6.3.1 Úvod - přehled monitorovacích aktivit a programů zahrnujících sledování POPs v hydrosféře ČR

R-T&A

Úvodní národní inventura POPs v ČR Část III – Výskyt ve složkách prostředí

6.3 Hydrosféra 6.3.1 Úvod - přehled monitorovacích aktivit a programů zahrnujících sledování POPs v hydrosféře ČR 6.3.1.1 Monitorování jakosti povrchových a podzemních vod ČHMÚ zabezpečuje monitoring jakosti vody ve státních monitorovacích sítích povrchových a podzemních vod. ČHMÚ specifikuje ve spolupráci s VÚV T.G.M. cíle a rozsah sítě, sledovaných parametrů, jejich četností, analytické metody atd. Současná podoba monitorovací sítě jakosti povrchových vod je důsledkem historického vývoje od počátku monitoringu v roce 1963. Na jeho základě byly postupně prováděny úpravy profilů a sledovaných parametrů, avšak ke klíčové změně došlo až od roku 2000 rozšířením sledovaných a analyzovaných matric (postupný náběh vzhledem k implementaci požadavků relevantních směrnic ES). Na území České republiky je na významných tocích rovnoměrně rozmístěno 257 profilů, ve kterých se 12x ročně odebírají vzorky vody pro analýzy základních fyzikálně-chemických parametrů, těžkých kovů, specifických organických sloučenin, biologických a mikrobiologických ukazatelů. Do státní sítě je pilotně zahrnuto 44 profilů komplexního monitoringu jakosti vody, kde jsou sledovány jednotlivé polutanty ve vodě, plaveninách, sedimentech a biomase. Profily komplexního monitoringu jakosti vod byly vybírány tak, aby bylo možné analytické údaje doplňovat informacemi o průtocích a množství plavenin z denního sledování. Údaje o perzistentních organických látkách, tak jak jsou definovány ve Stockholmské úmluvě mají různou historii a délku sledování. K nejdéle monitorovaným látkám a tudíž i k nejlépe zmapované situaci patří polycyklické aromatické uhlovodíky, jejichž systematické sledování ve státní síti sledování jakosti vod bylo zahájeno v roce 1992. Dále také polychlorované bifenyly, jejichž sledování ve formě Deloru 103 a 106 bylo zahájeno v roce 1990. V roce 1993 bylo zahájeno sledování hexachlorbenzenu a hexachlorcyklohexanů. V roce 1995 bylo zahájeno sledování DDT a Aldrinu. Od roku 2000 jsou látky skupin PAHs, PCBs, HCHs, HCB, DDTs a drinů sledovány také v sedimentech a plaveninách. Hodnocení výskytu těchto látek je součástí této zprávy. Ve státní monitorovací síti jakosti povrchových vod jsou zabezpečeny rovněž mezinárodní monitorovací programy. V rámci Mezinárodní komise pro ochranu Labe (MKOL) je na území ČR sledováno 5 profilů, v rámci Mezinárodní komise pro ochranu Dunaje (MKOD) jsou sledovány 2 profily a v rámci Mezinárodní komise pro ochranu Odry (MKOO) je sledován 1 profil. Rozsah mezinárodních měřících programů je každoročně upřesňován. Z hlediska perzistentních organických látek bylo v rámci monitoringu MKOL zahájeno sledování DDT v roce 1995, kongenery HCH od roku 1993 a aldrin 1994. Hodnocení výsledků výskytu těchto látek je také součástí této zprávy. Automatické analyzátorové stanice pro kontinuální sledování jakosti vody v tocích jsou 4 ve správě s.p. Povodí Labe (Valy, Obříství, Lysá a Děčín na Labi), 1 ve správě s.p. Povodí Vltavy (Zelčín na Vltavě), 1 ve správě s.p. Povodí Ohře (Terezín na Ohři), 1 ve správě s.p. Povodí Odry (Bohumín na Odře) a 1 ve správě s.p. Povodí Moravy (Lanžhot na Moravě). Výzkumný monitoring prováděný Výzkumným ústavem vodohospodářským TGM v rámci různých úkolů, např. Projekt Labe, Projekt Morava a Projekt Odra je specificky zaměřen na látky doposud nesledované k podchycení možného výskytu různých látek včetně perzistentních organických látek a k identifikaci zdrojů těchto látek. Hodnocení výsledků výskytu těchto látek je také součástí této zprávy.

III-22

R-T&A


Státní podniky Povodí, kromě prací pro ČHMÚ ve státních sítích, provádějí na tocích ve své správě doplňující účelové sledování. Sledování probíhá především na profilech důležitých z hlediska provozní činnosti správců toků, především ve vodárensky využívaných nádržích a na vodárensky využívaných částech toků. Z hlediska rutinního monitoringu POPs nelze hovořit o systematickém monitoringu poskytující informace z hlediska časoprostorového výskytu těchto látek. Zemědělská vodohospodářská správa (ZVHS) provádí monitoring na drobných vodních tocích. Je zaměřen především na identifikaci a podchycení vlivu difúzního znečištění ze zemědělské výroby. V současné bylo vybráno 58 profilů provozovaných ZVHS, jejichž rozsah sledování, četnosti a metody sledování doplňují státní monitorovací síť jakosti povrchových vod, včetně monitoringu POP´s v rozsahu ukazatelů státní sítě sledování ve vodě a sedimentech. Státní monitorovací síť jakosti podzemních vod obsahuje tři typy pozorovacích objektů: prameny, mělké vrty a hluboké vrty. Sledování pramenů je plošně rozmístěno po celém území ČR ve většině geologických struktur. V oblasti krystalinika jsou to jediné pozorovací objekty podzemních vod. Mělké vrty sledují podzemní vody kvartéru poříčních zón. Hluboké vrty sledují podzemní vody ve významných hydrogeologických strukturách s hlubším oběhem (sedimentární horniny svrchní křídy České křídové pánve, terciéru, křídy jihočeských pánví a paleogénu Karpatské soustavy). Monitoring jakosti podzemních vod byl postupně zaváděn od roku 1984. V roce 2001 bylo z hlediska jakosti monitorováno 463 objektů podzemních vod, z toho 136 pramenů, 145 mělkých vrtů a 182 hlubokých vrtů.. Všechny objekty monitorovací sítě jakosti podzemních vod jsou vzorkovány 2x ročně v cyklu jaro – podzim. Systematický monitoring persistentních organických látek byl zahájen v roce 1991 sledováním PAHs (fluoranthenu) a od roku 1997 látek HCH. 6.3.1.2 VaV/650/3/00 Výskyt a pohyb nebezpečných látek v hydrosféře ČR Od roku 2000 byl zahájen výše jmenovaný projekt, který ve spolupráci s VÚV TGM řeší ČHMÚ. Hlavním cílem projektu je výzkum výskytu nebezpečných látek v jednotlivých složkách hydrosféry v takovém rozsahu, jak jsou definány ve směrnici 76/464/EHS a dceřiných směrnicích, směrnici 80/68/EHS. Cílem projektu bude také bližší specifikace nebezpečných látek, které jsou relevantní pro Českou republiku, vzhledem k jejich možnému výskytu ve vodním prostředí a upřesnění a definice národních jakostních cílů pro povrchové a podzemní vody dotčené vypouštěním příslušných látek. Dalším cílem projektu je vyhodnocení trendů dlouhodobého vývoje znečištění nebezpečnými látkami v objektech pozorování státních sítí sledování jakosti vod, v dalších sítích pozorování. Je prováděn výzkum výskytu prioritních polutantů v různých částech vodního ekosystému – voda, plavenina, sediment, biota formou inspekčního monitoringu v závislosti na místních fyzicko-geografických podmínkách. Jedním z výsledků projektu bude úprava státních sítí sledování jakosti vod, a to jak v rozsahu a četnostech sledování jednotlivých parametrů, tak především v lokalizaci jednotlivých objektů sledování, tak aby byly věcně naplňovány výše zmíněné směrnice z hlediska státního zabezpečení provozního monitoringu. V rámci tohoto projektu jsou sledovány veškeré perzistentní organické látky tak, jak jsou definovány ve Stockholmské úmluvě kromě chlordanu, heptachloru, mirexu, toxafenu, polychlorovaných dibenzodioxinů a dibenzofuranů a to jak v povrchové vodě, tak podzemní vodě a plaveninách a sedimentech. Výsledku tohoto projektu budou však k dispozici v závěru roku 2002.

III-23

R-T&A


6.3.2 Zdroje a výskyt POPs v hydrosféře ČR 6.3.2.1 DDT a jeho metabolity

6.3.2.1.1 Zdroje vstupů DDT do hydrosféry Přípravky na bázi DDT, resp. jejich účinné látky p,p´-DDT, byly jako insekticidy v bývalém Československu široce používané do poloviny 70. let. Přímé používání DDT pro zemědělské účely bylo zakázáno již v r.1974, i později však bylo možno DDT používat ve vybraných prostředcích, např. pro likvidaci vši vlasové. Definitivní zákaz výroby a používání nastal v r.1984. Tomuto zákazu se však vymykalo používání DDT sovětskou okupační armádou umístěnou v České republice. Patrně značné množství této látky zde zůstalo ve formě nekontrolovaných zásob i po odchodu této armády na počátku 90. let. Podle údajů bývalého GŘ Zemědělského zásobování a nákupu a MŽP bylo v létech 1950 až 1975 v zemědělském sektoru použito celkem 7 050 tun účinné látky DDT. Průměrné zatížení orné půdy a trvalých kultur (sady, vinice, chmelnice) činilo zhruba 1,8 kg DDT.ha-1. Zákazem používání DDT v zemědělství však pochopitelně nebyl vyřešen problém likvidace existujících zásob DDT a také asanace zemin, vod a dalších složek hydrosféry, které byly předchozím nevhodným zacházením s DDT významně kontaminovány. Až v roce 1992 na základě rozsáhlé kontrolní akce a skutečnosti, že vstoupil v platnost zákon o odpadech 238/92 Sb., bylo rozhodnuto o opatřeních k zajištění bezpečného zneškodňování nebezpečných pesticidních odpadů včetně zásob DDT s přímou podporou státu. Odborný dozor a pomoc při organizaci sběru, identifikaci pesticidních odpadů v jednotlivých zemědělských podnicích, manipulaci a přepravě zajišťovala Rostlinolékařská správa. Vlastní zneškodňování nebezpečných odpadů zabezpečovaly od roku 1993 vybrané schválené organizace (např. P-EKO s.r.o. Ústí nad Labem, ASANA s.r.o. Česká Lípa) spalováním ve speciálních spalovnách a odpady s vysokým podílem anorganické příměsi (popraše) byly po úpravě předepsanou technologií solidifikace (smísení s cementovou směsí) ukládány na schválených skládkách toxických odpadů (například Všebořická skládka). Po roce 1993 se tak pravděpodobně podařilo zneškodnit bezpečnými způsoby podstatnou část objemu i později objevené zásoby přípravků s obsahem DDT. Poznatky o zdrojích emisí vedou ke zjištění, že se kontaminace DDT netýká aktivních průmyslových zdrojů znečištění. DDT v jednotlivých složkách hydrosféry ČR pochází z plošného používání v minulosti a ze stále existujících starých zátěží. Patrně nejvýznamnější lokalitou se starou zátěží DDT je areál Spolku pro chemickou a hutní výrobu v Ústí nad Labem, který v České republice způsobuje skutečně závažnou kontaminaci DDT většího rozsahu. Situace v tomto areálu je dále detailně popsána. DDT byl v České republice vyráběn také v chemickém závodě Spolana Neratovice jako jedna z výchozích surovin pro výrobu dalších přípravků (Neratidin, Nerakain a Pentalidol). Tato výroba zde byla ukončována postupně v období 1978 – 1983, ovšem některé zvýšené nálezy DDT v profilu Labe – Obříství, který leží blízko areálu Spolany Neratovice ve směru toku řeky, prokazují, že tento závod je stále potencionálním zdrojem kontaminace DDT. Významně zasaženou lokalitou z hlediska kontaminace DDT byla a dodnes je oblast Ústí n/L. Zde se v chemickém závodu Spolek pro chemickou a hutní výrobu (Spolchemie) vyráběl DDT ve velkém měřítku především v 50. a 60. letech. Výroba byla ukončena v roce 1969. Tzv. „Pasta“ (odpadní chlorbenzensulfonová kyselina s obsahem DDT) se vyvážela na skládku Chabařovice. Všechny doposud provedené sledování potvrzují významnou kontaminaci zeminy pod areálem tohoto chemického závodu a konstatují, že vzhledem k technicky nevyhovujícímu stavu podzemní kanalizace se DDT z podloží areálu dostává do odpadní vody či do Klíšského potoka, který protéká přímo areálem závodu, a posléze do řeky Bíliny. Bezprostředně poté, především sorbován na částice III-24

