7. KONTAMINACE VETERINÁRNÍCH KOMODIT A POTRAVIN. 7.1 Zhodnocení výskytu POPs ve vybraných veterinárních komoditách (krmiva a živočišné produkty)

7. KONTAMINACE VETERINÁRNÍCH KOMODIT A POTRAVIN 7.1 Zhodnocení výskytu POPs ve vybraných veterinárních komoditách (krmiva a živočišné produkty) 7.1.1 Úvod V 80. letech nebyl tehdejší politický režim příznivě nakloněn aktivitám sledujícím stav kontaminace složek životního prostředí škodlivými látkami. Hlavním politickým a hospodářským cílem v zemědělství bylo zajištění soběstačnosti v zásobování potravinami a to i za cenu použití všech prostředků ke zvýšení především rostlinné produkce spojené s masivním používáním pesticidních látek. Přesto, pod vlivem sílícího tlaku odborné veřejnosti k nutnosti řešit negativní účinky chlorovaných pesticidů, těžkých kovů, reziduí veterinárních léčiv a ostatních toxikologicky významných sloučenin pro zdraví spotřebitele a složky životního prostředí, vydalo tehdejší isterstvo zemědělství a výživy ČSSR v roce 1983 zásady pro systematické sledování hladin tzv. cizorodých látek v potravinách. Pro nezbytné vybavení chemických pracovišť kontrolních organizací resortu zemědělství, ale i zdravotnictví, příslušnou laboratorní technikou pro detekci cizorodých látek ve složkách životního prostředí a v potravním řetězci, byly uvolněny finanční prostředky na základě usnesení Vlády ČR č. 223/1984. V roce 1984 byl isterstvem zemědělství ČR (MZe) vyhlášen Program prevence a detekce cizorodých látek v potravinách, surovinách, krmivech a napájecích vodách. Tento program se stal základním kamenem dalších aktivit kontrolních institucí MZe. Od roku 1985 byl v tehdejším Ústředním státním veterinárním ústavu (ÚSVÚ) v Praze vyvinut systém sběru a evidence výsledků analýz cizorodých látek v potravinách a surovinách živočišného původu, krmivech a napájecích vodách. Pořízená data byla zpracována technologiemi založenými na centrálním zpracování dat ve výpočetním středisku na počítačích třídy EC. Filosofie systému odpovídala době, ve které vznikl. Byl to těžkopádný a nevyhovující způsob centrálního sběru dat, který postrádal zpětnou vazbu na veřejnost a terénní složku státního dozoru, hlavně v přístupu k aktuálním informacím o stavu zátěže složek životního prostředí. Kombinace faktorů rychlého vývoje osobních počítačů spolu s politickými změnami na konci 80. let vedla ke změně základních podmínek pro vývoj a provoz podobných sběrných a evidenčních systémů. Od roku 1991 přebralo nově založené Informační centrum Státní veterinární správy (ICSVS) v Liberci celý systém a ten byl převeden na počítače třídy PC, včetně převedení datové základny s časovými řadami u některých komodit až od roku 1984. Byl sestaven zcela nový způsob kódování vzorků na principech desetinného třídění s lokalizací míst odběru vzorků podle čísel katastrálního území (KU) a byl vyvinut příslušný aplikační software. Struktura databáze je ve svém principu používána dodnes. V roce 1991 vznikla první situační zpráva o stavu kontaminace potravin a surovin živočišného původu podle nově přijaté koncepce zpracování dat. Od roku 1992 pak navazují roční zprávy formou řady Informačního bulletinu Státní veterinární správy ČR. V červnu 1992 bylo přijato usnesení Vlády ČR č. 408/1992 k Návrhu organizace a financování monitoringu cizorodých látek v potravním řetězci člověka a bylo uloženo sledovat následující okruhy: IV-1

zemědělské půdy, krmiva a napájecí vody, suroviny a potraviny živočišného původu, příjem cizorodých látek člověkem z potravin (expozice populace), bioindikátory. Celkovou gescí bylo pověřeno isterstvo životního prostředí ČR. istr životního prostředí jmenoval Radu monitoringu potravních řetězců jako svůj poradní orgán. Rada monitoringu pracuje od poloviny roku 1992. Stejně jako nastaly významné změny v politickém postoji vůči zemědělství a potravinářskému průmyslu, stejně tak byl patrný i postupný vývoj v systémovém přístupu k monitoringu cizorodých látek(reziduí a kontaminantů). Od vcelku nahodilého přístupu ke kontrole obsahu reziduí a kontaminantů v závislosti na požadavcích lokálních orgánů státní veterinární správy, přes zavedení zpřísněné kontroly exportních komodit podle požadavku legislativy EU až po dobře propracovaný systém centrálně plánovaného národního monitoringu reziduí a kontaminantů sestaveného především podle Směrnice Rady 96/23/ES, kterou se stanovují zásady sledování některých látek a jejich reziduí u živých zvířat a ve výrobcích živočišného původu a Rozhodnutí Komise 98/179/ES, stanovující podrobná pravidla úředního odběru vzorků pro monitorování určitých substancí a jejich reziduí v živých zvířatech a živočišných produktech. Obdobně i práce analytických laboratoří naznala významných kvalitativních změn. Jednalo se především o nákup odpovídající přístrojové techniky pro plynovou chromatografii, zavedení kontroly kvality práce laboratoří formou mezilaboratorních testů (proficiency testing AOAC/ISO/IUPAC), akreditaci laboratoří a účast na mezinárodních testech FAPAS. Také analytická čistota standardů (zvláště PCBs) sehrála svoji roli v kvalitě analytických dat. Důsledná kontrola kvality práce laboratoří s postupným vyloučením těch pracovišť, jejichž výsledky neodpovídaly požadavkům na kvalitu a dále snaha o snížení rozptylu subjektivních a objektivních chyb, vedla postupně k redukci počtu zúčastněných laboratoří na systému monitoringu z původních 18 pracovišť na současné 3 stání veterinární ústavy (SVÚ) z nichž SVÚ v Praze působí jako referenční pracoviště pro chlorované pesticidy a PCBs. Je třeba si uvědomit, že prezentované výsledky obsahu jednotlivých chlorovaných uhlovodíků dokladují stav výskytu těchto látek na území České republiky. To však ne vždy znamená, že jejich primární zdroj pochází z našeho území. Zvláště u hospodářských zvířat je třeba počítat s tím, že zvířata byla mnohdy krmena komponenty zahraniční provenience, které již mohly být kontaminovány a nebo nakupovaná zvířata ze zahraničí mohla již být zatížena těmito látkami. Předložená expertní studie podává přehled získaných výsledků z měření obsahu reziduí chlorovaných pesticidů a polychlorovaných bifenylů (PCBs) v krmivech, surovinách a potravinách živočišného původu a v bioindikátorech včetně popisu zajímavých případů masivní kontaminace zvláště PCBs. Za rok 2000 a 2001 jsou uvedeny též výsledky počátečního sledování dioxinů (PCDDs/Fs) v některých komoditách živočišného původu, které orgány veterinární správy zadávají k vyšetření v laboratoři OHS Frýdek-Místek. Výsledky jsou prezentovány formou tabulek podle jednotlivých analyzovaných materiálů (od roku 1986) a formou obrázků s vyjádřením trendu v obsahu jednotlivých chlorovaných uhlovodíků v některých analyzovaných matricích (od roku 1990). Mechanismus systému národního monitoringu reziduí a kontaminantů spočívá, mimo řadu jiných zásad, také v tom, že při zjištění nadlimitní hodnoty v rámci plánovaného vyšetřování s předem daným rozsahem vyšetření pro konkrétní vzorkovaný materiál, pokračuje vyšetřování formou tzv. cíleného odběru vzorků s již zaměřeným rozsahem IV-2

