, nafta) spojené s emisemi částeček paliva a sazí. Hlavní složkou těchto částic je krystalický 9
materiál, oxidy kovů (Si, Al, Ti, Fe), CaCO 3, uhlíkaté agregace sazí a částečky pneumatik. Tyto částice setrvávají v ovzduší po kratší dobu a jejich výskyt je omezen na blízké okolí zdroje (WHO, 2000). Poměry zastoupení různých frakcí v ovzduší městských aglomerací jsou odhadovány následovně. Z celkového množství suspendovaných částic (TSP) v ovzduší tvoří PM 10 kolem 80 % a podíl jemné frakce (PM 2,5 ) na množství PM 10 je 45-65 % (WHO, 2000). Bogo et al. (2003) uvádí, že 60 % TSP tvoří částice PM 10 a frakce PM 10 obsahuje 72 % částic PM 2,5. 80-ti procentní podíl frakce PM 10 na celkové prašnosti TSP předpokládá i česká legislativa (viz Nařízení vlády č. 350/2002 Sb.). Vázáno na částice se v atmosféře vyskytuje i velké množství nejrůznějších semivolatilních organických látek. Jedná se například o vyšší HCs, PANs, PAHs, alkyl-pahs, nitro-pahs, hydroxy-pahs, oxo-pahs, PCBs, OCPs, PCDDs/Fs, aromatické ketony, aldehydy, organické kyseliny, ftaláty a další. Podíl jednotlivých zdrojů na těchto látkách se odhaduje na 42 % z dopravy, 22 % z průmyslu, 11 % z rafinérií a energetických zdrojů a 9 % z lokálních topenišť (Berdowski et al., 1997). Tyto látky se stávají součástí částic zejména v důsledku nukleace, kondenzace a koagulace, fázové distribuce či chemických transformací. Jejich distribuce mezi plynnou a pevnou fází je ovlivňována tenzí par, teplotou a vlastnostmi částic (velikost měrného povrchu, obsah organického uhlíku). Významný posun ve prospěch vazby na částice je velmi dobře viditelný např. v případě PAHs, kdy výšemolekulární (benzo(a)pyren, benzo(ghi)perylen) jsou přítomny zejména na částicích, a to i v letním období (Venkataraman et Friedlander, 1994). Distribuce látek mezi různé typy částic není stejná a závisí na původu částic, na jejich zdroji i složení. Obecně lze konstatovat, že významnější je vazba škodlivin na jemnou frakci suspendovaných částic. Účinky Vzhledem ke schopnosti jemných prašných částic pronikat hluboko do respiračního traktu (částice frakce PM 2,5 pronikají až do plicních sklípků), je pozornost věnována i jejich možným účinkům na lidské zdraví. V této souvislosti jsou zmiňovány především obtíže při dýchání, zhoršení zdravotního stavu u astmatiků a dalších plicních onemocnění. Dlouhodobá expozice zvýšeným hladinám částic může vést ke zvýšení mortality a zkrácení délky života, k výskytu kardiovaskulárních onemocnění, bronchitid a rakoviny plic (Dockery et al. 1993; Hauck et al., 1998). Účinek prachových částic závisí na jejich velikosti, tvaru a chemickém složení. Větší částice jsou zachyceny v horních partiích dýchacího ústrojí, obvykle se dostanou do trávicího ústrojí a jedinec je jim exponován také jejich požitím. Částice frakce PM 10 (se střední hodnotou aerodynamického průměru 10 µm, tzv. thorakální frakce) se dostávají pod hrtan do dolních cest dýchacích, jemnější částice označené jako frakce PM 2,5 se střední hodnotou aerodynamického průměru 2,5 m (tzv.. respirabilní frakce) pronikají až do plicních sklípků. Největší podíl prachu se ukládá v plicích při velikosti částic mezi 1 až 2 µm. S dalším zmenšováním se částice začínají chovat jako plynné molekuly a jejich retence v plicích klesá. Částice menší než 0,001 µm jsou téměř všechny zase vydechovány. Účinky suspendovaných částic jsou dále ovlivněny jejich chemickým složením a adsorpcí dalších znečišťujících látek na jejich povrchu. Suspendované částice dráždí sliznici dýchacích cest, mohou způsobit změnu morfologie i funkce řasinkového epitelu, zvýšit produkci hlenu a snížit samočisticí schopnosti dýchacího ústrojí. Tyto změny usnadňují vznik infekce. Recidivující akutní zánětlivá onemocnění mohou vést ke vzniku chronické bronchitidy a chronické obstrukční nemoci plic s následným přetížení pravé srdeční 10