R-T&A


plavenin, se pak DDT dostává do Labe nebo se kumuluje v říčních sedimentech obou zmíněných řek. Celou situaci je možno ilustrovat výsledky měření z let 1994, 1999 a 2001, kdy byly v areálu Spolchemie a jeho okolí analyzovány různé složky hydrosféry na obsah DDT a jeho metabolitů. Výsledky jsou uvedeny v příloze P.1.1. a prokazují, že areál Spolchemie Ústí n/L je významný bodový zdroj kontaminace vodního prostředí DDT a jeho metabolity. Řada měření odpadní vody v roce 2001 např. vedla ke kvalifikovanému odhadu, podle něhož látkový odtok v odpadní vodě do řeky Bíliny činí 6 gramů DDT za den. Situace je řešena rekonstrukcí kanalizace v areálu závodu, výsledný efekt tohoto opatření je však třeba ověřit cíleným sledováním DDT a jeho metabolitů jak v odpadních vodách opouštějících závod, tak ve složkách hydrosféry v bezprostřední i větší vzdálenosti od závodu. 6.3.2.1.2. Výskyt DDT v povrchových vodách Výsledky významných monitorovacích projektů a aktivit týkajících se sledování obsahu DDT a jeho metabolitů v povrchových vodách jsou uvedeny v přílohách P.1.2. až P.1.6. Ukazují, že hodnoty nalézaných koncentrací DDT a jeho metabolitů v povrchových vodách ČR se většinou nacházejí v oblasti desetin až jednotek ng.l-1, poněkud vyšší nálezy (až desítky ng.l-1) byly zjišťovány v řadě profilů Moravy a některých jejích přítoků a také pochopitelně v řece Bílině pod závodem Spolchemie Ústí n/L. Detailní popis výskytu DDT v povrchových vodách v roce 2001 podle databáze Státního sledování jakosti vod ČHMÚ je zobrazen na obrázku 6.3-1 včetně poměrného zastoupení jednotlivých metabolitů DDT. Obrázek 6.3-1:

III-25


R-T&A

6.3.2.1.3 Výskyt DDT v říčních a jezerních sedimentech a plaveninách Již na konci 80. let provedly laboratoře VÚV Praha (Nondek a Frolíková, 1990) rozsáhlé sledování chlorovaných organických látek v povrchových vodách a sedimentech v mnoha lokalitách tehdejšího Československa. Cíleně byly sledovány řeky Labe a Jizera, jako lokality charakterizující antropogenní pozadí byly zvoleny šumavská a tatranská jezera. Hodnoty DDE v sedimentech jsou uvedeny v tabulce 6.3-1. Tabulka 6.3-1: Koncentrace DDE v sedimentech šumavských a tratranských jezer koncem 80. let Odběrová místa

Nalezené množství DDE [ng.g-1]

Labe (15 profilů, 1989)

< 5 – 205

Šumavská jezera (3 profily, 1986)

1,0 – 1,6

Hincovo Pleso

1,2

V rámci Projektu Labe bylo v období 1991 – 92 analyzováno 84 vzorků sedimentů odebraných v Labi a jeho přítocích na obsah polychlorovaných bifenylů a organochlorových pesticidů. Koncentrační nálezy DDT (jako suma DDT a jeho metabolitů) ležely v širokém rozmezí, maximální hodnota 200 ng.g-1 byla zjištěna v profilu Bílina – Ústí n/Labem, pod závodem Spolchemie. Koncentrační nálezy DDT v sedimentech a plaveninách v pozdějších letech jsou uvedeny v přílohách P.1.7. až P.1.11. a ukazují, že nálezy se ve většině případů pohybují v jednotkách až desítkách ng.g-1. Byla však zachycena řada vyšších nálezů, z nichž některé se dají vysvětlit blízkostí známých zdrojů typu starých zátěží, u některých jiných je však obtížné příčinu prokázat. Výsledky Státního sledování jakosti vod prokazují v případě sedimentů zvýšené úrovně nálezů DDT v profilu Labe – Děčín ve srovnání s koncovými profily jiných českých řek. Ještě výraznější rozdíl se projevuje při sledování obsahu DDT v sedimentovatelných plaveninách v rámci Mezinárodního programu měření MKOL. Zatímco u profilů Labe – Valy, Labe – Lysá, Labe – Obříství a Vltava – Zelčín se v období 1999 – 2000 pohybovaly nálezy jednotlivých metabolitů DDT v desítkách ng.g-1, u profilu Labe – Hřensko již byly průměrné roční hodnoty zhruba pětkrát vyšší a u profilu Labe – Děčín bylo toto zvýšení dokonce řádové s průměrnými ročními hodnotami v oblasti stovek ng.g-1 a maximálními nálezy v tisících ng.g-1. Zvýšené nálezy DDT v profilu Labe – Děčín platí i pro plaveniny získané mobilní průtočnou odstředivkou, i když v jejich případě se poněkud vyšší zdají i nálezy z profilu Morava – Lanžhot. Výsledky z tzv. cyklického monitoringu labských a některých vltavských sedimentů ukazují, že významně zvýšené koncentrace DDT se projevují v profilech Labe – Děčín a Labe – Hřensko (patrně opět vliv Spolchemie Ústí n/L) a také Labe – Obříství, což je profil ležící pod chemickým závodem Spolana Neratovice. Ve vzorku sedimentu z Obříství byla také nalezena extrémně vysoká hodnota (4 222 ng.g-1) v rámci měření v r. 2000 – 2001 v Projektu Labe. Tyto nálezy ukazují, že areál závodu Spolana Neratovice může být i mnoho let po ukončení výroby DDT zdrojem vstupu tohoto polutantu do vodního prostředí. Také v Projektu Morava 2000 byla zjištěna extrémně vysoká hodnota přesahující 1 500 ng.g-1, a to v profilu Dyje – Znojmo. Řada měření obsahu DDT v sedimentech v řece Bílině přímo pod areálem závodu Spolchemie Ústí n/L (přílohy P.1.1. a P.1.11.) prokazuje trvale významně zvýšený obsah DDT v této lokalitě v hodnotách v řádu tisíců ng.g-1. Obsah DDT (vyjádřený jako součet DDT a DDE) v potočních sedimentech byl sledován také ve specializované observatoři ČHMÚ v Košeticích. Maximální hodnoty DDT+DDE publikované ve zprávě v roce 1995 se v jednotlivých měrných profilech významně lišily a jejich hodnoty se pohybovaly v řádu desetin až jednotek ng.g-1. III-26

R-T&A


Detailní popis výskytu DDT v sedimentech v roce 2001 podle databáze Státního sledování jakosti vod ČHMÚ je zobrazen na obrázku 6.3-2 včetně poměrného zastoupení jednotlivých metabolitů DDT. 6.3.2.1.4 Výskyt DDT ve vodních organismech a biologických matricích vodního prostředí Vzhledem ke schopnosti DDT a jeho metabolitů kumulovat se v biologických materiálech, je významné sledovat jeho koncentraci ve vodních organismech. Koncentrace DDT v různých biologických matricích jsou uvedeny v přílohách P.1.12. až P.1.14. Také z těchto výsledků je zřejmý vliv závodu Spolchemie Ústí n/L na úroveň zatížení všech složek hydrosféry látkami DDT v přilehlém úseku Labe. V roce 1992 bylo provedeno měření značného množství ryb v profilu Labe – Opatovice. Koncentrace DDT a jeho metabolitů v tkáni ryb se pohybovaly v širokém rozmezí v jednotkách až stovkách ng.g-1 podle druhů ryb i rybích jedinců. Maximální nález 1 709 ng.g-1 sumy DDT byl zjištěn v játrech parmy obecné. Tyto a některé pozdější výsledky také prokázaly, že DDT je ve srovnání např. s hexachlorbenzenem nebo γ-HCH schopno se hromadit v tukových tkáních ryb až o řád více při srovnatelné koncentraci těchto látek ve vodním prostředí. Srovnávací měření kontaminace tkáně kapra obecného v rybníce Dřemliny (57 ha) v letech 1992 a 1999 ve VÚRH Vodňany prokázalo pokles koncentrace DDT ve sledovaném období. Obrázek 6.3-2:

III-27

R-T&A


6.3.2.1.5 Výskyt DDT v podzemních vodách Koncentrace DDT a jeho metabolitů v podzemních vodách se sledují v rámci Státního sledování jakosti vod. Vzhledem k tomu, že DDT a jeho metabolity jsou ve vodě velmi málo rozpustné a naopak se velmi ochotně sorbují na pevné materiály, jejich pronikání do podzemních vod je omezené. V příloze P.1.15. jsou uvedeny výsledky měření ve dvou vybraných vrtech (mělký a hluboký) a ukazují, že nebyly zjištěny nálezy nad mezí stanovitelnosti 5 ng.l-1. 6.3.2.2 Polychlorované cyklodieny (PCCs) (aldrin, dieldrin, endrin a isodrin) 6.3.2.2.1 Zdroje vstupů polychlorovaných cyklodienů (PCCs) do hydrosféry Jedná se o insekticidy používané k likvidaci škůdců obilí, brambor a bavlny a k likvidaci mravenců. Aldrin a dieldrin nebyl v ČR vyráběn a jeho použití bylo zakázáno v roce 1980. Přípravky s účinnou látkou dieldrin byly v minulosti v omezeném množství vyráběny ve Spolaně Neratovice a lokálně použity. Od počátku 80. let se endrin v ČR nepoužívá. Vzhledem k tomu, že výroba a použití těchto látek není v České republice již přes 20 let povolena a aplikace v minulosti se týkaly především zemědělského sektoru, je možno potenciální zdroje v současné době charakterizovat jako rozptýlené. Nejsou sice známy takové bodové zdroje, které by způsobovaly masivní kontaminace širšího okolí, je však nutno předpokládat existenci řady menších starých zátěží, z nichž tyto látky mohou unikat do životního prostředí. Mohou to být např. místa, kde byly v minulosti ukládány nebo odkládány materiály spojené se zemědělskou činností (hospodářské budovy, legální i nelegální skládky, venkovní odkladové plochy, okraje polí atd.). Vedle toho existuje ryze plošná kontaminace složek životního prostředí a při pohybu látek mezi těmito složkami může dojít k jejich kumulaci v určité matrici. Příkladem může být kal z čistíren odpadních vod nebo sediment s vysokým obsahem organického podílu. Koncentrační nálezy polychlorovaných cyklodienů v odpadních vodách komunálních ČOV řady moravských měst v roce 2000 byly získány v rámci Projektu Morava a jsou uvedeny v příloze P.2.1. Ve stejném projektu byly zjišťovány také koncentrace těchto látek v odpadních vodách řady moravských průmyslových závodů. Nalezené koncentrace se pohybovaly v jednotkách ng.l-1, nejvyšší nález byl zjištěn v odpadní vodě závodu Fosfa Poštorná (23 ng.l-1 sumy aldrinu, isodrinu, eldrinu a dieldrinu). Ve zprávě „Registr bodových zdrojů znečištění – 2000“ (Mičanik a kol.) jsou jako zdroj těchto látek uvedeny závody Drůbež Příšovice, a.s. a ČEZ Praha a.s., Elektrárny Tušimice. 6.3.2.2.2 Výskyt PCCs v povrchových vodách Dnes již historické údaje o výskytu polychlorovaných cyklodienů v povrchových vodách bývalého Československa [9] uvádějí hodnoty v desítkách až stovkách ng.l-1 pro jednotlivé sloučeniny. Pozdější monitorovací aktivity ukazují, že typické koncentrace těchto látek v povrchových vodách ČR ve druhé polovině 90. let jsou až o řád nižší (přílohy P.2.2. až P.2.4.). Přesto nejsou ojedinělé, především v moravských řekách, nálezy v desítkách ng.l-1 pro jednotlivé sloučeniny. 6.3.2.2.3 Výskyt PCCs v říčních a jezerních sedimentech a plaveninách Údajů o výskytu polychlorovaných cyklodienů v sedimentech a plaveninách není bohužel tolik, aby se daly formulovat jednoznačné závěry. Výsledky existujících měření (přílohy P.2.5. a P.2.6.) ukazují, že typická koncentrace leží v rozmezí 1 – 10 ng.g-1 , běžně se však vyskytují i nálezy v desítkách ng.g-1. III-28