vyšetření pro daný analyt z důvodu vyhledání zdroje kontaminace. Proto jsou v této studii odděleně uvedeny v některých případech i výsledky cíleného vyšetřování případně i dovážených komodit zpracovávaných na našem území. Těžiště předkládaných výsledků však spočívá ve výsledcích z monitoringu. Dalším charakteristickým znakem monitoringu je jeho plošnost odběru vzorků rovnoměrně po celém území ČR, daná systémem odběru určených vzorků na území všech okresních a městských veterinárních správ (OVS). Výsledky lze hodnotit podle průměrného (případně maximálního) obsahu konkrétního analytu v dané matrici a nebo z hlediska incidence výskytu nadlimitních hodnot ve srovnání s MLR pro konkrétní vzorkovaný materiál. 7.1.2 Charakteristika let 1984 1989 z hlediska POPs Jedním z úkolů veterinární hygieny a toxikologie v tomto období bylo reagovat na vznikající problémy spojené s odhalením kontaminace krmiv, surovin a potravin živočišného původu, které postupně vyvstávaly po zavádění plynové chromatografie s detektorem elektronového záchytu v analytických laboratořích státních veterinárních ústavů. Podle tehdy platné legislativy Směrnice MZ ČSR č. 50/1978 Sb., o cizorodých látkách v poživatinách, byly stanoveny reziduální limity v poživatinách domácí výroby prakticky jen pro DDTs, HCB a γ isomer HCH (lindan) a to jen pro některé druhy potravin. Byla zde tedy výrazná absence limitů, podle kterých by kontrolní orgány mohly hodnotit své výsledky. Tento fakt byl řešen cestou vydávání limitů Hlavním hygienikem ČSR pro jednotlivé látky a poživatiny. Při orientačním hodnocení výsledků se používalo i doporučení Codex Alimentarius, případně limitů některých členských států EU nebo limitů USA. V roce 1984 byly v naší šunce exportované do USA zjištěny jejich kontorními orgány vysoké hladiny polychlorovaných bifenylů (PCBs), které překračovaly maximální reziduální limity stanovené legislativou USA. Tento případ nastartoval zvýšený a soustředěný zájem státního veterinárního dozoru na zjišťování kontaminace živočišných produktů a krmiv PCBs a ostatními chlorovanými uhlovodíky (chlorovanými pesticidy) a na hledání zdrojů této kontaminace. Kontrola byla soustředěna především na PCBs a DDTs. Průměrné hodnoty obsahu PCBs v hovězím mase, mléce a rybách prezentované v tabulkách za toto období dokladují značný stupeň kontaminace. V případě DDTs byly vysoké hodnoty, překračující tehdy platný hygienický limit 2,0 mg.kg -1 tuku zjišťovány především v sladkovodních rybách. U hovězího masa nebyla situace nikterak dramatická ve srovnání s limitem 2,0 µg.g -1 tuku. Stejně tak v konzumním mléce, kde se výrazně projevil ředící efekt, nedosahovaly průměrné hodnoty DDTs limitního množství (0,4 µg.g -1 tuku). Tato doba však byla charakteristická především celou řadou hygienicky, toxikologicky a environmenálně závažných havarijních situací zvláště z hlediska odhalení vysoké kontaminace zemědělského výrobního prostředí polychlorovanými bifenyly (PCBs). Byly registrovány i četné průmyslové havárie spojené s únikem toxických látek do vodních toků (zvláště PCBs). Obecně se dá říci, že čím více bylo zemědělské družstvo tzv. na výši tj. používalo nátěrových hmot k ošetření betonových silážních žlabů, disponovalo senážními věžemi, využívalo techniku s hydraulickým zařízením pro manipulaci s objemným krmivem, používalo nátěry na konstrukce stájových zařízení, mělo asfaltové podlahy ve stájích apod., tím více byla zvířata a jejich produkty kontaminována PCBs z těchto technických zdrojů buď přímo nebo prostřednictvím kontaminovaného krmiva. Při dohledávání primárních zdrojů kontaminace PCBs bylo prakticky ve všech případech kontaminovaných chovů skotu, ale i prasat prokázáno, že zdrojem byly nátěrové hmoty, izolační hmoty, hydraulické kapaliny a ostatní technické suroviny s obsahem PCBs, které přišly do styku s krmivem nebo i přímo do kontaktu se zvířetem (barvy na krmných žlabech a hrazení). IV-3

Jedním z velkých případů na přelomu let 1989 a 1990 byl i mediálně známý případ Boršice (ZD Boršice, okr. Uherské Hradiště). Na této farmě muselo být v září 1990 naráz poraženo celé stádo dojnic (celkem 108 kusů) z důvodu vysokého obsahu PCBs v mase, orgánech a mléce. Tehdejší MLR pro PCBs v hovězím mase (1,5 µg.g -1 tuku) a MLR v mléce (0,3 µg.g -1 tuku) byly překročeny u každého kusu z tohoto stáda. Před rozhodnutím o likvidaci stáda ve Veterinárním asanačním ústavu Mankovice byla provedena řada vyšetření k odhalení zdroje kontaminace krav a k posouzení obsahu PCBs v tkáních jednotlivých zvířat. Od živých dojnic byly odebrány vzorky tukové tkáně z podocasní řasy. Stádo bylo rozděleno do 4 skupin podle stupně kontaminace PCBs: - do 5 µg.g -1 tuku, - do 10 µg.g -1 tuku, - do 15 µg.g -1 tuku, - nad 15 µg.g -1 tuku. Skupiny dojnic s nejvyšším obsahem PCBs vykazovaly nižší porážkovou hmotnost a nižší jatečnou hodnotu. V několika desítkách případů byly odebrány vzorky tuku (loje), svaloviny a orgánů z poražených krav. Lze konstatovat, hodnoty PCBs zjištěné v tuku odebraném od zvířat zaživa byly téměř shodné z obsahem PCBs ve svalovině odebrané od poražených dojnic. Vyšetření bioptických vzorků bylo tedy vhodnou metodou pro časné určení stupně expozice zvířat PCBs. Kůže poražených dojnic obsahovaly PCBs v hodnotách od 4,59 do 18,73 µg.g -1 tuku. S ohledem na nízký obsah tuku v kůžích (0,66 až 1,39 %) byly kůže těženy a použity k dalšímu průmyslovému zpracování. Ostatní tkáně poraženého skotu (celá těla včetně orgánů) byla zpracována na masokostní moučku a na vyextrahovaný kafilerní tuk. Masokostní moučky z celkem devíti destruktorových šarží obsahovaly hodnoty PCBs od 3,22 do 5,59 µg.g -1 tuku. Kafilerní tuk obsahoval ze stejného počtu šarží hodnoty PCBs od 3,85 do 11,70 µg.g -1 tuku. Masokostní moučka, která nebyla dokonale zbavena tuku a kafilerní tuk byly určeny k neškodné likvidaci. Kafilerní zpracování živočišných tkání bylo tedy metodou vhodnou pouze k redukci objemu kontaminované suroviny, avšak konečná likvidace tohoto nebezpečného odpadu musela být provedena jinými metodami. Dalším z řady případů byla kontaminace dojnic PCBs na farmě Čičovice v okrese Praha-západ. Zdrojem kontaminace stáda byla konzervovaná objemná krmiva (siláž kukuřičná, siláž řízková), která přišla do kontaktu s natřenými stěnami silážních jam. Kukuřičná siláž odebraná při stěně natřené barvou s obsahem Deloru 106 měla koncentraci PCBs 101,12 µg.g -1. Siláž odebraná jako průměrný vzorek z této silážní jámy obsahovala PCBs v koncentraci 12,95 µg.g -1. Maso dojnic obsahovalo v průměru PCBs 1,42 µg.g -1 tuku, s maximální hodnotou 5,25 µg.g -1 tuku, biopticky odebraný tuk od 419 dojnic obsahoval v průměru 1,23 µg.g -1 tuku s maximální zjištěnou hodnotou 5,26 µg.g -1 tuku. Průměrný obsah PCBs v mléku odebraném v mléčném bazénu na farmě měl hodnotu 1,04 µg.g -1 tuku. Zajímavý byl i případ dojnic z farmy Palkovice v okrese Frýdek-Místek, kde zdrojem kontaminace byla vnitřní vrstva senážní věže pokrytá hmotou s obsahem PCBs. Senáž odebraná při stěně senážní věže obsahovala PCB 6,9 µg.g -1. Dalším zdrojem byla barva, kterou byl natřen silážní žlab (1,76 mg.g - 1 ) a podlaha stáje pokrytá asfaltovou hmotou (139,6 mg.g -1 ). Průměrná hodnota v mase byla 1,06 µg.g - 1 tuku s maximem PCBs 6,25 µg.g -1 tuku. Biopticky odebraný tuk od 675 dojnic obsahoval PCBs v průměru 1,16 µg.g -1 tuku s maximální hodnotou 81,0 µg.g -1 tuku. Mléko odebrané v mléčném bazénu na farmě obsahovalo PCBs v průměrné koncentraci 1,36 µg.g -1 tuku. Také ve vzorcích barev ze stěn stájí na farmě Brniště v okrese Česká Lípa byly zjištěny PCBs v koncentracích od 14,5 až 60,0 mg.g -1, v barvě z krmného žlabu byl obsah PCBs 10,0 mg.g -1. V prachu odebraném z prostředí stájí byly zjištěny koncentrace PCBs v rozpětí od 0,32 do 26,0 µg.g -1. Průměrná hodnota PCBs v mase skotu byla 22,53 µg.g -1 tuku, v mléce z bazénu byl průměrný obsah PCBs 4,04 µg.g -1 tuku. Získaný kafilerní tuk z těl skotu z této farmy obsahoval PCBs v koncentraci 10,45 µg.g -1 tuku. IV-4