komory a oběhovým selháváním. Tento vývoj je současně podmíněn a ovlivněn mnoha dalšími faktory jako je stav imunitního systému, alergická dispozice, expozice v pracovním prostředí, kouření apod. Efekt krátkodobě zvýšených koncentrací suspendovaných částic frakce PM 10 se projevuje zvýrazněním symptomů u astmatiků a zvýšením celkové nemocnosti i úmrtnosti. Citlivou skupinou jsou děti, starší osoby a osoby s chronickým onemocněním dýchacího a oběhového ústrojí. Účinkům suspendovaných částic na zdraví je věnována stále velká pozornost, přesto se stále nepodařilo stanovit prahovou koncentraci, která by byla bez účinku. Za nejvýznamnější z hlediska vlivů na zdraví se považuje nejjemnější frakce suspendovaných částic 2,5 g.m -3, na které se významně podílí sekundární vznik částic chemickými reakcemi původně plynných látek v ovzduší, jako je oxid dusičitý a siřičitý. Současné závěry o účincích suspendovaných částic na zdraví vycházejí především z výsledků epidemiologických studií posledních 10 let. Mezi nejčastěji popisované efekty patří ovlivnění nemocnosti a úmrtnosti, ke kterým dochází již při velmi nízké úrovni expozice. Mnoho prací ukazuje na zvýšení celkové úmrtnosti o 3-12 %, při zvýšení koncentrace TSP o 100 µg (respektive o 50 µg.m -3 PM 10 a PM 2,5 ), u respiračních příčin smrti se udává zvýšení až o 17 %. Úmrtnost stoupá neprodleně nebo se zpožděním 1 3 dny. Ve studii realizované ve 20 největších amerických městech v letech 1987 až 1994 bylo prokázáno (Samet a spol) že zvýšení koncentrace PM 10 o 10 g.m -3 vede ke zvýšení celkové úmrtnosti o 0,51 %, a úmrtnost na kardiovaskulární a respirační příčiny se zvyšuje o 0,68 %. Tyto výsledky jsou velmi konzistentní se závěry z předchozích studií, které publikovali Dockery, Pope a Schwartz a ve kterých se zvýšení celkové úmrtnosti vztažené ke zvýšení koncentrace PM 10 o 10 g/m 3 pohybovalo v rozmezí 0,4-1 %. Směrnice pro kvalitu ovzduší v Evropě WHO vydaná v roce 2000 uvádí jako sumární odhad ze 17 epidemiologických studií denní zvýšení celkové úmrtnosti v souvislosti se zvýšením denní průměrné koncentrace PM 10 o 10 g.m -3 o 0,74 %. Epidemiologické studie dále uvádějí vztahy mezi změnami denních imisních koncentrací PM 10 a počtem hospitalizací pro respirační onemocnění, spotřebou léků k rozšíření průdušek, frekvencí výskytu příznaků onemocnění dýchacího traktu (např. kašel), a změnami plicních funkcí při spirometrickém vyšetření. Jako sumární odhad z různých epidemiologických studií vztažený ke zvýšení denní průměrné koncentrace PM 10 o 10 g.m -3 uvádí WHO konkrétně zvýšení počtu hospitalizací z důvodu respiračních onemocnění o 0,8 %, nárůst použití léků k rozšíření průdušek při astmatických potížích o 3 %, zvýšení počtu lidí trpících kašlem o 3,6 % a lidí s podrážděním dolních dýchacích cest o 3,2 %. Pro hodnocení dlouhodobých účinků na základě ročních průměrných koncentrací existuje podstatně méně podkladů. Pozorované účinky se většinou týkají snížení plicních funkcí při spirometrickém vyšetření u dětí i dospělých, výskytu symptomů chronické bronchitidy a spotřeby léků pro rozšíření průdušek při dýchacích obtížích a zkrácení očekávané délky života. Pro suspendované částice frakce PM 10 bývají uváděny i u průměrných ročních koncentrací nižších než 30 µg.m -3. Epidemiologické studie z USA naznačují, že očekávaná délka života v oblastech