R-T&A


6.3.2.2.4 Výskyt PCCs ve vodních organismech a biologických matricích vodního prostředí Údajů o výskytu polychlorovaných cyklodienů v biologických materiálech v hydrosféře je mizivě málo. V rámci Projektu Morava 2000 byl sledován jejich obsah v rybí svalovině v šesti profilech řeky Moravy (Zábřeh, Olomouc, Kroměříž, Otrokovice, Uherské Hradiště a Moravská Nová Ves). Typická nalezená koncentrace ležela v rozsahu < 1 - 3 ng.g-1, částečně zvýšené nálezy byly zjištěny v Uherském Hradišti (endrin 10 ng.g-1) a Zábřehu (endrin 7 ng.g-1). 6.3.2.3 Hexachlorcyklohexany (HCHs) 6.3.2.3.1 Zdroje vstupů HCHs do hydrosféry Vzhledem k tomu, že hexachlorcyklohexan byl pro své insekticidní účinky používán především v zemědělství (hubení zvířecích a lidských parazitů, ošetřování lesních a jiných porostů atd.), lze jeho distribuci do životního prostředí charakterizovat jako plošnou. V praxi byl používán především lindan (přečištěný reakční produkt z výroby izomerů HCH, který obsahuje až 99% γ-HCH). V bývalém Československu se používal v kombinaci s DDT (přípravky Lydikol a Gamadyn), po zákazu DDT byl dále používán k moření osiva. V současné době není jeho použití v zemědělství povoleno. Stejně jako v případech jiných již zakázaných pesticidů je možno dnešní potencionální zdroje HCH definovat jako rozptýlené menší staré zátěže, z nichž HCH může unikat do životního prostředí. Mohou to být např. místa, kde byly v minulosti ukládány nebo odkládány materiály spojené se zemědělskou činností (hospodářské budovy, legální i nelegální skládky, venkovní odkladové plochy, okraje polí atd.). Vedle toho existuje ryze plošná kontaminace složek životního prostředí a při pohybu HCH mezi těmito složkami může dojít k jeho kumulaci v určité matrici. Ve zprávě „Registr bodových zdrojů znečištění – rok 2000“ (Mičanik a kol.) jsou jako podniky se starou ekologickou zátěží HCH uvedeny Spolana Neratovice a Synthesia Pardubice. V rámci projektu Morava byly v roce 2000 analyzovány odpadní vody 21 moravských průmyslových závodů. Nálezy HCH většinou ležely pod mezí stanovitelnosti nebo v jednotkách ng.l-1, bylo však zachyceno několik vyšších nálezů: Otrokovice, průmyslová ČOV SNAHA Brtnice Agris Medlov

61 ng.l-1 α-HCH 30 ng.l-1 β-HCH, 238 ng.l-1 γ-HCH, 28 ng.l-1 δ-HCH 63 ng.l-1 β-HCH

6.3.2.3.2 Výskyt HCHs v povrchových vodách Měření v rámci Projektu Labe z r.1992 ve 20 profilech přítoků Labe (příloha P.3.2.) prokázalo hodnoty mediánů v jednotkách až desítkách ng.l-1 pro γ-HCH, přineslo však i některé nálezy vyšší. Pozdější měření prokázala spíše klesající trend a lze konstatovat, že koncentrace izomerů hexachlorcyklohexanu (HCH) v povrchových vodách ČR se typicky pohybuje v řádu desetin až desítek ng.l-1 (přílohy P.3.1. až P.3.4.). Z výsledků ze Státního sledování jakosti vod vyplývá, že u koncových profilů hlavních řek ČR jsou poněkud vyšší nálezy v profilech Labe – Děčín a Morava – Lanžhot. Ze srovnání dvou srovnávacích profilů v průmyslově málo zasažených oblastech vyplývají vyšší nálezy v profilu Morava – Raškov než Labe – Debrné. Porovnáním výsledků z Projektu Morava, Projektu Odra a projektu BMBF „Sledování a hodnocení zatížení Labe škodlivými látkami – české přítoky Labe“ se ukazuje, že relativně nejvíce je zatížena povrchová voda střední a jižní Moravě. III-29

R-T&A


Z přítoků Labe je však nutno upozornit na řeku Bílinu, která v profilu pod závodem Spolchemie Ústí ng.l-1 jeví zvýšené nálezy. 6.3.2.3.3 Výskyt HCHs v říčních a jezerních sedimentech a plaveninách Výsledky měření koncentrace izomerů HCH v říčních sedimentech a plaveninách (přílohy P.3.5. až P.3.8.) nemají jednoznačný charakter. Výsledky z rozsáhlého měření v období 1991 - 92, kdy byly v rámci Projektu Labe zjišťovány obsahy polychlorovaných bifenylů a organochlorových pesticidů v sedimentech v 84 profilech Labe a jeho přítoků, přinesly nálezy pro γ-HCH většinou v jednotkách ng.g-1 s maximálním nálezem 30 ng.g-1 v profilu Volyňka – Vimperk. Monitoring v pozdějším období, především měření v rámci Státního sledování jakosti vod, Mezinárodního programu měření MKOL, Projektu Labe (tzv. cyklický monitoring), Projektu Odra a mezinárodního projektu BMBF dochází k závěru, že typické nálezy jednotlivých izomerů HCH se pohybují v řádu jednotek až desítek ng.g-1. Občas se však vyskytne nález s podstatně vyšší koncentrací a příčinu těchto jevů lze těžko přesně dopátrat. Např. výsledky stanovení v sedimentovatelných plaveninách odebíraných každý měsíc z monitorovacích stanic MKOL v pěti labských a jednom vltavském profilu ukázaly, že v období 1999 – 2000 byla většina nálezů pod mezí stanovitelnosti 5 ng.g-1, ojediněle se však vyskytly až tyto maximální nálezy: • •

28 ng.g-1 α-HCH v profilu Děčín (2000) 195 ng.g-1 β-HCH v profilu Valy (1999)

Měření v rámci Projektu Morava přináší výsledky stanovení sumy izomerů HCH v sedimentech ve 21 vybraných profilech povodí Moravy pod průmyslovými zdroji znečištění a tyto nálezy se pohybují spíše v řádu desítek až stovek ng.g-1. Pokud by byla vyloučena nějaká systematická chyba měření, znamenalo by to významně vyšší kontaminaci toků střední a jižní Moravy ve srovnání s ostatními částmi České republiky. 6.3.2.3.4 Výskyt HCHs ve vodních organismech a biologických matricích vodního prostředí Údajů o koncentračních úrovních izomerů HCH v biologických materiálech (přílohy P.3.9. až P.3.11.) není takové množství, aby mohly být formulováno jednoznačné hodnocení. Vyšší nálezy HCH v nárostech (biofilmu) byly zjištěny v Labi v profilech Valy a Obříství, vyšší nálezy HCH v rybí svalovině pak v řece Moravě. V roce 1992 bylo provedeno měření značného množství ryb v profilu Labe – Opatovice. Koncentrace γ-HCH v tkáni ryb se pohybovaly v širokém rozmezí v jednotkách až desítkách ng.g-1 podle druhů ryb i rybích jedinců. Srovnávací měření obsahu izomerů HCH v tkáni kapra obecného v rybníce Dřemliny (57 ha) v letech 1992 a 1999 ve VÚRH Vodňany prokázalo pokles koncentrace těchto látek ve sledovaném období. 6.3.2.3.5 Výskyt HCHs v podzemních vodách Koncentrace HCH v podzemních vodách se sledují v rámci Státního sledování jakosti vod. Vzhledem k tomu, že izomery HCH jsou ve vodě velmi málo rozpustné a naopak se velmi ochotně sorbují na pevné materiály, jejich pronikání do podzemních vod je omezené. V příloze P.3.12. jsou jako příklady uvedeny výsledky měření γ-HCH ve dvou hlubokých vrtech, dvou mělkých vrtech a dvou pramenech, III-30

R-T&A


vždy pro zatíženou a nezatíženou oblast. V žádném z uvedených měření nebyly zjištěny nálezy nad mezí stanovitelnosti 2 resp. 10 ng.l-1.

6.3.2.4

Hexachlorbenzen (HCB)

6.3.2.4.1 Zdroje vstupů HCB do hydrosféry Významné zdroje kontaminace hydrosféry HCB jsou odpadní vody z průmyslových, především chemických závodů, kde tato látka vzniká jako vedlejší produkt, nebo je používána jako vstupní nebo meziproduktová surovina. Jako vedlejší produkt může HCB vznikat při výrobě trichloretylénu, tetrachloretylénu a tetrachlormetanu. V případě HCB je dobrým indikátorem trvale provozovaného zdroje emisí do hydrosféry říční sediment (především s vysokým obsahem organického podílu), který je možno odebrat v toku přímo pod výpustí odpadní vody. Hexachlorbenzen se díky svým chemicko-fyzikálním vlastnostem v tomto typu sedimentu ochotně zadržuje a dokonce zde dochází k jeho kumulaci. Např. v letech 1995, 1996 a 1998 byly v rámci projektu projektu BMBF „Sledování a hodnocení zatížení Labe škodlivými látkami – české přítoky Labe“ analyzovány sedimenty Bíliny přímo pod výpustí odpadních vod ze závodu Spolchemie (příloha P.4.1.). Nálezy HCB převyšovaly běžné pozaďové hodnoty až o několik řádů. V projektu „Vnos a výskyt PCB v Labi“ byly v letech 1997 a 1998 provedeny obdobné analýzy sedimentů pod výpustěmi odpadních vod některých dalších chemických závodů (Příloha P.4.1.). Z výsledků je patrná mimořádně masívní emise HCB ze závodu Spolchemie. Také ve zprávě „Registr bodových zdrojů znečištění – rok 2000“ (Mičanik a kol.) je tento závod charakterizován jako významný emisní zdroj HCB. Ve zprávě Mezinárodní komise pro ochranu Labe (MKOL) za rok 2000 jsou jako zdroje kontaminace hydrosféry HCB uvedeny následující průmyslová odvětví: • • •

výroba plastických hmot, pryže a kaučuku výroba halogenovaných organických sloučenin výroba hliníku

Z konkrétních podniků je ve zprávě jmenována Spolchemie, přičemž emise činily 40 kg.rok-1 v roce 1999 a 10 kg.rok-1 v roce 2000. V rámci Projektu Morava 2000 byl sledován obsah HCB v odpadních vodách 20 moravských průmyslových závodů. Většina nalezených hodnot ležela pod mezí stanovitelnosti (2 ng.l-1) nebo v řádu jednotek ng.l-1. Nejvyšší hodnota (17 ng.l-1) byla zjištěna v odpadní vodě závodu Tylex Letovice. Obsah HCB byl sledován také v čistírenských kalech z městských ČOV (příloha P.4.13.). Nálezy se pohybovaly v řádu jednotek až desítek ng.g-1, v jednom případě byl zjištěn zvýšený nález v hodnotě 138 ng.g-1.

III-31

R-T&A


6.3.2.4.2 Výskyt HCB v povrchové vodě Hodnoty nalézaných koncentrací HCB v povrchových vodách ČR se většinou nacházejí v řádu desetin až desítek ng.l-1 (přílohy P.4.2. až P.4.5.). Z tohoto rámce se vymyká především závěrný profil řeky Bíliny pod závodem Spolchemie Ústí n/L, kdy ještě v druhé polovině 90. let zde byly běžné koncentrace v tisících ng.l-1, tj. o několik řádů vyšší než běžné hodnoty v ostatních profilech ČR. Je to potvrzení skutečnosti, že vypouštění HCB v odpadních vodách tohoto závodu zcela zásadně zhoršuje jakost vody v Bílině a následně i Labe, neboť vyšší jsou prokazatelně i nálezy HCB v profilech Labe – Děčín a Labe – Hřensko. V poslední době se situace zlepšuje díky výstavbě nových technologií v ČOV tohoto chemického závodu. Míru a dostatečnost tohoto zlepšení prokáží až výsledky dalších opakovaných měření. 6.3.2.4.3 Výskyt HCB v říčních a jezerních sedimentech a plaveninách Již na konci 80. let provedly laboratoře VÚV Praha (Nondek a Frolíková) rozsáhlé sledování chlorovaných organických látek v povrchových vodách a sedimentech v mnoha lokalitách tehdejšího Československa. Cíleně byly sledovány řeky Labe a Jizera, jako lokality charakterizující antropogenní pozadí byla zvolena šumavská a tatranská jezera. Hodnoty HCB v sedimentech je uveden v tabulce 6.3-2. Tabulka 6.3-2: Koncentrace DDE v sedimentech šumavských a tratranských jezer koncem 80. let Odběrová místa

HCB [ng.g-1]


< 1 – 440


0,8 – 2,0

Hincovo Pleso

0,9

Pozdější výsledky měření koncentrace HCB v říční sedimentech a plaveninách (přílohy P.4.6. až P.4.10.) ukazují, že v rámci celé ČR se hodnoty pohybují v řádu jednotek až desítek ng.g-1 a z tohoto stavu výrazně vybočují ty lokality, které jsou ovlivněny vypouštěním HCB ze závodu Spolchemie Ústí n.l-1. Tento závěr je zřejmý už z rozsáhlého sledování v období 1991 – 92, kdy v rámci projektu Labe bylo analyzováno 84 vzorků sedimentů odebraných v Labi a jeho přítocích na obsah polychlorovaných bifenylů a organochlorových pesticidů. Nálezy HCB se většinou pohybovaly v rozsahu 10 – 50 ng.g-1, ve vzorku sedimentu odebraného z Bíliny pod výpustí odpadní vody ze závodu Spolchemie však bylo nalezeno více než 10 000 ng.g-1 a ještě na soutoku Bíliny s Labem činila koncentrace HCB 3 900 ng.g1 . I další opakované měření koncentrace HCB v sedimentech v této lokalitě v první polovině 90.let přinesla nálezy výrazně zvýšené, některé až v rozmezí 5 000 – 10 000 ng.g-1. Koncentrace HCB v řece Bílině se v druhé polovině 90. let stále pohybovaly v tisících až desítkách tisíc ng.g-1, hodnoty v dalších ovlivněných profilech (Labe – Děčín a Hřensko) pak ve stovkách ng.g-1. Ilustrativní je grafické znázornění průběhu koncentrace HCB v říčních sedimentech v podélném profilu Labe, které je součástí přílohy P.4.10. Stejně jako u sedimentů je v případě plavenin patrný výrazný vzrůst kontaminace HCB v závěrné části českého toku Labe, který je způsoben emisemi HCB v odpadních vodách ze závodu Spolchemie Ústí ng.l-1 do řeky Bíliny a poté do Labe. V rámci projektu BMBF „Vnos a výskyt polychlorovaných bifenylů a HCB v Labi“ byly koncentrační nálezy HCB v plaveninách (příloha P.4.10.) dále vztaženy k hydrologických podkladům ve třech vybraných profilech s cílem provést bilanční odhad transportu HCB na částicích plavenin za celý rok 1997. Výsledky tohoto bilančního odhadu jsou dále uvedeny a III-32