V tomto období bylo postupováno radikálním způsobem to znamená, že kontaminované maso a orgány skotu byly zpracovány ve veterinárních asanačních ústavech. Činily se různé pokusy tepelné likvidace kafilerních masokostních mouček, tuků nebo i syrového masa a orgánů zvířat v různých typech spalovacích pecí. Výsledky nebyly vždy přesvědčivé, zvláště s ohledem na vznikající dioxiny a jejich únik do ovzduší. PCBs se staly v průběhu 80. a počátkem 90. let také jedním z nejvýznamnějších znečisťujících látek vodního prostředí u nás. Do vodního prostředí se PCBs dostávaly průmyslovými odpadními vodami z podniků, které tyto látky vyráběly nebo je používaly. PCBs mají vysokou schopnost kumulovat se v sedimentech dna a ve vodních organismech, u nichž je akumulační koeficient 10 3 10 5. Problematika PCBs v rybářství nebyla významná jen z hlediska chovu ryb, ale i z hlediska zdravotní nezávadnosti rybího masa. V roce 1986 byla v tehdejším ČSSR navržena nejvyšší přípustná koncentrace PCBs v rybách 1 µg.g -1 (mg.kg -1 ) svaloviny. Rozruch v řadách veřejnosti způsobil na přelomu let 1989 a 1990 i případ úniku Deloru 103 z obalovny živičných drtí v Rožmitálu pod Třemšínem do říčky Vlčavy a dále do řeky Sklalice. Kontaminované vody z této říčky se dostaly až do Orlické přehrady. Výsledky vyšetření ryb z této lokality jednoznačně prokázaly vysoký stupeň kontaminace ryb. Šetřením bylo potvrzeno, že k úniku těchto látek do vodního prostředí docházelo již několik let (pravděpodobně od roku 1987). U dravých ryb se hodnoty PCBs (vyjádřeno jako Delor 103) pohybovaly v rozpětí od 2,18 do 243,0 µg.g -1, u ostatních ryb byla koncentrace PCB v rozpětí od 0,75 do 71,0 µg.g -1. Hodnoty PCB (vyjádřeno jako Delor 106) byly podstatně nižší. 7.1.3 Charakteristika let 1990 1995 z hlediska POPs Také toto období bylo charakterizováno dominujícím problémem PCBs v chovech skotu, prasat, ale také celé krmivářské a potravinářské produkce včetně ryb a lovné zvěře. Dále se formoval systém účinného monitoringu a cíleného vyšetřování široké škály reziduí a kontaminantů včetně chlorovaných uhlovodíků. Byl zvolen radikální postup při eliminaci kontaminovaných krmiv, surovin a potravin živočišného původu z potravního řetězce. Tato dobře míněná snaha však narážela na základní problémy kterými byly: neexistence odpovídajícího zařízení pro dokonalou a z hlediska životního prostředí neškodnou likvidaci organických materiálů kontaminovaných chlorovanými uhlovodíky (projekt spalovny Boršice zkrachoval), dosud neprovedená inventarizace všech technických zdrojů PCBs v zemědělském výrobním prostředí, ale i v prostředí vůbec, nebyla provedena (nebo jen z části) obměna medií s obsahem PCBs v zemědělské prvovýrobě za jiná (přetrvávala možnost rekontaminace). Státní veterinární správa (SVS) zvolila účinný postup při odhalování chovů skotu resp. dojnic kontaminovaných PCBs, a to prostřednictvím mléka s ohledem na efekt ředění. Za rok 1990 a 1991 byly provedeny celkem tři inventarizace farem dojnic ve vztahu k limitu PCBs v mléce 0,3 µg.g -1 tuku. Systém spočíval ve vyšetření mléka ze všech mlékáren, následně ze všech svozných linek mlékáren s obsahem PCBs nad 0,2 µg.g -1 tuku (2/3 limitu) a dále došetření až do mléčných bazénů jednotlivých farem. Vyšetřováním po linii: finální mléko svozná linka mléčný bazén na farmě (včetně vyšetření všech možných zdrojů kontaminace a jejich vyloučením) bylo dosaženo rychlého přehledu o stupni kontaminace s následným radikálním ukončením dodávky mléka z farem IV-5