s vysokou imisní zátěží může být o více než rok kratší ve srovnání s oblastmi se zátěží nízkou. Tato redukce očekávané délky života se přitom začíná projevovat již od průměrných ročních koncentrací jemných částic 10 g.m -3. Podle epidemiologických studií uváděných WHO by zvýšení dlouhodobé průměrné koncentrace PM 10 o 10 g.m -3 mělo být spojeno se zvýšením úmrtnosti o 10 % a nárůstem prevalence bronchitis u dětí o 29 %. Ke kvantitativnímu odhadu zvýšení rizika některých zdravotních ukazatelů u exponované populace je možné použít vztahů, publikovaných na základě metaanalýzy výsledků řady epidemiologických studií v roce 1995 (K. Aunan). Na základě studie zabývající se frekvencí 11
výskytu bronchitis a chronických respiračních symptomů u dětí (Dockery a spol.) lze stanovit relativní riziko pomocí vztahu OR = exp (.C), kde je regresní koeficient 0,02629 (95% interval spolehlivosti CI = 0,00273-0,05187) a C je roční průměr PM 10 v g.m -3. Podle epidemiologických studií se u neexponované dětské populace chronické respirační syndromy vyskytují v cca 3%. 2.1.6 Těžké kovy (HMs) Zdroje těžkých kovů v prostředí jsou v podstatě dvojí. Prvním je zvětrávání mateřské horniny, kdy se kovy dostávají do ovzduší vířením prachu (především v hrubé frakci PM 2,5-10 ). Druhým je velké množství externích zdrojů kontaminace. Většina těžkých kovů v atmosféře má původ v antropogenní činnosti. Antropogenní zdroje produkují kovy jako aerosol či popílek. Z tohoto hlediska jsou hlavními antropogenními polutanty olovo, kadmium, arsen a rtuť. Toxicita a environmentální chemie těžkých kovů je popsána například v pracech Fergusson (1990), Merian (1991), Bencko a kol. (1984), Marhold (1980). Nejvýznamnějšími zdroji těžkých kovů v ovzduší jsou metalurgický průmysl, spalování fosilních paliv, prašné provozy a automobilová doprava. Olovo Hlavní zdrojem emisí olova do ovzduší je spalování alkylolovnatých přísad benzinů. Podle odhadu přispívá toto spalování k výskytu olova v ovzduší z 80 až 90%. Míra kontaminace se liší v závislosti na hustotě provozu motorových vozidel. V některých oblastech způsobuje problémy se znečišťováním ovzduší těžba a zpracování olovnatých rud. Koncentrace pozadí olova v ovzduší se v současné době odhaduje na 5.10-5 μg.m -3, což potvrzují také měření v ČR v roce 2002. Koncentrace olova v ovzduší ČR dlouhodobě klesají jako následek používání bezolovnatého benzinu. Nejvyšší hodnoty imisních charakteristik zjištěné v městských sídlech ČR v roce 2002 byly 0,055 μg.m -3. Ve vnějším ovzduší se olovo vyskytuje hlavně ve frakci jemných částic submikronové velikosti. V respiračním systému je zachyceno 30 až 50% všech inhalovaných částic. Prakticky všechno takto zachycené olovo je absorbováno do organismu. Absorpce olova v respiračním systému je ovlivněna rozdělením velikostí částic a rychlosti dýchání. Pro dospělé se podíl zadržených částic pohybuje od 20 do 60%. Podíl olova v gastrointestinálním traktu je u dospělých okolo 10%, zatímco u dětí až 50%. Absorbované olovo je v organismu dále distribuováno mezi tři hlavní složky: krev, měkké tkáně a mineralizující tkáně (kosti, zuby). U dospělých je okolo 95% deponováno v kostech. Obsah olova v kostech roste s věkěm, biologický poločas života je několik let. Neabsorbované olovo prochází gastrointestinálním traktem a je vylučováno ve výkalech. Z celkově absorbovaného množství je 50 až 60% odstraněno močí a žlučí. Ve vztahu k obyvatelstvu jsou uvažovány hlavní tři účinky dlouhodobé expozice nízkým koncentracím: účinky na biosyntézu hemu, na nervový systém a na krevní tlak. 12