R-T&A


pro r.1997 potvrdily markantní nárůst zatížení Labe hexachlorbenzenem v jeho závěrné části pod soutokem s Bílinou: • • •

Profil Labe – Obříství ……………… 3,5 kg.rok-1 Profil Vltava – Zelčín ……………… 1,0 kg.rok-1 Profil Labe – Děčín ……………… 500 kg.rok-1

Kontaminace závěrné části českého toku Labe hexachlorbenzenem se výrazně projevuje i při sledování obsahu HCB v sedimentovatelných plaveninách v rámci Mezinárodního programu měření MKOL. Zatímco u profilů Labe – Valy, Labe – Lysá, Labe – Obříství a Vltava – Zelčín se v období 1999 – 2000 pohybovaly nálezy HCB v jednotkách až desítkách ng.g-1, u profilu Labe – Hřensko se již průměrné roční hodnoty blížily 1 000 ng.g-1 a u profilu Labe – Děčín činily 1 331 ng.g-1 v roce 1999 a 1 183 ng.g-1 v roce 2000. Maximální nálezy přitom nabývaly hodnot až několika tisíců ng.g-1. 6.3.2.4.4 Výskyt HCB ve vodních organismech a biologických matricích vodního prostředí Přítomnost HCB v biologických matricích byla zkoumána již od počátku 90. let. V rámci Projektu Labe v letech 1991 – 92 bylo prokázáno, že největší kontaminace ryb HCB se nachází v úseku Ústí n/L – Hřensko. V roce 1992 bylo provedeno měření značného množství ryb v profilu Labe – Opatovice. Koncentrace HCB v tkáni ryb se pohybovaly v širokém rozmezí v jednotkách až desítkách ng.g-1 podle druhů ryb i rybích jedinců. Dalším měřením obsahu HCB v labských rybách v roce 2000 byly zjištěny velmi nízké koncentrace, často pod mezí stanovitelnosti, z jednotlivých profilů byly relativně největší koncentrace (1 – 4 ng.g-1) v profilu Děčín. Srovnávací měření kontaminace tkáně kapra obecného v rybníce Dřemliny (57 ha) v letech 1992 a 1999 ve VÚRH Vodňany prokázalo pokles koncentrace HCB ve sledovaném období. Výsledky dalších stanovení koncentrace HCB v biologických materiálech jsou uvedeny v přílohách P.4.11. a P.4.12. 6.3.2.5 Polychlorované bifenyly (PCBs) 6.3.2.5.1 Zdroje vstupů PCBs do hydrosféry Průmyslově se PCBs vždy vyráběly jako technické směsi, v nichž podle potřeby převažovaly určité kongenery. Tak např. v bývalé ČSSR se vyráběla technická směs PCB pod názvem DELOR, přičemž označení DELOR 103 znamenalo, že směs obsahuje převážně kongenery di- tri-, tetra- a pentachlorbifenylů a označení DELOR 106 kongenery penta, hexa a heptachlorbifenylů. DELOR 103 je tak ekvivalentní směsi PCBs Aroclor 1242 a DELOR 106 směsi Aroclor 1260 (Aroclor je obchodní název technické směsi PCBs vyráběné americkou firmou Monsanto). V bývalém Československu se PCBs vyráběly od roku 1959 v závodě Chemko Strážské na východním Slovensku. Nehledě na to, že začátkem 70. let již byly k dispozici alarmující a obecně dostupné informace o nebezpečnosti PCBs, výroba PCBs zde právě po roce 1972 začala narůstat a dosáhla vrcholu kolem roku 1980, aniž by vlastní výroba a používání PCBs bylo kontrolováno z hlediska ohrožení zdraví a životního prostředí. Teprve poté, co byly prokazovány masivní kontaminace např. hovězího masa, mléka, másla a ryb, byla výroba PCBs v roce 1984 ukončena i v Československu. Během 25 let povolené výroby činila produkce téměř 20 000 tun, z toho asi 9 500 tun PCBs bylo použito přímo v Československu. Kontaminace životního prostředí a následně i potravního řetězce III-33

R-T&A


však pokračovala i nadále, neboť k používání již vyrobených PCBs stále docházelo a navíc nebylo ani technologicky ani organizačně vyřešeno jejich ukládání, likvidace a prevence proti únikům z výrobních technologií. Právě úniky PCBs z výrobních technologií, a to jak přímé, tak v nedokonale čištěné odpadní vodě, patřily spolu se skládkami materiálů obsahujících PCBs k nejvýznamnějším zdrojům kontaminace hydrosféry. Již v roce 1983 odhadly inspekční orgány v Československu, že do životního prostředí se může dostat až 70 % používaných PCBs. PCBs mohou také vznikat jako vedlejší produkty některých chemických výrob, takže ani po ukončení jejich vlastní produkce není vyloučena jejich přítomnost v průmyslových odpadních vodách. Vzhledem k tomu, že PCBs byly masivně používány jako provozní kapaliny v řadě průmyslových technologií a zařízeních a také jako součásti mnoha materiálů, je možno zdroje vstupu PCBs do hydrosféry rozdělit do dvou základních kategorií: • •

Primární zdroje vstupu PCBs do hydrosféry (přímý průnik PCBs ze zařízení a materiálů do některé ze složek hydrosféry) Sekundární zdroje vstupu PCBs do hydrosféry (průnik PCBs do hydrosféry z jiné složky životního prostředí)

Primární zdroje můžeme dále dělit na systémy uzavřené a otevřené. K uzavřeným systémům patří provozní kapaliny v transformátorech, kondenzátorech a jiných elektrozařízeních, dále teplonosná media, hydraulické kapaliny, mazadla v uzavřených zařízeních a další. K otevřeným systémům lze počítat barvy a laky, impregnační materiály, oleje a vosky, maziva, aditiva stavebních materiálů, pojiva pesticidů a řadu dalších materiálů, pokud obsahují PCBs. Z hlediska lokalizace primárních zdrojů lze sestavit následující množinu příkladů, kterou však není možno chápat jako vyčerpávající (tabulka 6.3.-3). Tabulka 6.3-3: Příklady primárních zdrojů PCBs Charakter primárního zdroje PCBs

Příklad lokalit

Elektrozařízení

ZEZ Žamberk (výroba transformátorů) Bystřany u Teplic (Elektrochemické závody) ČKD Praha Všechny elektrorozvodné závody v ČR Uživatelé větších elektrozařízení (transformátory atd.) v ČR

Výměníky tepla

Provozovny Staveb silnic a železnic, např.: Rožmitál pod Třemšínem, Praha, Klecany, Chleby – Nymburk, Turnov, Semily, Mladějov, Holostřevy, Bochov, Dobršín, Letkov, Chodová Planá, Žerovice, Babice a další

Hydraulické systémy

Důlní zařízení spojené s těžbou uhlí (Ostravský revír, Mostecký revír a další) Palivový kombinát Vřesová Uničovské strojírny (PCB v převodovkách výtahů)

Výroba barev s PCB

Podnik Barvy-Laky (Praha, Kralupy), Colorlak Uherské Hradiště

Ještě v 80. letech byla velká část bodových zdrojů zcela nechráněna před havarijními či průběžnými úniky PCBs do životního prostředí. Řada případů, především těch nejzávažnějších, byla podchycena již v uvedeném období nebo dodatečně, mnohdy však existence a míra těchto úniků zůstala dodnes nezjištěna. Detailně byl popsán případ masivního havarijního úniku PCBs z obalovny silniční drti u III-34

R-T&A


Rožmitálu [12, 15]. Havarijními situacemi, úkapy a odparem se zde dostávaly PCBs do životního prostředí v takové míře, že například koncentrace PCBs v přilehlé říčce Skalici činila po havárii v roce 1986 až 250 000 ng.l-1 a v okolních studnách místních občanů až desítek tisíc ng.l-1. Koncentrace PCB v rybách v Orlické vodní nádrži na Vltavě, do níž se říčka Skalice vlévá, překračovala srovnatelné nálezy až o dva řády a proto musela být jejich konzumace v roce 1988 zakázána. Likvidace následků provozu tohoto zařízení a jeho havárií trvala mnoho let a dodnes jsou některé důsledky patrny. V souvislosti s novým Zákonem o odpadech č. 185/2001 a Vyhláškou č. 384/2001 byla s účinností od 1. 1. 2002 dána majitelům a držitelům zařízení a látek s obsahem PCBs nad 50 mg.kg-1 povinnost tato zařízení evidovat a evidenci předkládat Ministerstvu životního prostředí ČR. Tento legislativní počin se tím pádem stává účinným nástrojem k získání přehledu o primárních zdrojích PCBs v České republice. Přehled již sanovaných starých ekologických zátěží s výskytem PCBs z průmyslové činnosti hrazených Státním fondem životního prostředí je uveden v příloze P.5.16. Za primární zdroje PCBs je nutno považovat i různé typy legálních a nelegálních skládek, do nichž se dostaly odpady obsahující PCBs, a také některé výpustě odpadních vod. Za sekundární zdroje kontaminace hydrosféry PCBs je možno považovat kontaminované půdy, sedimenty, kaly z čistíren odpadních vod, ale také suchou i mokrou atmosférickou depozici. Např. obsah PCBs v čistírenských kalech byl v České republice sledován již počátkem 80. let [19], přičemž především v roce 1980 byly nálezy alarmující (průměr 1 027 ng.g-1, maximum 2 600 ng.g-1). Měření v letech 1984 a 1986 sice přineslo nižší nálezy, maximální hodnoty však zůstávaly nad úrovní 1 000 ng.g-1. Koncentrace PCBs v odpadní vodě a čistírenském kalu z ČOV byly zjišťovány v rámci Projektu Morava 2000 (příloha P.5.1.). Suma sedmi kongenerů PCB (28, 52, 101, 118, 138, 153, 180) byla sledována ve 20 průmyslových podnicích na Moravě. Zvýšené nálezy (tj. nad 100 ng.l-1) PCBs v odpadních vodách byly zjištěny v následujících závodech: • • • •

Fosfa Poštorná - 116 ng.l-1 Brněnské papírny Prudká 215 ng.l-1, Průmyslová ČOV Otrokovice 136 ng.l-1, Tylex Letovice 155 ng.l-1.

6.3.2.5.2 Výskyt PCBs v povrchové vodě Přehled koncentrací PCBs v povrchových vodách je uveden v přílohách P.5.2. až P.5.5. Hodnoty se většinou pohybují v řádu desetin až jednotek ng.l-1 pro jednotlivé kongenery PCBs a neliší se významně v jednotlivých povodích. Poněkud vyšší hodnoty (desítky ng.l-1) byly zjištěny v povrchových vodách pod prioritními zdroji znečištění v rámci Projektu Morava v roce 2000. Detailní popis výskytu PCBs v povrchových vodách v roce 2001 podle databáze Státního sledování jakosti vod ČHMÚ je zobrazen na obrázku 6.3-3 včetně poměrného zastoupení jednotlivých kongenerů PCBs.