kontaminovaných PCBs. Tímto postupem bylo zjištěno další velké množství kontaminovaných farem skotu, kde následně musela být provedena opatření k zabránění průniku PCBs do potravního řetězce. V těchto chovech se pak postupovalo metodou vyšetřování biopticky odebraného tuku od reprezentativního počtu jedinců ve stáji nebo formou testačních porážek několika zvířat v předporážkové váze (většinou u býků). Objemná krmiva (siláže, senáže) byla kontaminována z nátěrových hmot při stěnách natřených látkami s obsahem PCBs (až desítky mg na g) a byla hlavním zdrojem kontaminace skotu. Siláže a senáže musely být vyřazeny z použití jako krmivo, většinou byly kompostovány nebo zaorány. Stěny senážních věží, silážních žlabů a stájových konstrukcí musely být očištěny seškrabáním, ožehnutím nebo jinou mechanickou cestou (trysky s pískem - opískování). Ukázalo se však, že beton mnohdy nasákl PCBs do hloubky několika centimetrů, proto bylo zakládání siláží do silážních žlabů v mnoha případech nemožné pro opětovnou kontaminaci. Nevyřešeným problémem zůstala např. likvidace výkalů (hnoje), které podle studie provedené v ZD Boršice Vysokou školou veterinární v Brně obsahovaly 15 až 30% z hodnoty PCBs obsažené v tuku skotu a byly běžným způsobem zapracovány do půdy. Důsledným postupem při odhalování primárních zdrojů kontaminace hospodářských zvířat PCBs a jejich odstraněním, vyřazením kontaminovaných krmiv a vyřazením kontaminovaných zvířat z produkce surovin živočišného původu došlo postupně k poklesu incidence nadlimitních nálezů a ke snížení průměrného obsahu PCBs v surovinách a potravinách živočišného původu. Ve značné míře byla zjišťována kontaminace chlorovanými uhlovodíky zvláště DDTs, PCBs, ale i HCB u sladkovodních ryb. Vyšetřovaní bylo prováděno jednak u sportovně lovených druhů ryb v umělých vodních plochách a ve vodotečích, jednak u chovaných ryb (zvláště kaprů a pstruhů). Ryby z volné přírody (bioindikátory) byly více kontaminovány než tržní druhy ryb z chovů. Tyto nálezy jednoznačně prokázaly kontaminaci vodního prostředí organochlorovými látkami převážně z průmyslových zdrojů (odpadní vody různých průmyslových výrob), porušení kázně při manipulaci s těmito látkami (odhozené obaly od různých přípravků do vodotečí a nádrží). Pravděpodobným zdrojem kontaminace vodního prostředí chlorovanými pesticidy byly i splaveniny kontaminované půdy do vody po silných deštích a vyplavení různých látek s obsahem organochlorových látek (zvláště PCBs) ze skládek komunálního odpadu a jiných deponií. Také v mase volně žijících druhů lovné zvěře (zvěřině) byly zjišťovány vysoké hodnoty především DDTs a PCBs. Výrazná kontaminace všemi zjišťovanými chlorovanými uhlovodíky byla zjištěna ve svalovině a orgánech dravých ptáků. Kumulace vysokého množství těchto látek v těle dravců souvisí s jejich postavením na vrcholu potravní pyramidy (predátoři). Vyšetření se provádělo především u uhynulých dravců, kde jednou z možných příčinou jejich úhynu byl v některých případech i extrémně vysoký obsah těchto látek v jejich orgánech (zvláště DDTs a PCBs). Vysoký obsah chlorovaných uhlovodíků v tkáních dravých ptáku jistě sehrál negativní roly ve schopnosti jejich rozmnožování a následném poklesu jejich počtů v přírodě. V roce 1992 bylo provedeno vyšetření ryb z řeky Skalice jako kontrolní měření účinnosti přijatých sanačních opatření po úniku PCBs (Deloru 103) z již zmíněné obalovny živičných drtí v Rožmitále pod Třemšínem z předchozích let. Vyšetření se zaměřilo na stanovení obsahu PCBs (vyjádřeno jako Delor 103 a Delor 106) a na stanovení obsahu DDTs. Vzorky byly odebírány nad obalovnou a dále ve třech lokalitách pod obalovnou ve směru toku řeky Skalice mezi Rožmitálem pod Třemšínem a Březnicí. Ze získaných výsledků vyplynulo, že i po několika letech od prokázaného úniku látek s obsahem PCBs a provedených sanačních opatřeních stále přetrvává vysoký stupeň zátěže ryb PCBs (zvláště Delorem 103, ale i Delorem 106). U ryb odlovených pod zdrojem kontaminace (obalovnou živičných drtí) byly zjištěny vyšší koncentrace PCBs než u ryb odlovených nad tímto zdrojem IV-6

kontaminace. Překvapením však bylo, že odlovené ryby měly vysoký obsah DDTs v tuku a to prakticky bez rozdílu místa odběru s poněkud vyšším průměrným obsahem u ryb odlovených pod obalovnou živičných drtí. Toto cílené vyšetřování opět potvrdilo nálezy z monitoringu, kde výsledky jednoznačně prokázaly značnou kontaminaci ryb a zátěž vodního prostředí našich řek a vodních nádrží DDTs a PCBs. V roce 1994 byly provedeny dvě rozsáhlé akce vyšetřování vod používaných k napájení hospodářských zvířat z hlediska obsahu chlorovaných pesticidů a PCBs. I když v předchozích letech byl ojediněle zjišťován nevyhovující obsah PCBs ve vodách z vlastních studní zemědělských farem, nehrál tento zdroj z hlediska kontaminace hospodářských zvířat významnější roli, snad s výjimkou skotu. Bylo vyšetřeno více jak 300 vzorků vod používaných k napájení skotu a prasat. Nebylo zaznamenáno překročení nejvyšších mezních hodnot uvedených v ČSN 75 7111 a ve vyhlášce č. 171/1992 Sb. pro chlorované pesticidy a PCBs (s výjimkou jednoho vzorku s nadlimitním obsahem PCB v okrese Tábor). Přesto nejvyšších průměrných a maximálních hodnot dosahovaly PCB max. 52,0 ng.l -1 (vyjádřeno jako Delor 106), PCB max. 42,5 ng.l -1 (vyjádřeno jako Delor 103), HCB 5,0 ng.l -1 a DDT - max. 300,0 ng.l -1. V roce 1995 stejná akce zaměřená na vyšetřování vod k napájení hospodářských zvířat neprokázala překročení limitu u žádného ze sledovaných chlorovaných uhlovodíků. Další cílenou akcí v roce 1994 bylo vyšetření dvou vzorků konzumního mléka odebraného ve všech 105 mlékárnách v ČR na obsah PCBs. Odběry byly prováděny v průběhu jednoho a půl měsíce (říjen a listopad) vždy jeden vzorek v pondělí a druhý v úterý. U každé mlékárny byl hodnocen průměr zjištěných hodnot z těchto dvou vzorků. Koncentrace PCBs byla vyjádřena jako Σ PCBs (vyjádřeno jako Delor 106) a dále byly hodnoceny indikátorové kongenery podle značení IUPAC: 28, 52, 101, 118, 138, 153 a 180. Z průměrných hodnot sumy PCBs všech mlékáren v ČR, ale i z průměrných hodnot všech jednotlivých mlékáren vyplynulo, že nebyl překročen hygienický limit (0,3 µg.g -1 tuku). Průměrná hodnota PCB za celou ČR byla 0,074 µg.g -1 tuku, tedy 24,7% hodnoty hygienického limitu. Nejvyšší průměrná koncentrace PCBs byla zjištěna v mléce ze severočeského regionu 0,158 µg.g -1 tuku (52,7% z limitu) a v severomoravském regionu 0,099 µg.g -1 tuku (33,0% z limitu). Průměrné koncentrace jednotlivých kongenerů nepřekročily za celou ČR 22% hodnot limitů platných v Německu a Slovensku. U toxického kongeneru 118, pro který nebyl limit stanoven, nepřekročila průměrná koncentrace 0,003 µg.g -1 tuku. Nejvyšší průměrné hodnoty byly zjištěny u kongeneru 153 (0,011 µg.g -1 tuku) a 138 (0,009 µg.g -1 tuku). Pořadí kongenerů bylo v konzumním mléce co do obsahu následující: 153, 138, 180, 101, 28, 52, 118. Nejvyšší průměrné koncentrace výše chlorovaných kongenerů PCBs (153, 136 a 180) byly zjištěny v severomoravském, severočeském a středočeském regionu. Systematickým monitorováním obsahu chlorovaných uhlovodíků v krmivech, surovinách a potravinách živočišného původu, cíleným vyšetřováním a důsledným odstraňováním kontaminovaných materiálů z potravního řetězce docházelo postupně k poklesu průměrných hodnot jednotlivých organochlorových látek ve vyšetřovaných komoditách. Postupně byly identifikovány jednotlivé bodové zdroje kontaminace v zemědělském prostředí (kontaminované prostředí výroben krmných směsí, šrotoven, zařízení na uskladnění krmiv a výrobu siláží a senáží a jiné), byly odstraněny hmoty a materiály obsahující PCBs. Tato opatření se projevila v postupném snížení počtu případů zjištění nadlimitních nálezů a z hlediska veterinárně hygienického se koncem roku 1995 situace výrazně zlepšila ve srovnání s obdobím před pěti nebo deseti lety. V případě PCBs, ale i DDTs, lindanu a HCB šlo tedy o zdroje regulovatelné, alespoň ve vztahu k možným opatřením provedených přímo v zemědělském výrobním prostředí. Otázka kontaminace krmiv, surovin a potravin živočišného původu ve vztahu k hygienickým limitům přestávala být postupně problémem plošné kontaminace a nabývala charakter lokálních, jednotlivých havarijních situací většinou po IV-7