Některé experimenty ukazují na možnost vlivu na vznik nádorů ledvin, nadledvinek, varlat, štítné žlázy, prostaty a mozku u pokusných zvířat. Podle hodnocení IARC jsou důkazy karcinogenity olova a jeho sloučenin pro člověka klasifikovány jako nedostatečné, proto je olova řazeno do skupiny 3. Koncentrace olova v krvi je rozhodujícím paramerem, na jehož základě by měla být založena směrnice a směrná koncentrace olova v ovzduší. Při výběru vhodné limitní koncentrace olova v krvi lze hodnotu 0,2 μg.ml -1 považovat za hranici oddělující koncentrace, při nichž nebyly pozorovány žádné účinky, od nejnižších koncentrací, při nichž byly pozorovány škodlivé zdravotní účinky. Kadmium Kontaminace životního prostředí kadmiem je v poslední době vyvolána zejména rostoucím používáním v průmyslu (slévárny, barviva, plasty, akumulátory, pohonné hmoty, pesticidy, hnojiva, aplikace splaškových kalů, energetika). Publikované průměrné roční koncentrace kadmia v ovzduší jsou obvykle ve venkovských oblastech od <1 do 5 ng.m -3, v městských oblastech 5-15 ng.m -3 a v průmyslových 15-50 ng.m -3. Mnohem vyšší koncentrace byly zjištěny v okolí závodů zpracovávajících kovy: průměrné týdenní koncentrace až 300 ng.m -3. Denní příjem kadmia vdechováním za předpokladu koncentrace 50 ng.m -3 nepřesahuje 1μg. Z celkového množství vdechnutého kadmia se v plicích absorbuje méně než 50%. Hlavní část kadmia absorovaného z plic nebo střev se nejprve deponuje v játrech, kde se váže na metalothionein. Z jater pozvolna přechází do ledvin. Vylučování z ledvin je velmi pomalé. Biologický poločas kadmia v játrech byl odhadnut na 10 let a v ledvinách na ještě delší dobu. Akutní respirační účinky lze očekávat po vdechování kouře obsahujícího kadmium v koncentracích nad 1mg.m -3. Chronické respirační účinky lze očekávat po pracovních expozicích při koncentraci 20 μg.m -3 po dobu 20 let. Kritickým ohroženým tělesným orgánem po dlouhodobých expozicích nízkým koncentracím jsou ledviny. Kadmium klasifikovala IARC jako karcinogen skupiny 2B. V několika studiích bylo popsáno několik případů karcinomu plic nebo prostaty u osob pracovně exponovaných kadmiu. Tyto studie byly vyhodnoceny agenturou EPA se závěrem, že důkazy rizika karcinomu pro člověka jsou jen omezené. Jestliže uvažujeme pouze inhalační expoziční cestu, lze kritickou průměrnou koncentraci kadmia v ovzduší způsobující jeho kritickou koncentraci v kůře ledvin za předpokladu 19-tiletého poločasu života považovat koncentraci 2,9 μg.m -3 při expozici trvající 50 let. Arsen Arsen se v přírodě vyskytuje hlavně ve formě sulfidů doprovázejících rudy stříbra, olova, mědi, atd. Do ovzduší je uvolňován z přírodních i antropogenních zdrojů. Hlavním zdrojem je vulkanická činnost. Antropogenní emise unikají při tavení kovů, spalování paliv, zejména nízkokvalitního uhlí, a při aplikaci pesticidů. 13
Reprezentativní hladiny přirozeného pozadí v ovzduší v neznečištěných venkovských oblastech leží v rozsahu 1 až 10 ng.m -3. Hodnoty ročních aritmetických průměrů koncentrací se v roce 2002 v ČR pohybovaly v rozmezí od 0,0035 do 0,00016 μg.m -3. Koncentrace arsenu v ovzduší však může v některých městech dosahovat několika set ng.m -3 a v blízkosti hutí neželezných kovů a některých elektráren může přesáhnout úroveň 1 000 ng.m -3. Sloučeniny arsenu ve formě částic mohou být inhalovány, deponovány v respiračním traktu a absorbovány do krve. Za předpokladu absorpce 30% lze rychlost příjmu odhadnout ve venkovských oblastech 0,006 0,06 μg.den -1 a ve městech 0,06-1 μg.den -1. Pracovní expozice arsenu se vyskytují hlavně mezi pracovníky kovohutí, elektráren spalujících uhlí a pracovníky