III-35

R-T&A


6.3.2.5.3 Výskyt PCBs v říčních a jezerních sedimentech a plaveninách Již na konci 80. let provedly laboratoře VÚV Praha (Nondek a Frolíková) rozsáhlé sledování chlorovaných organických látek v povrchových vodách a sedimentech v mnoha lokalitách tehdejšího Československa. Cíleně byly sledovány řeky Labe a Jizera, jako lokality charakterizující antropogenní pozadí byly zvoleny šumavská a tatranská jezera. Hodnoty PCBs v sedimentech vyjádřené jako výše chlorovaná průmyslová směs Delor 106 jsou uvedeny v tabulce 6.3-4. Tabulka 6.3-4: Koncentrace DDE v sedimentech šumavských a tatranských jezer koncem 80. let Odběrová místa

HCB [ng.g-1]


50 – 1 900

Jizera (10 profilů, 1990)

15 – 450


15 – 40

Hincovo Pleso

15

Obrázek 6.3-3:

Obsah PCBs vyjádřený jako nízkochlorovaná průmyslová směs Delor 103 byl zjišťován u profilů řeky Labe s rozmezím hodnot < 20 – 1 800 ng.g-1. Zjištěním pozitivních nálezů PCBs v sedimentech šumavských jezer se potvrdilo, že ke kontaminaci hydrosféry látkami typu POPs může cestou atmosférické depozice docházet i v takto vzdálených a lidskou činností málo zasažených lokalitách. III-36

R-T&A


V rámci projektu Labe bylo v období 1991 – 92 analyzováno 84 vzorků sedimentů odebraných v Labi a jeho přítocích na obsah polychlorovaných bifenylů a organochlorových pesticidů. Koncentrační nálezy PCBs většinou nepřesáhly 200 ng.g-1, řada lokalit však měla nálezy i výrazně vyšší. Maximální hodnota zhruba 16 000 ng.g-1 byla zjištěna v profilu Labe – Klavary. Koncentrační nálezy PCBs v sedimentech a plaveninách v pozdějších letech jsou uvedeny v přílohách P.5.6. až P.5.11. Pohybují se většinou v řádu jednotek až stovek ng.g-1 a jsou podstatně průkaznějším kriteriem pro kontaminaci určité oblasti než nálezy PCBs v povrchových vodách. Při hodnocení je také třeba vzít v úvahu, že koncentraci PCB v daném vzorku sedimentu ovlivňuje i jeho charakter, především celkový podíl organické hmoty. Na obrázku 6.3.-3 je graficky znázorněn průběh koncentrace PCBs v sedimentech v podélném profilu Labe. Je zřejmý nárůst v oblasti Pardubic (možný vliv Synthesie Pardubice), který trvá až do Obříství. Po soutoku s Vltavou, která není PCBs tolik zatížena, dochází v Labi k poklesu koncentrace PCBs, ale vlivem dalších zdrojů (např. Papírny Štětí a další) koncentrace opět vzrůstá. Zajímavé je, že v různých částech Labe je zjišťováno dosti odlišné zastoupení jednotlivých kongenerů PCBs. Do jaké míry je tento jev dán různým chováním jednotlivých kongenerů a do jaké míry různými zdroji PCBs, není přesně známo, ale např. výrazný vzrůst kongeneru 52 ve srovnání s ostatními kongenery pod Pardubicemi je pozorován opakovaně již mnoho let. Obsah PCBs (vyjádřený jako součet koncentrace Deloru 103 a 106) v potočních sedimentech byl sledován také ve specializované observatoři ČHMÚ v Košeticích. Maximální hodnota publikovaná ve zprávě v roce 1995 činila 520 ng.g-1, v některých měrných profilech však byly nálezy výrazně nižší. Detailní popis výskytu PCBs v sedimentech v roce 2001 podle databáze Státního sledování jakosti vod ČHMÚ je uveden na obrázku 6.3.-4 včetně poměrného zastoupení jednotlivých kongenerů PCBs.

6.3.2.5.4 Výskyt PCBs ve vodních organismech a biologických matricích vodního prostředí Koncentrační nálezy PCBs ve vodních organismech a biologických matricích vodního prostředí jsou uvedeny v přílohách P.5.12. až P.5.14. Sledování obsahu PCBs v tkáních ryb byl jeden z hlavních směrů monitorování zátěže hydrosféry ČR těmto cizorodými látkami. Rozsáhlé měření v tomto směru provedly laboratoře VÚRH Vodňany v letech 1988 – 1995. Cíleně byly sledovány např. lokality ÚN Orlík a Kamýk na Vltavě (sledování dopadu havárie v obalovně silniční drti v Rožmitálu pod Třemšínem v r.1986) a oblast Labe – Opatovice (v rámci Projektu Labe). Přestože u ryb z ÚN Orlík se ve sledovaném období projevoval snižující se trend v koncentraci PCBs, ve srovnání s jinými nádržemi na území ČR se zde stále vyskytovaly významně vyšší nálezy. Ve všech sledovaných lokalitách se prokázaly velmi rozdílné koncentrace PCBs mezi jednotlivými druhy ryb i rybími jedinci v rozmezí od desítek až po tisíce ng.g1 tkáně. Vyšší nálezy koncentrace PCBs prokazatelně korelovaly s vyšším obsahem tuku v daném vzorku rybí tkáně. Ve většině případů byly sice naměřené hodnoty pod hygienickým limitem 500 ng.g1 , v tkáních několika jedinců (cejn velký, cejnek malý, sumec velký, parma obecná, štika obecná, bolen dravý a úhoř říční) byl tento limit překročen výrazně. Maximální nálezy jsou uvedeny v příloze P.5.13. Srovnávací měření kontaminace tkáně kapra obecného v rybníce Dřemliny (57 ha) v letech 1992 a 1999 ve VÚRH Vodňany prokázalo pokles koncentrace PCBs ve sledovaném období.

III-37

R-T&A


Měření v letech 1999 – 2001 v rámci Projektu Labe neprokázalo zvýšené koncentrace PCBs v rybích tkáních, relativně vyšší nálezy byly v profilech Valy a Hřensko. Měření v rámci Státního sledování jakosti vod a Projektu Morava prokázala, že nálezy PCBs v rybí svalovině v dolním toku Labe (Děčín) a šesti profilech Moravy jsou srovnatelné a pohybují se v desítkách ng.g-1. Obrázek 6.3-4:

6.3.2.5.5 Výskyt PCBs v podzemní vodě Koncentrace PCBs v podzemních vodách se sledují v rámci Státního sledování jakosti vod. Vzhledem k tomu, že PCBs jsou ve vodě velmi málo rozpustné a naopak se velmi ochotně sorbují na pevné materiály, jejich pronikání do podzemních vod je omezené. V příloze P.5.15. jsou jako příklady uvedeny výsledky měření jednotlivých kongenerů PCBs ve dvou hlubokých vrtech, dvou mělkých vrtech a dvou pramenech, vždy pro zatíženou a nezatíženou oblast. V žádném z uvedených měření nebyly zjištěny nálezy nad mezí stanovitelnosti. 6.3.2.5.6 Výskyt PCBs v drenážních vodách a jejich sedimentech Výskyt PCBs v drenážních vodách a jejich sedimentech ve dvou lokalitách v jižních Čechách je popsán v literatuře [27]. Jedná se o lokality Lutová (CHKO Třeboňsko) a Hrdějovice (severně od Českých Budějovic). Obsah PCBs byl vztažen k technické směsi Delor 106. Opakovaná měření proběhla v letech 1994 – 1995 a koncentrace v obou lokalitách se většinou pohybovala v jednotkách až desítkách ng.l-1 (tabulka 6.3.-5).

III-38

R-T&A


Tabulka 6.3.-5: Koncentrace PCBs v drenážních vodách a jejich sedimentech, jižní Čechy Lokalita

Průměrná koncentrace PCBs v drenážní vodě [ng.l-1]

Maximální koncentrace PCBs v drenážní vodě [ng.l-1]

Průměrná hodnota PCBs v sedimentu drenážní vody [ng.g-1]

Lutová

33,7

7,6

345

Hrdějovice

28,4

6,2

6.3.2.6 Polychlorované dibenzo-p-dioxiny a dibenzofurany (PCDDs/Fs) 6.3.2.6.1 Zdroje vstupů PCDDs/Fs do hydrosféry PCDDs/Fs nemají praktické použití a nikdy nebyly průmyslově vyráběny. Vznikají jako vedlejší produkty některých reakcí v chemické výrobě nebo při spalovacích procesech. Z chemických výrob kde PCDDs/Fs vznikají je nejvýznačnější výroba některých pesticidů, např. 2,4,5 – T, který byl jednou ze složek defoliantu Agent Orange užívaného ve válce ve Vietnamu nebo v u nás dříve používaném přípravku na ničení listnatých stromů Arboricid. Jiným významným a masově používaným přípravkem, který obsahuje PCDDs/Fs je fungicid pentachlorofenol, který byl například součástí u nás vyráběného přípravku Pentalidol. PCDDs/Fs vznikají dále například při bělení buničiny chlórem, elektrolytické výrobě chlóru, výrobě některých barviv. Vznik PCDDs/Fs těmito pochody má ale spíše historický význam, protože po zjištění problému PCDDs/Fs byly tyto výroby zastaveny nebo jsou pod přísnou kontrolou. V současnosti jsou nejvýznačnějším zdrojem dioxinů spalovací procesy. Vznik dioxinů při spalování se nepojí bezprostředně k procesům hoření v plameni. Dioxiny vznikají až při procesech probíhajících v kouřových plynech. Na vznik dioxinů nemá přímý vliv druh spalovaného paliva ale složení kouřových plynů a podmínky při jejich chladnutí. Vlastní syntéza PCDDs/Fs probíhá při teplotách 250 – 350 °C při oxidaci částic uhlíku sorbovaných na popílku. Nezbytnými podmínkami je přítomnost kyslíku, vodní páry a chlorovodíku. Nejvyšší koncentrace dioxinů vznikají při spalování domácího, nemocničního nebo chemického odpadu nebo při recyklaci kovů nebo spékání železné rudy. Menší koncentrace PCDDs/Fs vznikají i při spalování uhlí, dřeva nebo topných olejů a i při provozu motorových vozidel. Jelikož těchto paliv je spalováno mnohem větší množství než odpadů a spaliny jsou při těchto procesech méně čištěny, je celková emise dioxinů při výrobě tepla a energie mnohem větší než ze spalování odpadů nebo z chemických výrob. Hlavní množství produkovaných dioxinů je emitováno do ovzduší a do pevných odpadů. Přímá emise do vodního prostředí má menší význam. Emise dioxinů je v průmyslově vyspělých zemích předmětem studia prostřednictvím emisních inventur. Tyto inventury většinou emise do vod buď opomíjejí nebo jim dávají jen malou důležitost, protože o obsahu dioxinů v odpadních vodách je mnohem méně informací než v případě pevných odpadů emisí do ovzduší. Jako nejvýznamnější zdroje emisí dioxinů do vod jsou zde uváděny: • • • • • •

Výroba bělené buničiny (chlórové bělení) Výroba chlóru Výroba a užívání aromatických chlorovaných sloučenin Recyklace barevných kovů Třídění a zpracovávání odpadů Kaly z čistíren odpadních vod

III-39

R-T&A


Existuje ale i řada dalších potenciálních cest, které vedou ke znečistění vod dioxiny, které mají charakter havarijního či náhodného procesu, a které je tudíž obtížné kvantifikovat a zahrnou do emisních inventur. Obecně lze říci, že zvýšený výskyt PCDDs/Fs lze očekávat všude tam, kde se nachází zvýšená kontaminace polychlorovanými bifenyly (PCBs) nebo chlorovanými fenoly, především pentachlorfenolem. PCDDs/Fs tyto látky doprovázejí často již z výroby nebo z nich mohou různými procesy vznikat. Známý je vznik PCDDs/Fs při nedokonalém spalování materiálů, které obsahují PCBs. Jsou popsány i pozvolné degradační pochody, které probíhají v transformátorových olejích obsahujících PCBs, při nichž vznikají PCDDs/Fs. Z konkrétních materiálů, které by mohly PCDDs/Fs obsahovat ve zvýšené míře je možno uvést např. dřevo impregnované pentachlorofenolem, materiály a zeminy kontaminované PCBs nebo popílky ze spaloven toxických, nemocničních nebo komunálních odpadů. Je pravděpodobné, že právě tyto zdroje mají na znečistění toků dioxiny rozhodující podíl. V České republice je patrně nejznámějším potencionálním zdrojem chemický závod Spolana Neratovice. Zde byly v minulosti vyráběny chlorované fenoly a při této výrobě, především v havarijních situacích, vznikaly a dostávaly se do okolí PCDDs/Fs ve velké míře. Po větší havárii reaktoru byla příslušná provozovna Spolany Neratovice uzavřena a zapečetěna. PCDDs/Fs v této lokalitě však mohou být dodnes velkým problémem a bylo by žádoucí provést skutečně hloubkový a komplexní monitoring jak areálu chemického závodu, tak jeho okolí včetně vlivu na blízkou řeku Labe. 6.3.2.6.2 Výskyt PCDDs/Fs ve vodním prostředí Obsah PCDDs/Fs ve vodě nebývá pro monitorování prostředí využíván. PCDDs/Fs jsou ve vodě jen minimálně rozpustné a okamžitě se sorbují na částice kalu. Obsah dioxinů ve vzorcích vody je tudíž závislý na obsahu částic ve vodě a bez údaje o jejich obsahu jsou výsledky jen obtížně použitelné. Ve filtrované vodě je obsah dioxinů obvykle nedetekovatelný. Obsah PCDDs/Fs ve vodě (ve formě vztažené na objemovou jednotku) je udáván obvykle jen pro odpadní vody. V České republice bohužel údaje o koncentraci PCDDs/Fs v podstatě nejsou k dispozici, určitou inspirací snad mohou být údaje zahraniční. Ve Švédsku se např. tyto hodnoty nacházejí v rozmezí od setin až po stovky pg TEQ.l-1, přičemž průměrné hodnoty leží nejčastěji v řádu jednotek pg TEQ.l-1. Znečistění povrchových vod je posuzováno podle obsahu PCDDs/Fs v sedimentech, případně v částicích získaných filtrací vody. V České republice tyto informace v podstatě chybí. Obsah PCDDs/Fs v sedimentech byl opakovaně zjišťován v řadě zemí EU, nálezy se pohybují ve velmi širokém rozmezí s průměrnými hodnotami v řádu jednotek až desítek pg TEQ.g-1 sušiny. Z těchto údajů je zjevné, že obsah PCDDs/Fs v sedimentech je přímo závislý na intenzitě civilizačního zatížení krajiny. Nejnižší hodnoty ve zcela neznečistěných oblastech jsou na úrovni jednotek pg TEQ.g-1 sušiny, případně i nižší. V průmyslové evropské krajině lze očekávat běžně hodnoty v desítkách pg TEQ.g-1 sušiny. Hodnoty přesahující 100 pg TEQ.g-1 sušiny jsou nacházeny v přístavech nebo v kanálech. Vůbec nejvyšší obsahy PCDDs/Fs pak byly měřeny ve Finsku v řece Kymijoki (až desítky tisíc pg TEQ.g-1 v sušině), v souvislosti s historickými emisemi z výroby a užívání prostředku na ochranu dřeva Ky-5. V rámci Projektu QD 1297 „Perzistentní organické polutanty v odpadních látkách a zemědělských půdách“ (VÚ meliorací a ochrany půdy Praha - Ing. Radim Vácha) byl stanoven obsah PCDD/F ve 4 kalech ČOV (viz Příloha P.6.1.). Nejvyšší nález byl zaznamenán v případě kalu z ČOV v okresním městě s komunálním a průmyslovým odpadem z potravinářského a papírenského průmyslu. PCDDs/Fs v rybách byly v ČR měřeny jen v několika případech, z toho laboratoř Axys-Varilab prováděla pouze analýzu jednoho vzorku pstruha pro Sdružení ARNIKA. Obsah PCDD/F vztažený na III-40