nedůsledném odstranění materiálů s obsahem PCBs nebo i jiných látek obsahujících chlorované pesticidy. V případě sportovně lovených ryb ve vodotečích a vodních nádržích byla situace poněkud horší a řešení bylo pouze ve formě informování veřejnosti o stavu kontaminace ryb v některých lokalitách (např. Novomlýnské nádrže na jižní Moravě). Také obsah chlorovaných pesticidů a PCBs ve zvěřině byl regulován pouze cestou vyřazování nadlimitně kontaminovaných jedinců ze spotřeby pro člověka. Přesto i zde se postupně snižovala incidence nadlimitních hodnot a pokles průměrných koncentrací chlorovaných uhlovodíků ve zvěřině. 7.1.4 Charakteristika let 1996 2001 z hlediska POPs Podstatné pro toto období bylo vydání celé řady zásadních zákonů a vyhlášek majících přímý vztah k výkonu veterinárně hygienického dozoru, které jednoznačně vymezily práva a povinnosti chovatelů, výrobců a zpracovatelů krmiv, potravin a surovin živočišného původu a zvýšily pravomoci státních kontrolních orgánů. Byly to především: zákon č. 91/1996 Sb., o krmivech a jeho prováděcí vyhláška isterstva zemědělství ČR č. 194/1996 Sb., později vyhláška isterstva zemědělství ČR č. 169/2002 Sb., kterou se mění vyhláška č. 451/2000 Sb., kterou se provádí zákon č. 91/1996 Sb., o krmivech, ve znění zákona č. 244/2000 Sb., ve znění pozdějších předpisů, zákon č. 110/1997 Sb., o potravinách a tabákových výrobcích, později ve znění změn provedených zákonem č. 306/2000 Sb., a prováděcí vyhlášky, zvláště vyhláška isterstva zdravotnictví ČR č. 298/1997 Sb., kterou se stanoví chemické požadavky na zdravotní nezávadnost jednotlivých druhů potravin a potravinových surovin, později ve znění vyhlášky č 3/1999 Sb., vyhlášky č. 332/1999 Sb. a vyhlášky č. 323/1999 Sb., a později vyhláška č. 53/2002 Sb., zákon č. 166/1999 Sb., o veterinární péči (veterinární zákon) a jeho prováděcí vyhláška isterstva zemědělství ČR č. 287/1999 Sb., o veterinárních požadavcích na živočišné produkty. V rámci monitoringu reziduí a kontaminantů bylo podstatné převzetí systému uplatňovaného v členských zemích EU podle Směrnice Rady 96/23/ES, kterou se stanovují zásady sledování některých látek a jejich reziduí u živých zvířat a ve výrobcích živočišného původu a Rozhodnutí Evropské Komise 98/179/ES, stanovující podrobná pravidla úředního odběru vzorků pro monitorování určitých substancí a jejich reziduí v živých zvířatech a živočišných produktech a další navazující směrnice a rozhodnutí. Plány národního monitoringu reziduí a kontaminantů, které musí být v souladu s výše jmenovanými právními předpisy, spolu s výsledky za předcházející rok jsou předkládány Evropské Komisi vždy k 31. březnu k posouzení a schválení. Podle směrnice Rady 96/23/ES jsou schematicky látky označované jako persistentní organické polutanty (POPs) zařazeny do skupiny B 3) (a) organochlorové sloučeniny včetně PCBs. V monitoringu v ČR jsou též sledovány dioxiny, které řadíme do skupiny B 3) (f) ostatní kontaminanty životního prostředí a ostatní látky z toho důvodu, že jejich vznik nebyl nikdy výsledkem cílevědomé činnosti člověka (s výjimkou experimentálního použití). Jsou stanovena pravidla pro výpočet počtu vzorků pro každou kategorii hospodářských zvířat podle počtu porážených zvířat za posledních 12 měsíců a jsou určeny jednotlivé skupiny analytů pro každý druh vzorku. V případě potravin se vzorkování odvozuje podle objemu produkce u jednotlivých výrobců nebo SVS určuje minimální počet vzorků plošně pro každou okresní/městskou veterinární správu. Stejně tak v případě IV-8

krmiv určuje SVS priority pro vyšetřování jednotlivých druhů krmiv a krmných komponent s daným počtem vzorků a rozsahem vyšetření. Období od roku 1996 lze charakterizovat pokračujícím poklesem počtu nadlimitních vzorků kontaminovaných organochlorovými látkami, snížením průměrného obsahu ve vzorcích jednotlivých krmiv, potravin a surovin živočišného původu a snížením počtu havarijních případů masivní kontaminace. Stále však přetrvávaly výjimky zvláště v případě ojediněle zvýšených hodnot chlorovaných pesticidů a PCBs v mase lovné zvěře a ryb. U lovné zvěře (spárkaté) lze nálezy vyšších hodnot lindanu přičíst i jeho schválenému použití v prostředcích na ochranu lesních porostů ještě v roce 1995. V celostátním měřítku však stále nedořešená konečná likvidace technických surovin s obsahem PCBs představuje přetrvávající riziko průniku těchto látek do potravního řetězce. V ojedinělých případech, kdy docházelo ke stavebním úpravám ve stájích hospodářských zvířat došlo např. k obnažení původních asfaltových podlah a k následné kontaminaci krmiva nebo byl opětovně využit již nepoužívaný a dříve kontaminovaný silážní žlab nebo skladovací prostor a došlo opětovně k přestupu PCBs do krmiva a následně byla kontaminována zvířata. Např. v roce 1996 byla zjištěna kontaminace celkem 242 býků v okrese Česká Lípa v rozmezí hodnot PCB 6,12 až 15,92 µg.g -1 tuku. Býci byly utraceni. Jako zdroj kontaminace byla prokázána již dříve použitá nátěrová hmota na stěnách dvou stájí s obsahem PCB 18,4 a 10,3 mg.g -1. Další případ kontaminovaného chovu dojnic byl odhalen prostřednictvím cílené akce vyšetřování syrového mléka na obsah PCBs. Na okrese Prostějov byl zjištěn chov dojnic, který již byl sanován po předchozím zjištění PCBs a přesto po obměně stáda a dekontaminaci provozu produkoval mléko s mírně nadlimitním obsahem PCBs. Tento chov byl již v roce 1987 identifikován jako kontaminovaný, kde zdrojem PCBs byly nátěrové hmoty použité na ošetření zábran a krmných žlabů. Tento případ byl i příkladem přestupu PCBs z těla matky (krávy) do telat již v průběhu foetálního vývoje, příjmu PCBs sajícím mlékem (kolostrem) a dále důkazem dlouhodobého přetrvávání v jejich tkáních. Dojnice se zbavuje organochlorových látek cestou mléka a předáváním telatům, v menší míře i výkaly; býci však cestu vylučování mlékem nemají (pouze výkaly). Hrabavá drůbež a prasata byla ojediněle kontaminována organochlorovými látkami jedině prostřednictvím krmiva a vzhledem k krátkému období výkrmu nebo celkové délky života ve srovnání se skotem nedosahovaly koncentrace těchto látek vyšších hodnot. Vodní drůbež (kachny, husy) mohla být kontaminována i z vody chovných rybníků. O přetrvávající kontaminaci rybníků a umělých vodních nádrží svědčí i případ Novomlýnských nádrží na jižní Moravě, kde došlo k zatopení velké plochy, dříve intenzivně obhospodařované zemědělské půdy. Např. v roce 1996 se hodnoty DDTs v mase 10 kaprů pohybovaly v rozpětí od 2,776 do 12,750 µg.g -1 tuku s průměrem 5,398 µg.g -1 tuku. V roce 1997 byly některé oblasti zvláště na Moravě postiženy velkými záplavami. Na mnoha místech došlo i k vyplavení organochlorových látek ze skládek a různých deponií technických materiálů z průmyslových podniků do vodotečí a na zemědělsky obhospodařovanou půdu. Toto se např. projevilo v kontaminaci obilovin a krmných směsí vyrobených z nich a následně ve zjištění vysokého obsahu PCBs na farmě prasat a býků v okrese Olomouc v roce 1999. Stejně tak se důsledky záplav projevily i ve vyšším počtu zvýšených hodnot DDTs u lovné zvěře, kde byla zjištěna extrémně vysoká koncentrace DDT (11,6 µg.g -1 tuku) ve svalovině divokého prasete v okrese Prostějov. Tyto tzv. staré zátěže se nejvíce projevovaly v případě PCBs, ale i z těžko pochopitelných důvodů, vzhledem k již několikaletému nepoužívání, i v případě DDTs, HCB a naprosto výjimečně i v případě IV-9