aplikujícími pesticidy. Okolo 40% vdechnutého arsenu se ukládá v plicích. Arsen vstřebaný do organismu je přenášen zejména krví, z níž je však relativně rychle odstraňován. Nejvyšší absolutní množství arsenu je nacházeno ve svalech, kostech, játrech a plicích, ale nejvyšší koncentrace obsahuje kůže. Ukázalo se, že u člověka dochází k pronikání arsenu také placentou. Anorganický As se vylučuje močí (biologický poločas 10 hodin), větší část je vylučována v podobě mono- a dimethylarseničné kyseliny s poločasem asi 30 hodin. Klinické obrazy chronických otrav se liší, obvykle převládají změny kůže, mukózních membrán, neurologická, vaskulární a hematologická poškození. Anorganické sloučeniny arsenu jsou identifikovány jako kožní a bronchiální karcinogeny pro člověka. Po expozicích vdechováním je kritickým účinkem arsenu vyvolání rakoviny plic. Nikl Většina antropogenních emisí niklu do ovzduší uniká při spalování zbytkových a topných olejů, těžbě niklových rud a rafinaci niklu a při spalování komunálního odpadu. Celkové roční antropogenní emise niklu do ovzduší byly odhadnuty na 98 kt, zatímco emise niklu z přírodních zdrojů přispívají k celkovým emisím 30 kt za rok. V členských státech Evropské unie byly zjištěny tyto koncentrace niklu: v odlehlých oblastech 0,1 0,7 ng.m -3, v městských oblastech 3 100 ng.m -3 a v průmyslových oblastech 8 200 ng.m -3. Hodnoty ročního aritmetického průměru koncentrací se pohybovaly v ČR v rozmezí od 0,04 do 5 ng.m -3. Za předpokladu koncentrace v ovzduší 10 až 20 ng.m -3 jemnožství niklu, které pronikne do dýchacích cest 0,2 až 0,4 μg.den -1. V ovzduší na pracovištích může být koncentrace niklu podstatně vyšší než v běžném prostředí dokonce v poměru až 1:106. Úroveň depozice niklu z nejmenších částic dosahuje 63%, přičemž 25% se deponuje v plicích a 5-6% deponovaného niklu se zpětně vylučuje. Nikl absorbovaný do organismu je v těle přenášen hlavně krví a prokazatelně proniká také placentou. Nakonec je nikl vylučován převážně močí, známy jsou i případy vylučovaní potem. Nikl je obsažen také ve slinách a ukládá se do vlasů. U člověka byly popsány alergické kožní reakce, astma a podráždění sliznic. Cílovým orgánem alergických projevů expozic niklu je respirační trakt. Zatím nejsou dostupné studie popisující souvislosti mezi příjmem niklu z prostředí a výskytem karcinomů u obecné populace. V minulosti byli pracovnící provozů průmyslové rafinace niklu vystaveni podstatně vyššímu riziku karcinomu plic a nosních dutin, popsány byly případy karcinomů hrtanu, karcinomů žaludku a sarkomů. 14
3. MATERIÁLY A METODY 3.1 Odběry vzorků 3.1.1 Výběr odběrových lokalit V rámci projektu byly v první fázi řešení realizovány odběry volného ovzduší na předem vybraných dvanácti lokalitách Jihomoravského kraje (viz Tabulka 1 a Mapa 1). Odběrová kampaň byla realizována ve dnech 17. - 27.7.2007. Jednalo se vždy o jeden 24-hodinový odběr na každé z lokalit: Břeclav, Hodonín, Kyjov, Veselí nad Moravou, Brno - Tuřany, Modřice, Znojmo - Kuchařovice, Hodonice, Moravský Krumlov, Boskovice, Blansko a Kuřim. Lokality byly zvoleny tak, aby postihly stav znečištění ovzduší ve významných centrech Jihomoravského kraje a rovněž aby jejich geografické rozložení bylo v maximální možné míře reprezentativní pro celý jihomoravský region. Pro studii byla zvolena města, resp. obce, jako body s největší hustotou obyvatel. Zjištěný stav znečištění ovzduší tedy nelze přímo aproximovat na celý kraj, tj. například na lokality výrazně vzdálené od městských aglomerací. Ve druhé fázi řešení proběhl ve stejné vzorkovací síti (zvolených 12 lokalit) dlouhodobý odběr