R-T&A


čerstvé maso činil 0,9 pg TEQ.g-1, při přepočtu na tuk pak 35,2 pg TEQ.g-1, což jsou hodnoty srovnatelné s nálezy v ostatních evropských zemích. Při hodnocení výsledku je ale třeba brát v potaz i to, že analyzovaná ryba byla mladá a pocházela z horního toku řeky Lužické Nisy. O obsahu PCDDs/Fs v rybách z dolních toků velkých řek, které jsou podstatně více kontaminovány, lze pouze spekulovat. Hodnocení zatížení hydrosféry ČR látkami PCDDs/Fs je velmi obtížné z důvodů nedostatku relevantních informací. V České republice se měření PCDDs/Fs v životním prostředí provádí od začátku 90. let, zcela však převažuje měření vzorků ovzduší a půd bez přímé vazby na složky hydrosféry. Do budoucna by bylo žádoucí, aby sledování PCDDs/Fs bylo rozšířeno o vzorky odebrané z vodního prostředí (sedimenty, plaveniny, odpadní vody, pevné odpady, kaly z ČOV a další). 6.3.2.7 Polycyklické aromatické uhlovodíky (PAHs) 6.3.2.7.1 Zdroje vstupů PAHs do hydrosféry Polycyklické aromatické uhlovodíky mají ve srovnání s ostatními POPs odlišné zdrojů a vstupů do hydrosféry. Přestože zatížení hydrosféry těmito látkami je civilizační činnosti lidstva, existují i přírodní zdroje PAHs, což se ostatních odlišností je nesrovnatelně větší počet zdrojů, lze např. tvrdit, že že při většině PAHs v nějaké míře vznikají.

postavení z hlediska především důsledek POPs netýká. Další spalovacích procesů

Přirozený výskyt PAHs je poměrně vzácný. Nacházejí se v ropě, uhlí, asfaltu, některých uhlíkatých minerálech a jejich vznik byl prokázán rovněž při určitých geochemických procesech. Významným zdrojem PAHs mohou být lesní požáry. Přirozenou cestou mohou vznikat také jako produkt metabolismu některých bakterií, plísní i vyšších rostlin. Dominantním zdrojem PAHs je však činnost člověka. Jde především o spalování fosilních paliv při nedostatku kyslíku, zejména pak vysokoteplotní zpracování uhlíkatých surovin (pyrolýza ropných frakcí, výroba koksu a dehtů). Významným zdrojem PAHs je také činnost spalovacích motorů. Samotné uhlí obsahuje řádově desítky až stovky mg sumy PAHs na 1 kg uhlí, koksárenský dehet však již jednotky až desítky gramů. Surová nafta obsahuje desetiny až jednotky mg.kg-1 PAHs, naftový asfalt však hodnoty až tisíckrát vyšší. Zcela extrémním případem je kreosotový olej (kreosot), tj. zbytek po tepelném zpracování uhlí, v němž koncentrace PAHs dosahují až stovky gramů na 1 kg. Spalováním pohonných hmot v dopravě se emitují do ovzduší až stovky mikrogramů PAHs na jeden ujetý kilometr. Antropogenní zdroje PAHs lze v zásadě rozdělit na průmyslové a neprůmyslové (Holoubek: PAHs v prostředí, ČEU a MŽP, Praha 1996): Průmyslové zdroje: • • • • • • • •

výroba tepelné a elektrické energie výroba koksu produkce a zpracování kamenouhelného dehtu výroba, zpracování a použití asfaltu katalytické krakování stroje s vnitřním spalováním výroba a požití sazí odpadní vody III-41

R-T&A

•


potravinářské technologie

Neprůmyslové zdroje: • • • • •

lesní, stepní a jiné požáry volné hoření odpadů spalovny odpadů kouření domácí topeniště

Z uvedených zdrojů se PAHs dostávají do hydrosféry buď primárně (přímo) nebo sekundárně (přes atmosféru formou suché i mokré depozice). V případě primárního vstupu do hydrosféry jsou PAHs obsažené především v odpadních vodách, ale mohou se do ní dostat také jako součást olejovitých nebo pevných produktů tepelného zpracování uhlí a ropy při haváriích apod. V případě sekundárního vstupu jsou PAHs emitovány do atmosféry, v níž se sorbují na malé polétavé částice (popílek, saze) a poté se mohou s dešťovými srážkami nebo přirozeným spadem dostat do vodních toků, jezer a rybníků. Významnými zdroji PAHs, které cestou přes atmosféru a následným spadem kontaminovaly nebo dosud kontaminují hydrosféru v České republice, jsou velké tepelné elektrárny, výrobny koksu a celá řada průmyslových závodů s masivními spalovacími procesy. Vzhledem k tomu, že tento typ průmyslu je koncentrován v některých regionech, lze tyto regiony hodnotit jako velkoplošné zdroje vstupu PAHs do hydrosféry celého regionu, za určitých meteorologických podmínek dokonce regionů okolních. Příkladem je region ostravský, kde popsaný charakter průmyslu dominantně ovlivňoval a dosud ovlivňuje kvalitu všech složek hydrosféry povodí Odry z hlediska přítomnosti PAHs. Výmluvné jsou např. výsledky celoročního opakovaného měření PAHs v povrchových vodách ve 13 profilech Odry a jejich přítoků v roce 1989 (Nondek, Kužílek, Vodní hospodářství č.11, 1990). Nalezené koncentrace fluorantenu (desítky až stovky ng.l-1) a benzo(a)pyrenu (desítky ng.l-1) byly zhruba o jeden řád vyšší než hodnoty v regionech bez těžkého průmyslu. Z významných primárních zdrojů vstupu PAHs do hydrosféry je nutno jmenovat odpadní vody ze závodů dřevozpracujícího průmyslu, závodů na zpracování uhlí a ropy a řady chemických podniků (např. DEZA Valašké Meziříčí). V případě dřevozpracujícího provozu je kritické nakládání s kreosotem, který se zde používá k impregnaci dřeva. Laboratoře VÚV Praha např. monitorovaly v létech 1989 a 1990 situaci v závodě Soběslav a okolí. Zjištěné nálezy PAHs ve vypouštěné odpadní vodě byly alarmující, masivní kontaminací byl zasažen přilehlý Dírenský potok (stovky až tisíce ng.l-1 ve vodě a stovky až tisíce µg.g-1 v sedimentu) a následně i řeka Lužnice, kde se PAHs kumulovaly v sedimentech. Různá měření potvrdila, že zdrojem PAHs jsou velké městské aglomerace. Opakovaná měření v letech 1989 – 1991 např. prokázala, že v povrchové vodě Vltavy se průtokem pražskou aglomerací zvýšila koncentrace fluorantenu téměř na dvojnásobek a benzo(a)pyrenu více než trojnásobek. Lokálně však mohou způsobit významný vzrůst koncentrace PAHs i zdroje kapacitně menší, které ale svým nevhodným provozem (např. špatné spalování některých materiálů) způsobují intenzivní produkci PAHs. V rámci Projektu Morava byl zjišťován obsah PAHs v odpadních vodách z 20 průmyslových závodů a 21 komunálních ČOV. V případě průmyslových odpadních vod bylo sledováno 16 PAHs, v případě komunálních odpadních vod pouze fluoranten a benzo(a)pyren. Analytické stanovení mělo následující meze stanovitelnosti (ng.l-1):

III-42


R-T&A

Naftalen

5

Antracen

5

Chrysen

50

Benzo(a)pyren

50

Acenaftylen

5

Fenantren

5

Benzo(a)antracen

50

Benzo(ghi)perylen

50

Acenaften

5

Fluoranten

10

Benzo(b)fluoranten

50

Indeno(123cd)pyren

50

Fluoren

5

Pyren

50

Benzo(k)fluoranten

50

Dibenzo(ah)antracen

50

V podstatě všechny nálezy ležely pod mezí stanovitelnosti, pouze ve dvou případech byly tyto meze překročeny. V případě průmyslových odpadních vod se jednalo o závod Deza Valašské Meziříčí, kde nález acenaftylenu činil 53 ng.l-1, acenaftenu 73 ng.l-1 a fluorenu 70 ng.l-1 a v případě komunálních odpadních vod byl v ČOV Šumperk nález fluorantenu 15 ng.l-1. Součástí Projektu QD 1297 „Perzistentní organické polutanty v odpadních látkách a zemědělských půdách“ (VÚ meliorací a ochrany půdy Praha - Ing. Radim Vácha) bylo v roce 2001 měření obsahu sumy 12 PAHs v kalech z ČOV (příloha P.7.1.). Typické jsou nálezy mezi 3 000 – 10 000 ng.g-1, tři nálezy však byly vyšší než 20 000 ng.g-1. 6.3.2.7.2 Výskyt PAHs v povrchové vodě Koncentrace PAHs v povrchových vodách ČR se sleduje již od počátku 80. let. Bylo získáno ohromné množství výsledků, jejichž celkové hodnocení je obtížné. Často se např. ukazovalo, že koncentrace PAHs se významně liší nejen v jednotlivých profilech stejného povodí, ale hodnoty značně kolísají v čase. Z dnes již historických měření lze uvést výsledky měření PAHs v povrchových vodách, které provedl VÚV Praha v některých lokalitách České republiky na přelomu 80. a 90. let (tabulka 6.3-6). Tabulka 6.3-6: Koncentrace PAHs v povrchových vodách na přelomu 80. a 90. let Počet měření

Průměrná koncentrace fluorantenu [ng.l-1]

Průměrná koncentrace benzo(a)pyrenu [ng.l-1]

Vltava – Praha Podolí (nad městem)

20

7,7

0,7

Vltava – Praha Podbaba (pod městem)

14

11,1

2,3

Orlice

3

9,2

< 0,5

Odra - Bohumín

31

389

48,2

Dírenský potok – Soběslav (pod dřevozpracujícím závodem)

2

522

9,3

Lokalita

V roce 1992 bylo v rámci Projektu Labe realizováno ohromné množství analýz povrchových vod Labe a jeho přítoků s cílem zmapovat přítomnost fluorantenu a benzo(a)pyrenu v těchto tocích (viz Příloha P.7.3.). V tzv. základním okruhu se nacházelo 21 profilů, v tzv. vyhledávacím okruhu 20 profilů. V každém profilu proběhlo 12 měření v měsíčních časových intervalech. Hodnoty mediánů pro fluoranten ležely v rozmezí 4 ng.l-1 (Ohře – Vičice) až 49,8 ng.l-1 (Lužnice – Tábor, možný vliv impregnace dřeva v Soběslavi). Hodnoty maximálních nálezů ležely v rozmezí 6,7 ng.l-1 (Ohře – Vičice) až 347 ng.l-1 (Labe – Vaňov). Hodnoty mediánů pro benzo(a)pyren ležely v rozmezí < 0,5 ng.l1 až 5,6 ng.l-1 (Otava - Katovice). Hodnoty maximálních nálezů ležely v rozmezí 1,5 ng.l-1 (Ohře – Vičice) až 78 ng.l-1 (Vltava – Březí).