HCH. V případě lindanu byla možná i kontaminace při nesprávné aplikaci přípravku Fenoform-forte proti ektoparazitům zvláště u prasat a ovcí. Zvýšený zájem veřejnosti o zodpovědnosti výrobců v produkci kvalitních potravin a důslednost státní kontroly nad zdravotní nezávadností krmiv a potravin oživil tzv. dioxinový skandál v Belgii, kde došlo prostřednictvím kontaminovaného krmiva k postupu těchto látek do potravního řetězce (leden 1999). Byla zde prokázána přímá spojitost mezi živočišným tukem kontaminovaným technickým PCBs, který byl použit jako tuková násada do krmiva pro hospodářská zvířata zvláště pro drůbež. Proto SVS zahájila od roku 2000 vyšetřování dioxinů (v laboratoři OHS Frýdek-Místek) v čerstvém másle, mase kaprů a v kafilerním tuku. 7.1.5 Závěry Z předloženého hodnocení výskytu POPs ve vybraných veterinárních komoditách (krmivech, živočišných produktech) a z přiložených výsledků zpracovaných formou tabulek podle jednotlivých roků a podle jednotlivých vyšetřovaných matric a trendových grafů lze učinit následující závěry: a) Dominující kontaminantou u zvířat byly: polychlorované bifenyly (PCBs) zvláště u skotu, ale i prasat, chlorované pesticidy (DDTs, lindan, HCB) a PCBs u lovné zvěře a dravých ptáků, DDTs a PCBs u sladkovodních ryb, aldrin, dieldrin, heptachlor, α+β HCHs nebyly z veterinárně hygienického hlediska až na ojedinělé případy závažné. b) Hlavním zdrojem kontaminace zvířat byly: kontaminovaná krmiva objemná, obiloviny a krmné směsi v případě skotu, obiloviny a krmné směsi v případě prasat a drůbeže, znečistěné vody v případě sladkovodních ryb a vodní drůbeže, kontaminované prostředí a potravní nika v případě lovné zvěře a bioindikátorů. c) Primární zdroje kontaminace krmiv, prostředí nebo přímo zvířat byly technické suroviny s obsahem PCBs (nátěrové hmoty, izolační materiály, hydraulické oleje aj.) používané v prostředí farem hospodářských zvířat, kontaminovaná prostředí šrotoven, skladů krmiv a krmných komponent po předchozí manipulaci s pesticidními látkami na farmách hospodářských zvířat, průmyslové havárie s únikem PCBs do vodotečí a vodních nádrží, vypouštění odpadů z průmyslových výrob do vodotečí a kalových rybníků, důsledky splachování kontaminované zeminy chlorovanými pesticidy po vydatných dešťových srážkách, vyplavení deponií průmyslového odpadu, agrochemikálií, komunálního odpadu po záplavách, uměle vytvořené vodní nádrže na plochách dříve zemědělsky intenzivně obhospodařované půdě s použitím agrochemikálií, použití chlorovaných pesticidních látek v zemědělské krajině a lesním prostředí a tím zatížení potravní niky volně žijící zvěře včetně kontaminovaných povrchových vod (tůní, kališť) využívaných zvěří k napájení. IV-10

d) Přetrvávající nebezpečí hrozí: v dosud neodstraněných a neškodně zlikvidovaných materiálech s obsahem PCBs v prostředí, uvolnění PCBs z nedostatečně bezpečně skladovaných hmot s obsahem těchto látek zvláště při záplavách, uvolnění organochlorových látek ze skládek různého charakteru do povrchových vod (záplavy, vydatné deště), průsak do spodních vod, obnažení (odkrytí) materiálů s obsahem PCBs ve stájích při jejich rekonstrukcích a stavebních úpravách, které byly v předchozích letek pouze převrstveny jiným neškodným materiálem, v dosud nezlikvidovaných starých agrochemikáliích s obsahem organochlových látek dočasně odložených, v opětovném použití zařízení na skladování krmiv a krmných komponent již dříve vyřazených pro neodstranitelnou kontaminaci PCBs (staré silážní jámy), v opětovném naskladnění již delší dobu nepoužívaných stájí, kde mohou být materiály s obsahem PCBs, v dovozu již kontaminovaných zvířat, krmiv a krmných komponent ze zahraničí. Pokud nebudou definitivně neškodně zlikvidovány všechny materiály obsahující organochlorové látky (PCBs, chlorované pesticidy) nebo nebudou bezpečně deponovány a nebo jejich použití nebude omezeno výhradně pro definované uzavřené systémy (PCBs), nelze do budoucna vyloučit ojedinělé případy hygienicky závažných případů kontaminace krmiv, potravin a surovin živočišného původu včetně sladkovodních ryb a lovné zvěře. K dosažení tohoto cíle by měla přispět především inventarizace všech možných zdrojů těchto látek, nebezpečných pro životní prostředí, zvířata a člověka. 7.2 Plánované kontroly cizorodých látek v potravinách SZPI ČR 7.2.1 Výsledky kontrol v létech 2001 a 2002 V roce 2001 bylo v rámci plánované kontroly cizorodých látek Státní zemědělské a potravinářské inspekce ČR (SZPI ČR) provedeno 22 594 analýz na stanovení přítomnosti kontaminantů nebo reziduí pesticidů v potravinách rostlinného a živočišného původu. Z tohoto celkového počtu vyšetření ve 48 případech došlo k překročení platného hygienického limitu nebo maximálního reziduálního limitu. Nevyhovující vzorky byly v roce 2001 zaznamenány pouze u potravin rostlinného původu, přesto hodnota vyjadřující procentický podíl nevyhovujících vzorků je ve srovnání s předchozími roky výrazně nižší. U potravin živočišného původu nebyl v roce 2001 zaznamenán jediný nevyhovující vzorek (tabulka 7-1, obrázek 7-1). V roce 2002 bylo v rámci plánované kontroly cizorodých látek provedeno 96 756 analýz na stanovení přítomnosti kontaminantů nebo reziduí pesticidů v potravinách rostlinného a živočišného původu. Z tohoto celkového počtu vyšetření v 66 případech došlo k překročení platného hygienického limitu nebo maximálního reziduálního limitu. Nevyhovující vzorky byly v roce 2002 zaznamenány pouze u potravin rostlinného původu. V roce 2002 byla zjištěná hodnota vyjadřující procentický podíl nevyhovujících vzorků nejnižší za sledované období let 1992-2002 (tabulka 7-1, obrázek 7-1). IV-11

Rovněž i relativní zastoupení nevyhovujících vzorků zjištěných v rámci plánované kontroly mnohonásobně nižší než je relativní zastoupení nevyhovujících vzorků zjištěných v rámci kontroly cílené. Tabulka 7-1: Potraviny živočišného a rostlinného původu celkový přehled vyšetření za roky 2001 a 2002 podle úseků činnosti 2001 2002 Úsek činnosti n n+ %+ n n+ %+ Potraviny rostlinného původu 90 640 754 0,83 129 993 548 0,42 Z toho plánovaná kontrola 20 657 48 0,23 91 033 66 0,07 cílená kontrola 69 983 706 1,01 38 960 452 1,16 dovoz 41 257 460 1,11 75 009 244 0,33 Potraviny živočišného původu 5 579 72 1,29 7 954 28 0,35 z toho plánovaná kontrola 1 937 0 0 5 723 0 0 cílená kontrola 3 642 72 1,98 2 231 28 1,26 dovoz 2 742 53 1,93 2 630 14 0,53 Celkem 96 219 826 0,86 137 947 576 0,42 n počet vyšetření, n+ - počet nadlimitních, %+ - podíl nadlimitních v % (v %) 7 Podíl nadlimitních nálezů cizorodých látek v potravinách v jednotlivých letech 6 5 4 3 2 1 0 rostlinné živočišné r. 1992 r. 1993 r. 1994 r. 1995 r. 1996 r. 1997 r. 1998 r. 1999 r. 2000 r. 2001 Obrázek 7-1: Podíl nadlimitních nálezů cizorodých látek v potravinách v letech 1992-2001 IV-12