pasivními vzorkovači ovzduší s PUF filtry pro stanovení dlouhodobého zatížení POPs škodlivinami. Pro posouzení sezónních vlivů na koncentrace sledovaných látek bylo provedeno celkem pět 28-denních expozičních kampaní. Tabulka 1 obsahuje přehled všech odběrových míst, jejich souřadnic a nadmořské výšky v systému WGS84 a v S-JTSK. Tabulka 1: Souřadnice odběrových lokalit Lokalita WGS84_X WGS84_Y WGS84_Alt SJTSK_X SJTSK_Y SJTSK_Z Blansko 49,36280 16,64263 287-593658,7177612-1142486,3237897 287 Boskovice 49,49208 16,65964 376-590895,2282655-1128323,5836074 376 Břeclav 48,76367 16,89024 157-582686,1062715-1210645,9380797 157 Hodonín 48,84962 17,10237 173-566209,0134303-1202733,3002107 173 Hodonice 48,83695 16,16837 221-634517,1344804-1196793,0484893 221 Kuřim 49,31009 16,53323 307-602194,0715682-1147457,4979641 307 Kyjov 49,00981 17,12261 204-562937,6733435-1185160,6517330 204 Tuřany 49,14894 16,69618 241-592319,3170544-1166548,3825719 241 M.Krumlov 49,04761 16,31259 242-621389,4173264-1174701,7574982 242 Modřice 49,12960 16,61077 210-598745,1004309-1168021,0171341 210 Veselí 48,94682 17,38827 212-544280,6811052-1194054,7802823 212 Znojmo 48,88127 16,08572 336-639981,4143918-1191206,6982582 336 15
Mapa 1: Lokalizace odběrových lokalit 16
3.1.2 Kyjov (CZ-KY) Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka východní délka nadmořská výška N 49 00'35,3" E 17 07'21,4" 204 m Odběrová lokalita je umístěna na dlážděné terase čtyřpatrové budovy MěÚ Kyjov, Masarykovo nám. 18 v centru města (viz foto), cca 12 m nad okolním terénem. Přes náměstí vede slabě frekventovaná místní komunikace. Lokalitu lze z hlediska funkce hodnotit jako obytnou až smíšenou (menší provozovny, služby). K ovlivnění odběru může dojít dopravou a dalšími antropogenními zdroji v centru města. 3.1.3 Veselí nad Moravou (CZ-VE) Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka východní délka nadmořská výška N 48 56'48,5" E 17 23'17,8" 213 m Odběrová lokalita se nachází na zatravněné ploše vedle budovy sportovní haly v areálu Střední odborné školy ekonomické a Středního odborného učiliště, Kollárova 1669, na jihovýchodním okraji města (viz foto). Ve vzdálenosti cca 50 m vede slabě frekventovaná komunikace. Kromě dopravy zde mohou mít vliv i emise z areálu bývalých železáren a sekundární prašnost z okolních zemědělských pozemků. 17
3.1.4 Brno - letiště Tuřany (CZ-LT) Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka východní délka nadmořská výška N 49 08'56,2" E 16 41'46,3" 241 m Lokalita je situována v areálu letiště Brno - Tuřany. Jde o předměstskou pozaďovou lokalitu na jihovýchodním okraji města, náhorní planinu s trvalým travním porostem bez zástavby. Ve vzdálenosti cca 100 m se nachází přistávací dráha letiště. Možnými zdroji znečištění ovzduší jsou letecká doprava a prašnost z okolních pozemků. Projevit se může i vliv dalších antropogenních zdrojů na území města Brna. 3.1.5 Modřice (CZ-MO) Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka východní délka nadmořská výška N 49 07'46,6" E 16 36'38,8" 211 m Odběrová lokalita se nachází v areálu mateřské školy Zahradní č.p. 590, cca 200 m severozápadně od centra Modřic (viz foto). Ve vzdálenosti cca 50 m vede velmi slabě frekventovaná místní komunikace. Zhruba 300 m západně prochází dopravní koridor s železnicí a vysokorychlostní komunikací z Brna směrem na Vídeň Lokalitu lze hodnotit jako obytnou. Kromě dopravy a dalších antropogenních zdrojů zde mohou mít vliv i emise z průmyslových zón v okolí města. 18