III-43

R-T&A


Hodnoty nalézaných koncentrací PAHs v povrchových vodách ČR v dalších letech se většinou nacházejí v řádu jednotek až desítek ng.l-1 na každou jednotlivou látku, tj. desítky až stovky ng.l-1 v jejich součtu (přílohy P.7.2. až P.7.5.). Obecně lze říci, že souvislost vyšších nálezů s přítomností větší koncentrace průmyslu či městských aglomerací lze prokázat. Např. všechny monitorovací aktivity v podstatě potvrzují, že významně vyšší nálezy se nacházejí v ostravském regionu, který je celoplošně pod vlivem zvýšených emisí z těžby a zpracování černého uhlí a těžkého průmyslu. Ze šesti nejčastěji sledovaných sloučenin PAHs prokazuje nejvyšší koncentrace fluoranten, který naštěstí nepatří z toxikologického hlediska k těm závažnějším PAHs. Ty látky ze skupiny PAHs, které vykazují závažné karcinogenní účinky – benzo(a)pyren, benzo(b)fluoranten, benzo(k)fluoranten, benzo(ghi)perylen a indeno(1,2,3-cd)pyren – se v povrchové vodě ČR vyskytují většinou v řádu jednotek ng.l-1. 6.3.2.7.3

Výskyt PAHs v říčních a jezerních sedimentech a plaveninách

Koncentrace PAHs v sedimentech a plaveninách ČR se pohybují v řádu desítek až stovek ng.g-1 na každou jednotlivou látku a tisíců ng.g-1 v jejich součtu (přílohy P.7.6. až P.7.9.). Obsah PAHs v potočních sedimentech byl sledován také ve specializované observatoři ČHMÚ v Košeticích. Maximální hodnoty publikované ve zprávě v roce 1995 se v jednotlivých měrných profilech významně lišily a jejich hodnoty se pohybovaly v řádu stovek až tisíců ng.g-1. Detailní popis výskytu PAHs v sedimentech v roce 2001 podle databáze Státního sledování jakosti vod ČHMÚ je zobrazen na obrázku 6.3-5 včetně poměrného zastoupení jednotlivých sloučenin typu polycyklických aromatických uhlovodíků. 6.3.2.7.4 Výskyt PAHs ve vodních organismech a biologických matricích vodního prostředí Údajů o obsahu PAHs v biologických materiálech hydrosféry není příliš k dispozici. Nálezy v nárostech (biofilmu) získané v rámci Projektu Labe (příloha P.7.10.) ukazují, že podobně jako v sedimentech a plaveninách také v této matrici se koncentrace PAHs pohybují v řádu desítek až stovek ng.g-1 na každou jednotlivou látku a tisíců ng.g-1 v jejich součtu. V rámci Projektu Morava 2000 byly opakovaně zjišťovány obsahy PAHs (celkem 13 látek) ve svalovině ryb v šesti profilech řeky Moravy (Zábřeh, Olomouc, Kroměříž, Otrokovice, Uherské Hradiště a Moravská Nová Ves). Nálezy sumy PAHs se většinou pohybovaly v jednotkách ng.g-1, byl však prezentován ojedinělý nález v profilu Morava – Zábřeh s neuvěřitelně vysokou hodnotou 7 811 ng.g-1. Protože nebyl opakovaně potvrzen, nelze z něj vyvozovat žádné závěry.

III-44

R-T&A


Obrázek 6.3-5:

6.3.2.7.5 Výskyt PAHs v podzemní vodě Koncentrace PAHs v podzemních vodách se sledují v rámci Státního sledování jakosti vod. Vzhledem k tomu, že PAHs jsou ve vodě velmi málo rozpustné a naopak se velmi ochotně sorbují na pevné materiály, jejich pronikání do podzemních vod je omezené. V příloze P.7.11. jsou jako příklady uvedeny výsledky měření jednotlivých sloučenin typu PAHs ve dvou hlubokých vrtech, dvou mělkých vrtech a dvou pramenech, vždy pro zatíženou a nezatíženou oblast. Nálezy jsou dosti rozmanité a lze je jen obtížně hodnotit. Jak již bylo uvedeno, mohou PAHs totiž na rozdíl od ostatních perzistentních organických polutantů vznikat i přirozenou cestou a některé geochemické děje jsou uváděny právě jako jejich potencionální zdroj. Z tohoto důvodu je obtížné hodnotit, zda PAHs nalézané v podzemních vodách se do nich dostaly migrací z povrchových zdrojů antropogenního charakteru nebo vznikly geochemicky v horninových podložích. 6.3.2.8 Ostatní POPs (heptachlor, chlordan, mirex a toxaphen) 6.3.2.8.1 Zdroje vstupů do hydrosféry Údaje o zdrojích vstupů heptachloru, chlordanu, mirexu a toxaphenu do hydrosféry České republiky nejsou v podstatě známy. Jsou to chemická individua nebo směsi látek, která se v ČR buď nikdy nepoužívala, nebo bylo jejich použití ukončeno již před mnoha lety (heptachlor v r.1989).

III-45

R-T&A


Donedávna se předpokládalo, že se toxafen na území bývalého Československa nepoužíval. Podle starších údajů ÚZKÚZ však bylo zjištěno, že během 25 let (1963-1987) bylo na území Československa aplikováno 9851,7 t pesticidních přípravků (Melipax, Toxafen), ve kterých byl obsah účinné látky (toxafenu) 10%. Jeho používání bylo oficiálně v Československu zakázáno v roce 1986. 6.3.2.8.2 Výskyt v povrchové vodě Informací o výskytu heptachloru a dalších uvedených POPs v hydrosféře ČR je ve srovnání s některými ostatními POPs (PCB, HCB, DDT a další) nesrovnatelně méně. Sledování obsahu heptachloru v povrchové vodě pod vybranými zdroji znečištění probíhalo v rámci Projektu Morava v letech 1996 – 2000. Výsledky jsou uvedeny v příloze P.8.1. a ukazují, že hodnoty ve většině profilech nebyly významně odlišné a pohybovaly se v řádu desítek ng.l-1. Přesto byly v roce 2000 zjištěny výrazně zvýšené nálezy ve čtyřech profilech, kde koncentrace heptachloru byla ve stovkách ng.l-1. Jednalo se o profily: • • • •

Morava Otrokovice Svratka Brno Morava Kroměříž Dyje Znojmo

V letech 1995 a 1996 byl v rámci mezinárodního projektu BMBF 523 KFK 9402 „Sledování a hodnocení zatížení Labe škodlivými látkami – České přítoky Labe“ vedle jiných látek doplňkově sledován také obsah heptachloru v povrchové vodě v 52 profilech pěti českých řek (Vltava, Berounka, Ohře, Jizera a Bílina). Nálezy v podstatě všech sledovaných profilech ležely pod mezí stanovitelnosti (0,1 ng.l-1) nebo v oblasti 0,1 – 1 ng.l-1. Výjimkou byl profil Bílina – pod Spolchemií, kde nález v roce 1995 činil 350 ng.l-1 a v roce 1996 3,7 ng.l-1. 6.3.2.8.3 Výskyt v říčních a jezerních sedimentech a plaveninách V roce 2000 byl obsah heptachloru zjišťován v rámci Projektu Morava v říčních sedimentech pod 21 průmyslovými zdroji znečištění. Výsledky jsou uvedeny v příloze P.8.2. a ukazují velké rozdíly mezi minimálními a maximálními nálezy v každém profilu. Zatímco minimální nálezy jsou většinou nižší než mez stanovitelnosti 1 ng.g-1, maximální nálezy u většiny profilů činily více než 200 ng.g-1. Na jaře a na podzim roce 2001 byl zjišťován obsah heptachloru v říčních sedimentech také v rámci Projektu Odra. Jednalo se o měření v 8 profilech řek Olše, Lutyňka, Ropičanka a Stonávka. Ve všech případech nebyly nalezeny koncentrace vyšší než mez stanovitelnosti (2,5 ng.g-1) s výjimkou profilu Olše – jez nad Ropičankou, kde byla zjištěna koncentrace mírně nad mezí stanovitelnosti. 6.3.2.8.4 Výskyt ve vodních organismech a biologických matricích vodního prostředí Obsah heptachloru v biofilmu (nárostech) na plovácích umístěných do říčního toku byl sledován v roce 1996 jako součást tzv. cyklického monitoringu v rámci projektu Labe. Zjištěné výsledky jsou uvedeny v příloze P.8.3. a ukazují, že všechny nalezené koncentrace jsou nižší než 1 ng.g-1.

III-46

R-T&A


6.3.3 Celkové hodnocení zátěže hydrosféry ČR POPs a návrhy způsobů jejich dalšího sledování 6.3.3.1 Úvod Hodnocení výskytu POPs v jednotlivých složkách hydrosféry a formulace trendů není jednoduchá záležitost. Ačkoliv se riziko přímého pronikání POPs do životního prostředí snižuje díky ukončení vlastní výroby a používání těchto látek, výstavbě nových čističek odpadních vod a důrazněji prováděné ekologické politice státu, zůstává přítomnost POPs v životním prostředí závažným ekologickým problémem. U některých složek životního prostředí lze sice pozorovat určité pozitivní trendy (např. nižší koncentrace POPs v povrchových vodách), v případě ostatních složek hydrosféry lze situaci hodnotit obtížněji. 6.3.3.2 Polycylické aromatické uhlovodíky (PAHs) Z hlediska kontaminace polycyklickými aromatickými uhlovodíky (PAHs) je patrně nejzatíženějším regionem ostravská aglomerace. Opakovaně to potvrzují výsledky mnoha měření v průběhu minulých 10 až 15 letech. Problémy s kontaminací PAHs však mohou nastávat i lokálně v blízkosti některých průmyslových závodů (např. Deza Valašské Meziříčí) či provozoven, v nichž se používají dehtové, kreosotové či podobné produkty s vysokým obsahem PAHs. Také jakákoliv větší průmyslová nebo městská agromerace je díky zvýšené produkci spalin více zatížena látkami typu PAHs. Problém s kontaminací PAHs může dokonce nastat v určitých relativně velmi malých lokalitách, pokud jsou vystaveny vlivu nedokonalého spalování z nějakého lokálního zdroje. 6.3.3.3 Organochlorové pesticidy Zatížení hydrosféry organochlorovými pesticidy, tj. DDT a jeho metabolity, polychlorovanými cyklodieny (aldrin, endrin, dieldrin, isodrin) a izomery HCH není v rámci celé České republiky nijak dramatické a odpovídá situaci v okolních státech. Přesto existují regiony s některými dílčími problémy. V případě DDT a jeho metabolitů se zjevně jedná o oblast pod vlivem závodu Spolchemie Ústí n/L, který je dodnes významným bodovým zdrojem těchto polutantů. Dále je to oblast v okolí závodu Spolana Neratovice, o čemž svědčí např. zvýšené nálezy v profilu Labe – Obříství. Zvýšené zatížení projevují také některé regiony střední a jižní Moravy (např. Dyje – Znojmo). V případě izomerů HCH je nejvážnější situace patrně v některých regionech střední a jižní Moravy, kde se nálezy těchto látek v sedimentech pohybují běžně v desítkách ng.g-1 a jsou případy, kdy dosahují až stovek ng.g-1. Moravské regiony jsou ve srovnání s českými více zatížené také polychlorovanými cyklodieny, i když v jejich případě se situace nezdá být v absolutních hodnotách závažná. 6.3.3.4 Hexachlorbenzen (HCB) Z hlediska kontaminace hexachlorbenzenem má Česká republika jednu velice kritickou oblast, a to okolí závodu Spolchemie Ústí n/L. Vypouštění HCB v odpadních vodách z tohoto závodu bylo a patrně stále je skutečně masivní a negativně ovlivňuje všechny složky hydrosféry v koncové části toku řeky Bíliny a následně Labe až hluboko na území Spolkové republiky Německo. Zřetelně vyšší nálezy HCB ve srovnání s ostatními regiony ČR i údaji z jiných evropských zemí se nacházejí jak v povrchových vodách Bíliny a Labe, tak v sedimentech a plaveninách, vodních biofilmech, vodních organismech a rybách. Je známo, že problém se ze strany vedení závodu řeší již delší dobu cestou technologických úprav a účinnějším čištěním odpadních vod, situaci je však třeba nadále sledovat a III-47

R-T&A


zjišťovat, jak se bude pokles emisí HCB projevovat v jednotlivých složkách vodního prostředí. Další významné problémy s kontaminací hydrosféry HCB v ČR nejsou známy. 6.3.3.5 Polychlorované bifenyly (PCBs) Z celostátního hlediska jsou pro Českou republiku asi nejproblémovější skupinou POPs polychlorované bifenyly (PCB). Ještě v první polovině 80. let se vyráběly na území Slovenska a masivně používaly v celém bývalém Československu. Lze konstatovat, že dodnes je celé území České republiky pod vlivem této zvýšené zátěže a tato skutečnost se pochopitelně projevuje i v přítomnosti PCBs ve složkách hydrosféry. Aktuální situaci podmiňují tyto skutečnosti: • • • • • •

PCBs jsou dodnes součástí mnoha technologických zařízení (např. jako provozní kapaliny) a materiálů Velká část PCBs byla odvezena na skládky Existuje řada lokalit, kde je PCBs kontaminována zemina PCBs mohou vznikat při spalovacích procesech materiálů obsahujících chlór Z minulosti jsou PCBs kumulovány v některých složkách životního prostředí a vlivem různých změn se dostávají do pohybu Existuje podezření, že PCBs mohou jako vedlejší produkty vznikat i při některých současných chemických výrobách a hrát tak roli „stále živých“ zdrojů kontaminace životního prostředí polychlorovanými bifenyly.