7.2.1.1 Polyaromatické uhlovodíky Polycyklické aromatické uhlovodíky (PAHs) a jejich deriváty reprezentují významnou skupinu prakticky všudypřítomných kontaminantů životního prostředí. Výskyt v potravinářských surovinách často úzce souvisí se zátěží ekosystému. K endogenní tvorbě nebo kontaminaci může docházet také při některých kulinárních procesech a technologických operacích. Některé způsoby technologického zpracování potravinářských surovin a pokrmů mohou vést ke snížení, někdy naopak ke značnému nárůstu obsahu. V současné době jsou PAHs sledovány v rostlinných olejích, víně, mouce, chlebu a rýži. Co se týče nadlimitních nálezů, nejproblematičtější skupinou se jeví rostlinné oleje. Nadlimitní nálezy se vyskytují nejčastěji u olivových olejů, které jsou vyráběny z olivových výlisků technologií lisování při vysokých teplotách, při nichž se mohou uvolňovat polyaromatické uhlovodíky. V roce 1999 bylo zaznamenáno 5 nadlimitních nálezů chrysenu a 2 nadlimitní nálezy benzo(a)antracenu.v roce 2000 byly zaznamenány 2 nadlimitní nálezy PAHs, v jednom případě se jednalo o benzo(a)pyren, v druhém o benzo(b)fluoranten. V roce 2001 nevyhovělo 5 vzorků olejů, u nichž bylo překročeno přípustné množství benzo(a)antracenu, benzo(a)pyrenu, benzo(b)flurantenu, benzo(k)fluorantenu a chrysenu (tabulky 7-2 až 7-5). Tabulka 7-2: Zjištěný obsah polyaromatických uhlovodíků v chlebu [ng.g -1 ], 2001 Analyt n n % n n+ % n+ Průměr Medián Antracen 19 5 26,32 0 0 0,0211 n.d. 0,06 n.d. n.d. 0,2 Benzo(a)antracen 19 1 5,26 0 0 0,0211 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,4 Benzo(a)pyren 19 1 5,26 0 0 0,0032 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,06 Benzo(b)fluoranten 19 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Benzo(ghi)perylen 19 1 5,26 0 0 0,0063 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,12 Benzo(k)fluoranten 19 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Dibenz(ah)antracen 19 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Fenantren 19 19 100 0 0 1,1863 0,74 2,3 0,46 0,4 4,3 Fluoranten 19 4 21,05 0 0 0,0847 n.d. 0,42 n.d. n.d. 0,53 Chrysen 19 6 31,58 0 0 0,0542 n.d. 0,23 n.d. n.d. 0,27 Indeno(1,2,3-cd)pyren 19 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Pyren 19 9 47,37 0 0 0,0984 n.d. 0,3 n.d. n.d. 0,38 Tabulka 7-3: Zjištěný obsah polyaromatických uhlovodíků v mouce [ng.g -1 ], 2001 Analyt n n % n n+ % n+ Průměr Medián Antracen 19 2 10,53 0 0 0,0053 n.d. 0,03 n.d. n.d. 0,07 Benzo(a)antracen 19 1 5,26 0 0 0,0105 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,2 Benzo(a)pyren 19 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Benzo(b)fluoranten 19 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Benzo(ghi)perylen 19 1 5,26 0 0 0,0074 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,14 IV-13

Benzo(k)fluoranten 19 3 15,79 0 0 0,0105 n.d. 0,06 n.d. n.d. 0,08 Dibenz(ah)antracen 19 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Fenantren 19 19 100 0 0 0,9549 0.92 1,6 0,33 0,073 2,5 Fluoranten 19 1 5,26 0 0 0,0189 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,36 Chrysen 19 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Indeno(1,2,3-cd)pyren 19 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Pyren 19 10 52,63 0 0 0,0868 0.1 0,24 n.d. n.d. 0,27 Tabulka 7-4: Zjištěný obsah polyaromatických uhlovodíků v rýži [ng.g -1 ], 2001 Analyt n n % n n+ % n+ Průměr Medián Antracen 20 7 35 0 0 0,1785 n.d. 0,415 n.d. n.d. 2,6 Benzo(a)antracen 20 6 30 0 0 0,068 n.d. 0,311 n.d. n.d. 0,49 Benzo(a)pyren 20 2 10 0 0 0,8575 n.d. 0,135 n.d. n.d. 17 Benzo(b)fluoranten 20 1 5 0 0 0,0085 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,17 Benzo(ghi)perylen 20 2 10 0 0 0,0085 n.d. 0,072 n.d. n.d. 0,09 Benzo(k)fluoranten 20 1 5 0 0 0,0045 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,09 Dibenz(ah)antracen 20 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Fenantren 20 19 95 0 0 3,124 1,3 10,69 0,106 n.d. 13 Fluoranten 20 5 25 0 0 0,5915 n.d. 1,23 n.d. n.d. 8,9 Chrysen 20 6 30 0 0 0,0675 n.d. 0,313 n.d. n.d. 0,32 Indeno(1,2,3-cd)pyren 20 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Pyren 20 14 70 0 0 0,5445 0,22 1,93 n.d. n.d. 2,4 Tabulka 7-5: Zjištěný obsah polyaromatických uhlovodíků v rostlinných olejích [ng.g -1 ], 2001 Analyt n n % n n+ % n+ Průměr Medián Antracen 26 9 34,62 0 0 0,1985 n.d. 0,818 n.d. n.d. 1,1 Benzo(a)antracen 26 8 30,77 5 19,23 0,1937 n.d. 1,31 n.d. n.d. 2 Benzo(a)pyren 26 7 26,92 5 19,23 0,1308 n.d. 0,4466 n.d. n.d. 1,9 Benzo(b)fluoranten 26 5 19,23 5 19,23 0,0052 n.d. 0,0231 n.d. n.d. 0,057 Benzo(ghi)perylen 26 5 19,23 0 0 0,0017 n.d. 0,0072 n.d. n.d. 0,02 Benzo(k)fluoranten 26 6 23,08 5 19,23 0,0925 n.d. 0,0335 n.d. n.d. 2,3 Dibenz(ah)antracen 26 3 11,54 2 7,69 0,0009 n.d. 0,0034 n.d. n.d. 0,015 Fenantren 26 22 84,62 0 0 7,098 4,45 19,5 n.d. n.d. 26,2 Fluoranten 26 10 38,46 0 0 2,1513 n.d. 11,25 n.d. n.d. 17,7 Chrysen 26 15 57,69 5 19,23 0,7044 0,056 2,08 n.d. n.d. 3,8 Indeno(1,2,3-cd)pyren 26 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Pyren 26 22 84,62 0 0 3,1281 2,5 9,19 n.d. n.d. 11 IV-14