3.1.6 Znojmo - Kuchařovice (CZ-ZN) Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka východní délka nadmořská výška N 48 52'52,6" E 16 05'08,6" 336 m Odběrová lokalita je umístěna v prostoru měřiště na pozemku meteorologické stanice ČHMÚ Znojmo - Kuchařovice 246 (viz foto). Stanice se nalézá na mírném návrší na severním okraji obce. Zástavba rodinnými domy je ve vzdálenosti cca 100 m, rovněž automobilová doprava v nejbližším okolí je minimální. Možnými zdroji znečištění jsou antropogenní vlivy (lokální topeniště) a prašnost z okolních zemědělských pozemků. Lokalita reprezentuje venkovskou oblast v blízkosti většího města. 3.1.7 Hodonice (CZ-HZ) Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka východní délka nadmořská výška N 48 50'13,0" E 16 10'06,1" 221 m Odběrová lokalita se nachází v průmyslovém areálu Saint-Gobain Vertex, Zahradní 256, na severovýchodním okraji obce Hodonice u Znojma. V blízkosti lokalita se nachází průmyslové haly podniku (viz foto). Obytná zástavba je ve vzdálenosti cca 150 m. Jde o průmyslově-zemědělskou lokalitu. Kromě emisí vznikajících uvnitř areálu podniku může mít na čistotu ovzduší vliv i prašnost z okolních zemědělských pozemků. 19
3.1.8 Moravský Krumlov (CZ-MK) Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka východní délka nadmořská výška N 49 02'51,4" E 16 18'45,3" 243 m Odběrová lokalita se nachází v průmyslovém areálu Saint-Gobain Vertex, Pod Hradbami 176, v blízkosti centra Moravského Krumlova. Areál je situován v údolí říčky Rokytné, ve vzdálenosti cca 100 m vede středně frekventovaná místní komunikace. Odběrová zařízení se nacházela na zatravněné ploše v blízkosti podnikové vodárny a kotelny (viz foto). Jedná se o průmyslovou lokalitu. Kromě emisí vznikajících uvnitř areálu podniku mohou mít na čistotu ovzduší vliv automobilová doprava a další antropogenní zdroje ve městě. 3.1.9 Boskovice (CZ-BO) Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka východní délka nadmořská výška N 49 29'31,5" E 16 39'34,7" 377 m Odběrová lokalita byla umístěna na zatravněné zahradě Dětské léčebny pohybových poruch, Bedřicha Smetany 1166/7, v obytné zóně severně od centra města (viz foto). Ve vzdálenosti cca 50 m vede velmi slabě frekventovaná místní komunikace. Lokalitu lze z hlediska Boskovic hodnotit jako pozaďovou. Okolní zástavbu tvoří převážně jednopatrové rodinné domy. Kromě místní dopravy zde mohou mít vliv i emise z průmyslových areálů Kras a Minerva Boskovice. 20
3.1.10 Blansko (CZ-BL) Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka východní délka nadmořská výška N 49 21'46,1" E 16 38'33,5" 288 m Odběrová lokalita se nacházela cca 6 m nad okolním terénem, na terase třípatrové budovy MěÚ a knihovny K.J.Mašky 1413/2, asi 100 m západně od centra města (viz foto). Ve vzdálenosti cca 50 m vede silně frekventovaný silniční průtah městem. Lokalitu lze hodnotit jako obytnou městskou. Největší vliv lze očekávat z dopravy a dalších antropogenních zdrojů. 3.1.11 Kuřim (CZ-KU) Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka N 49 18'36,3" východní délka E 16 31'59,6" nadmořská výška 308 m Odběrová lokalita je umístěna na terase budovy plaveckého stadionu Blanenská 1082 na rozhraní mezi obytnou a průmyslovou zónou města (viz foto). Ve vzdálenosti cca 50 m vede středně frekventovaná místní komunikace. Kromě dopravy a dalších antropogenních zdrojů zde mohou mít vliv i emise z blízkých průmyslových podniků. 21