V roce 2002 byly polyaromatické uhlovodíky sledovány v rostlinných olejích, mouce, chlebu a rýži. Nadlimitní nálezy byly zaznamenány u olivových olejů, které jsou vyráběny z olivových výlisků technologií lisování při vysokých teplotách. V 6 případech se jednalo o olivové oleje pocházející z Itálie, v jednom případě o vzorek z ČR. U 6 vzorků bylo zjištěno vyšší množství benzo(k)fluorantenu, u 2 vzorků chrysenu. Vzorek z tuzemska kromě výše uvedených látek obsahoval i vyšší množství benz(a)antracenu, benzo(a)pyrenu a benzo(b)fluorantenu, než povoluje vyhláška č.53/2002 Sb. (tabulky 7-6 až 7-9). Tabulka 7-6: Zjištěný obsah polyaromatických uhlovodíků v chlebu [ng.g -1 ], 2002 Analyt n n % n n+ % n+ Průměr Medián Antracen 47 13 27,66 0 0 0,0277 n.d. 0,06 n.d. n.d. 0,58 Benzo(a)antracen 47 3 6,38 0 0 0,0185 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,56 Benzo(a)pyren 47 4 8,51 0 0 0,0083 n.d. 0.01 n.d. n.d. 0,17 Benzo(b)fluoranten 47 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Benzo(ghi)perylen 47 2 4,26 0 0 0,0047 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,13 Benzo(k)fluoranten 47 3 6,38 0 0 0,0064 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,14 Dibenz(ah)antracen 47 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Fenantren 47 47 100 0 0 1,7626 1.1 4,62 0,472 0,25 10,6 Fluoranten 47 7 14,89 0 0 0,093 n.d. 0,408 n.d. n.d. 1,5 Chrysen 47 18 38,3 0 0 0,094 n.d. 0,454 n.d. n.d. 0,57 Indeno(1,2,3-cd)pyren 47 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Pyren 47 38 80,85 0 0 0,2162 0,16 0,47 n.d. n.d. 1,2 Tabulka 7-7: Zjištěný obsah polyaromatických uhlovodíků v mouce [ng.g -1 ], 2002 Analyt n n % n n+ % n+ Průměr Medián Antracen 44 16 36,36 0 0 0,088 0 0,085 n.d. n.d. 2.9 Benzo(a)antracen 44 2 4,55 0 0 0,03 n.d. n.d. n.d. n.d. 1.2 Benzo(a)pyren 44 3 6,82 0 0 0,0257 n.d. n.d. n.d. n.d. 1 Benzo(b)fluoranten 44 1 2,27 0 0 0,0166 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,73 Benzo(ghi)perylen 44 3 6,82 0 0 0,0141 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,4 Benzo(k)fluoranten 44 23 52,27 0 0 0,0582 0,06 0,115 n.d. n.d. 0,55 Dibenz(ah)antracen 44 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Fenantren 44 43 97,73 0 0 1,327 0,93 2,65 0,515 n.d. 9,5 Fluoranten 44 10 22,73 0 0 0,1964 n.d. 0,605 n.d. n.d. 4 Chrysen 44 8 18,18 0 0 0,0416 n.d. 0,135 n.d. n.d. 1 Indeno(1,2,3-cd)pyren 44 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Pyren 44 31 70,45 0 0 0,2205 0,125 0,45 n.d. n.d. 3,3 IV-15

Tabulka 7-8: Zjištěný obsah polyaromatických uhlovodíků v rýži [ng.g -1 ], 2002 Analyt n n % n n+ % n+ Průměr Medián Antracen 44 17 38,64 0 0 0,0516 n.d. 0,175 n.d. n.d. 0,43 Benzo(a)antracen 44 12 27,27 0 0 0,0459 n.d. 0,17 n.d. n.d. 0,43 Benzo(a)pyren 44 1 2,27 0 0 0,0014 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,06 Benzo(b)fluoranten 44 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Benzo(ghi)perylen 44 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Benzo(k)fluoranten 44 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Dibenz(ah)antracen 44 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Fenantren 44 44 100 0 0 3,3589 1,6 8,55 0,3 0,15 14 Fluoranten 44 5 11,36 0 0 0,0568 n.d. 0,31 n.d. n.d. 0,78 Chrysen 44 16 36,36 0 0 0,0702 n.d. 0,19 n.d. n.d. 0,88 Indeno(1,2,3-cd)pyren 44 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Pyren 44 31 70,45 0 0 0,5659 0.305 1,65 n.d. n.d. 2,7 Tabulka 7-9: Zjištěný obsah polyaromatických uhlovodíků v rostlinných olejích [ng.g -1 ], 2002 Analyt n n % n n+ % n+ Průměr Medián Antracen 83 22 26,51 0 0 0,1997 n.d. 0,824 n.d. n.d. 1,7 Benzo(a)antracen 83 14 16,87 1 1,2 0,2308 n.d. 1,342 n.d. n.d. 2 Benzo(a)pyren 83 10 12,05 1 1,2 0,0496 n.d. 0,002 n.d. n.d. 1,5 Benzo(b)fluoranten 83 11 13,25 1 1,2 0,2761 n.d. 2,06 n.d. n.d. 3,3 Benzo(ghi)perylen 83 1 1.2 0 0 0,0001 n.d. n.d. n.d. n.d. 0,0054 Benzo(k)fluoranten 83 10 12,05 6 7,23 0,0675 n.d. 0,0068 n.d. n.d. 1,9 Dibenz(ah)antracen 83 1 1.2 0 0 0,0253 n.d. n.d. n.d. n.d. 2,1 Fenantren 83 54 65,06 0 0 5,3765 3 15,6 n.d. n.d. 29 Fluoranten 83 17 20,48 0 0 1,6865 n.d. 8,61 n.d. n.d. 17,9 Chrysen 83 29 34,94 2 2,41 0,5897 n.d. 2,5 n.d. n.d. 4 Indeno(1,2,3-cd)pyren 83 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Pyren 83 54 65,06 0 0 3,8492 2 10,788 n.d. n.d. 23 7.2.1.2 Organochlorové pesticidy SZPI v rámci poměrně rozsáhlé skupiny pesticidních sloučenin pravidelně sleduje více než 100 účinných látek a metabolitů spadajících zejména mezi fungicidy a insekticidy a to z kategorie jak organo-chlorovaných, tak i organofosfátových, karbamátových, dithiokarbamátových, benzimidazolových a některých dalších skupin pesticidů. IV-16

Rezidua pesticidů jsou sledovány v následujících komoditách: brambory, jablka, zelí, mouka, chléb, rýže, dětská výživa a citrusy. Pesticidy na bázi bromidů, což jsou pesticidy používané k ochraně zásob, byly sledovány v čaji, koření, kakau, sušeném ovoci a suchých plodech. SZPI přítomnost chlorovaných pesticidů (OCPs) sleduje dlouhodobě v mléku, másle a sýrech. Jak je patrné z níže uvedeného grafu (obrázek 7-2), ve kterém jsou zachyceny průměrné hodnoty DDT zjištěné v mléku a másle za období 1992-2001, dochází k neustálému snižování tohoto pesticidu v uvedených komoditách (tabulky 7-10 až 7-12). Tabulka 7-10: Zjištěný obsah organochlorovaných reziduí pesticidů v másle [µg.g -1 tuku], 2001 Analyt n n % n n+ % n+ Průměr Medián Hexachlorbenzen (HCB) 21 11 52,38 0 0 0,0019 0,002 0,0072 n.d. n.d. 0,008 Lindan (gama HCH) 21 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Suma DDT 21 7 33,33 0 0 0,0036 n.d. 0,016 n.d. n.d. 0,022 Tabulka 7-11: Zjištěný obsah organochlorovaných reziduí pesticidů v mléku [µg.g -1 tuku], 2001 Analys n n % n n+ % n+ Průměr Medián Hexachlorbenzen (HCB) 20 4 20 0 0 n.d. n.d. 0,0001 n.d. n.d. 0,0001 Lindan (gama HCH) 20 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Suma DDT 20 10 50 0 0 0,0001 0,0001 0,0004 n.d. n.d. 0,0005 Tabulka 7-12: Zjištěný obsah organochlorovaných reziduí pesticidů v sýrech [µg.g -1 tuku], 2001 Analyt n n % n n+ % n+ Průměr Medián Hexachlorbenzen (HCB) 15 6 40 0 0 0,0011 n.d. 0,0044 n.d. n.d. 0,005 lindan (gama HCH) 15 0 0 0 0 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. suma DDT 15 4 26,67 0 0 0,0025 n.d. 0,011 n.d. n.d. 0,017 IV-17