3.1.12 Břeclav (CZ-BV) Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka východní délka nadmořská výška N 48 45'49,2" E 16 53'24,9" 157 m Odběrová lokalita se nacházela na zatravněné ploše uvnitř areálu KHS JmK a ZÚ Břeclav, Sovadinova 450/12 (viz foto). Lokalita se nachází ve smíšené zástavbě cca 500 m severovýchodně od centra města. Zhruba ve stejné vzdálenosti východně se nachází železniční trať Brno - Břeclav. Možnými zdroji znečištění jsou především automobilová doprava a další antropogenní vlivy. Lokalita reprezentuje smíšené (průmyslově - obytné) zóny města. 3.1.13 Hodonín (CZ-HO) Poloha lokality určená pomocí GPS: severní šířka východní délka nadmořská výška N 48 50'58,6" E 17 06'08,5" 173 m Místo odběru ovzduší se nachází v areálu podniku Kostelecké uzeniny, Velkomoravská 3929 na západním okraji Hodonína. Čerpadla byla umístěna na trávníku za jednopatrovou budovou se sklady a administrativními prostorami (viz foto). Pohyb automobilů v jejich blízkosti byl omezen. Lokalita reprezentuje průmyslovou zónu města, zatíženou především zdroji emisí v okolních podnicích a v blízké elektrárně Hodonín. Dalším možným zdrojem znečištění je automobilová doprava na příjezdu do Hodonína. 22
3.1.14 Popis odběrů vzorků ovzduší - 2007 Na každé lokalitě byla umístěna následující odběrová zařízení: - nízkoobjemové čerpadlo Leckel MVS6 (Sven Leckel, Německo); odebíraný objem byl vždy 2,3 Nm 3 za hodinu (PM 10 ) pro stanovení koncentrací PM10 a pro stanovení vybraných těžkých kovů; - vysokoobjemové čerpadlo DIGITEL DH77 pro stanovení koncentrací vybraných POPs jak v plynné fázi (PUF filtr) tak i v prašné frakci PM10 (quartz filtr); - pasivní vzorkovač ovzduší pro stanovení dlouhodobého zatížení ovzduší vybranými POPs v plynné fázi (PUF filtr). Aktivní vzorkování proběhlo v letním období s minimálním množstvím srážek, tak aby nedocházelo k vymývání prachových částic se sorbovanými škodlivinami a tedy k podhodnocování reálných koncentrací škodlivin v ovzduší sledovaných lokalit. Byly provedeny chemické analýzy odebraných vzorků a naměřená data byla zpracována a analyticky vyhodnocena. Meteorologická situace v průběhu jednotlivých odběrů jsou souhrnně uvedeny v tabelární podobě (průměrné hodnoty vypočtené z 15-minutových měření): Lokalita Datum odběru Směr větru Rychlost větru Vlhkost vzduchu Tlak vzduchu Úhrn srážek Teplota vzduchu (rozmezí) [m.s -1 ] [%] [hpa] [mm] [ C] Břeclav 17.-18.7.2007 S - JJV 3,4 48,1 986,9 0,0 28,7 Hodonín 17.-18.7.2007 S - JJV 3,6 48,8 987,0 0,0 28,6 Kyjov 18.-19.7.2007 S - V 4,5 58,1 988,4 0,0 26,6 Veselí nad Moravou 18.-19.7.2007 S - V 4,2 58,4 988,5 0,0 26,4 Brno - Tuřany 19.-20.7.2007 SSZ - V 3,7 55,8 985,4 0,0 27,8 Boskovice 19.-20.7.2007 SSZ - V 3,6 56,7 985,3 0,0 27,6 Znojmo - Kuchařovice 24.-25.7.2007 JZ - SZ 5,3 67,3 970,0 0,1 16,9 Hodonice 24.-25.7.2007 JZ - SZ 5,4 68,0 970,4 0,1 16,7 Moravský Krumlov 25.-26.7.2007 JZ - SZ 3,6 50,9 977,2 0,0 18,0 Modřice 25.-26.7.2007 Z - SV 3,1 54,7 987,8 0,0 18,3 Blansko 26.-27.7.2007 SV - J 2,6 43,2 984,6 0,0 22,6 Kuřim 26.-27.7.2007 SV - J 2,8 43,8 984,5 0,0 22,5 Tlak vzduchu se pohyboval kolem 985 hpa, výrazně poklesl pouze při přechodu studené fronty 24.7.2007 (až na 966 hpa). To bylo spojeno i se zvýšenými rychlostmi větru (přes 5 m.s -1 ) a velmi slabými srážkami (0,1 mm). Průměrná rychlost větru ve zbývajících dnech se pohybovala mezi 3-4 m.s -1, směr větru byl během jednotlivých odběrových dnů značně proměnlivý. Po přechodu studené fronty na počátku druhého odběrového týdne došlo k poměrně výraznému poklesu průměrných denních teplot. Ty se v prvním týdnu pohybovaly mezi 26 a 29 C, ve druhém týdnu byly až o 10 C nižší. Tato skutečnost mohla částečně ovlivnit i naměřené koncentrace škodlivin, vzhledem k předpokládanému vyššímu výskytu vzdušných vírů nad rozehřátým povrchem a tím i k vyšším koncentracím polétavého prachu a na něj vázaných škodlivin. 23