Toto vše jsou příčiny, proč zatížení hydrosféry ČR těmito látkami stále trvá a projevuje se řadou zvýšených koncentračních nálezů. Vedle takto popsaného plošného zatížení existují místa, kde vzhledem k havarijním situacím v minulosti mohou být nálezy PCBs ještě vyšší. Ke zlepšení by mělo dojít v souvislosti se začínající evidencí zařízení a látek obsahujících PCBs a jejich postupnou likvidací. 6.3.3.6 Polychlorované dibenzodioxiny a furany (PCDDs/Fs) K nejvíce toxickým perzistentním organickým polutantům patří polychlorované dibenzodioxiny a furany (PCDDs/Fs). Informací o jejich přítomnosti v hydrosféře ČR je bohužel mizivě málo, takže nějaký plastický obraz o celkovém stavu není možno vytvořit. Vzhledem k tomu, že tyto látky v souvislosti s havárií v minulosti značně kontaminovaly areál chemického závodu Spolana Neratovice, je třeba, aby byl prozkoumán případný vliv této kontaminace na hydrosféru jak v přilehlých lokalitách, tak v celém toku řeky Labe. Případný vliv na hydrosféru by měl být v budoucnu prozkoumán i v okolí dalších potencionálních zdrojů PCDDs/Fs, tj.spaloven odpadů, některých průmyslových výrob a dalších. 6.3.3.7 Časové trendy Pro hodnocení zatížení složek hydrosféry perzistentními organickými polutanty je pochopitelně potřeba nehodnotit pouze stav v daném čase, ale posuzovat celou situaci v dlouhodobém časovém rozsahu. Určitým omezením je bohužel skutečnost, že potřebný počet věrohodných a srovnatelných výsledků analýz v dostatečném časovém úseku není často k dispozici. Přesto lze pro některé POPs utřídit takové časové řady koncentračních nálezů, které byly získány za srovnatelných podmínek a mohou proto vypovídat o trendech v zatížení hydrosféry. Pro účely této studie bylo připraveno několik grafů, které ilustrují časové trendy koncentrace některých POPs v sedimentech či sedimentovatelných plaveninách. Tyto trendy jsou uvedeny v přílohách a lze je doprovodit následujícím komentářem: III-48

R-T&A

• •

•


PCBs a HCB ve vzorcích labských sedimentů odebíraných v úseku Děčín – Hřensko v období let 1993 – 2000 Obsah PCBs ve vzorcích labských sedimentů odebíraných v úseku Děčín – Hřensko v období let 1993 – 2000 se nijak výrazně nesnižuje a jeho průměrná hodnota zůstává stále mezi 100 až 200 ng.g-1. Svědčí to o tom, že tok řeky Labe je průběžně kontaminován z dosud neeliminovaných zdrojů PCBs. Některé nálezy vedou k podezření, že mezi tyto zdroje může patřit Synthesia Pardubice, patrně však existuje těchto zdrojů více. Časový trend poklesu obsahu hexachlorbenzenu (HCB) ve stejném úseku Labe vypadá sice nadějně, je třeba si však uvědomit, že se jedná o pokles z extrémně vysokých hodnot způsobených masivní kontaminací této lokality hexachlorbenzenem vypouštěným ze závodu Spolchemie Ústí n/L. Pokles je patrně dán úpravami výrobních technologií a účinnějším čištěním odpadních vod v tomto závodě, hodnoty HCB v přilehlých tocích však stále zůstávají výrazně vyšší než je celostátní průměr.

Časové trendy, které byly vytvořeny na základě výsledků měření koncentrace organických polutantů v sedimentovatelných plaveninách odebíraných z monitorovací stanice MKOL Labe – Hřensko v období 1997 – 2000. Tyto časové trendy bohužel nejsou nijak povzbudivé, neboť neprokazují pokles kontaminace. Hodnotí se průměrné roční hodnoty získané z 12 měření plavenin odebíraných každý měsíc a je tedy zřejmé, že se nejedná o náhodné hodnoty, nýbrž o dosti věrohodný soubor dat. V příloze jsou uvedeny časové trendy pro PCBs, HCB, DDTs a benzo(a)pyren za období 1997 – 2000. S výjimkou DDTs prokazují časové trendy uvedených polutantů setrvalý stav až mírný nárůst kontaminace plavenin. Je nutno připustit, že sledované období není zatím natolik dlouhé, aby mohly být formulovány definitivní závěry.

6.3.4 Stanovení POPs v říčních sedimentech po povodních 2002 Jedná se o výsledky stanovení řady organochlorovaných pesticidů (OCPs) ve vzorcích říčních sedimentů odebraných v následujících profilech: • • • • • •

Labe – Labská přehrada pod Špindlerovým Mlýnem Labe – Lysá n/Labem Labe – Obříství Labe – Žernoseky Labe – Děčín Vltava – Praha

Výběr profilů byl zvolen tak, aby se mohly porovnat nálezy z různých úseků toku Labe a zmapovat tak situaci ohledně kontaminace sedimentů usazených po povodni v srpnu 2002. Pozornost pak byla směřována na vliv chemického závodu Spolana Neratovice, který byl povodní významně zasažen a v jeho areálu se některé ze sledovaných látek v minulosti vyráběly nebo vznikaly jako vedlejší produkty. Chemický závod Spolana Neratovice leží pouze několik kilometrů nad profilem Labe – Obříství. Koncentrační nálezy jednotlivých látek jsou uvedeny v tabulce 6.3-7. Nalezené hodnoty PCBs jsou pak prezentovány v tabulce 6.3-8 a PCDDs/Fs v tabulce 6.3-9.

III-49


R-T&A

Z výsledků lze odvodit několik závěrů: • • •

U většiny ze sledovaných látek jsou nalezené koncentrace nízké, v řadě případů jsou pod mezí stanovitelnosti nebo se k ní blíží. Zjištěný stav zhruba odpovídá situaci před povodní v srpnu 2002. V případě hexachlorbenzenu (HCB) bylo zjištěno určité koncentrační zvýšení od středního do dolního úseku Labe, tj. od profilu Obříství až po profil Děčín. V případě DDT a jeho metabolitů byly zjištěny zvýšené koncentrace v profilu Labe – Žernoseky a částečně i Vltava – Praha. Současně bylo zjištěno, že vzájemný poměr metabolitů DDT se v jednotlivých odebraných vzorcích sedimentů významně liší.

Tabulka 6.3-7: Výsledky stanovení jednotlivých OCPs v sedimentech [ng.g-1]

Praha Podbaba

Špindl. Mlýn přehrada

Lysá n/L

Obříství

Žernoseky

Děčín

Vltava

Labe

Labe

Labe

Labe

Labe

6/9/2002

17/9/2002

17/9/2002

17/9/2002

18/9/2002

18/9/2002

γ-HCH

1,2

< 0,5

< 0,5

< 0,5

3,0

0,6

HCB

3,7

4,3

8,7

49,0

54,8

79,8

Heptachlor

< 0,5

< 0,5

< 0,5

< 0,5

< 0,5

< 0,5

α-Endosulfan

< 0,5

< 0,5

2,7

< 0,5

0,7

< 0,5

β-Endosulfan

< 0,5

< 0,5

< 0,5

< 0,5

0,9

< 0,5

p,p´-DDE

18,5

3,7

8,2

20,6

53,4

17,5

p,p´-DDD

31,8

1,1

5,0

13,2

110,0

15,8

p,p´-DDT

44,5

1,1

1,8

3,7

12,0

5,5

Endrin

1,2

0,8

4,7

1,0

1,0

1,2

Aldrin

< 0,5

< 0,5

< 0,5

1,4

< 0,5

< 0,5

Dieldrin

< 0,5

< 0,5

< 0,5

1,8

< 0,5

0,6

Látka

Tabulka 6.3-8: Výsledky stanovení PCBs a DL PCBs ve vzorcích říčních sedimentů Labe a Vltavy po záplavách v roce 2002 [ng.g-1] Lokalita

Praha Podbaba

Špindl.Mlýn přehrada

Lysá n/L

Obříství

Žernoseky

Děčín

Řeka

Vltava

Labe

Labe

Labe

Labe

Labe

Datum odběru

6.9.2002

17.9.2002

18.9.2002

18.9.2002

PCB 28

21.0

1.0

15.0

10.0

39.0

11.0

PCB 52

6.9

0.2

11.0

8.6

16.0

6.2

PCB 101

17.0

0.6

6.3

5.1

32.0

18.0

PCB 138

56.0

2.3

1.8

14.0

92.0

48.0

PCB 153

57.0

2.3

14.0

14.0

94.0

51.0

PCB 180

34.0

1.5

9.6

11.0

61.0

32.0

17.9.2002 17.9.2002

III-50


R-T&A

Celkem PCB kongenery dle DIN 38414-20 (šest výše uvedených)

191.9

7.9

57.7

62.7

334.0

166.2

Toxické kongenery PCB

10.4

0.9

4.0

4.1

19.6

9.9

Toxické kongenery polychlorovaných dibenzodioxinů a furanů (PCDD/F)

5.4

5.0

11.0

10.0

75.0

11.0

Tabulka 6.3-9: Výsledky stanovení PCDDs/Fs ve vzorcích říčních sedimentů Labe a Vltavy po záplavách v roce 2002 [pg.g-1] Kongenery PCDDs/Fs

Okolí Spolany Neratovice Lokalita: Labe - oblast mezi mostem "Na Štěpáně a zdymadlem Obříství" Nalezená koncentrace před povodní (13.5.2002)

Další lokalty v ČR monitorované po povodni Vltava Praha Podbaba

Nalezená koncentrace po povodni (17.9.2002)

Labe Špindl. Mlýn přehrada

Labe Lysá n/L

Labe Žernoseky

Labe Děčín

Nalezená koncentrace po povodni (17.9.2002)

Vzorek I.

Vzorek II.

3313

3310

3311

3312

3315

3314

2,3,7,8 TeCDD

0.6

1.2

2.4

0.9

0.3

0.6

32.0

3.6

1,2,3,7,8-Penta-CDD

b.n.

0.4

1.2

0.4

0.7

2.0

2.3

0.8

1,2,3,4,7,8-Hexa-CDD

b.n.

b.n.

1.6

1.3

0.9

2.4

3.0

1.6

1,2,3,6,7,8-Hexa-CDD

0.7

0.6

2.0

1.4

1.6

3.2

10.0

2.3

1,2,3,7,8,9-Hexa-CDD

0.5

0.5

1.4

0.9

1.3

2.2

5.4

1.7

1,2,3,4,6,7,8-Hepta-CDD

9.0

14.1

20.0

12.0

17.0

21.0

110.0

22.0

OCDD

51.6

115.7

120.0

130.0

78.0

110.0

1100.0

150.0

2,3,7,8-Tetra-CDF

13.6

8.2

5.0

5.5

1.2

6.4

93.0

7.7

1,2,3,7,8-Penta-CDF

2.5

1.7

3.3

2.4

2.2

3.9

15.0

3.4

2,3,4,7,8-Penta-CDF

4.1

1.5

7.2

4.4

4.3

10.0

46.0

7.9

1,2,3,4,7,8-Hexa-CDF

8.4

3.0

7.2

4.0

4.5

7.7

27.0

6.3

1,2,3,6,7,8-Hexa-CDF

1.8

1.0

3.9

1.6

3.0

6.0

9.4

3.2

1,2,3,7,8,9-Hexa-CDF

b.n.

b.n.

b.n.

b.n.

b.n.

b.n.

b.n.

b.n.

2,3,4,6,7,8-Hexa-CDF

2.2

1.2

6.8

2.4

4.7

12.0

11.0

5.4

1,2,3,4,6,7,8-Hepta-CDF

5.7

4.3

14.0

6.7

12.0

17.0

8.5

12.0

1,2,3,4,7,8,9-Hepta-CDF

1.2

0.8

3.4

1.2

2.3

4.4

2.3

1.8

OCDF

10.4

11.5

57.0

22.0

28.0

40.0

110.0

37.0

I-TEQ

5.6

4.1

10.0

5.4

5.0

11.0

75.0

11.0

ERGO Hamburg

ERGO Hamburg

Axys Varilab

Axys Varilab

Axys Varilab

Axys Varilab

Axys Varilab

Axys Varilab

Analýzováno v laboratoři:

b.n. - bez nálezu

III-51

R-T&A


6.3.5 Literatura Státní sledování jakosti vod. Výsledky analytických stanovení jednotlivých POPs v povrchových vodách, podzemních vodách, sedimentech, plaveninách a biologických matricích vodního prostředí ČR za období 1997 – 2001. ČHMÚ Praha. Tabulky hodnot fyzikálních, chemických a biologických ukazatelů Mezinárodního programu měření MKOL. Roční zprávy za období 1992 – 2000. Projekt Labe. Výsledky prezentované v jednotlivých výzkumných zprávách a bulletinech za období 1990 – 2001. VÚV Praha. Projekt Morava. Výsledky prezentované v jednotlivých výzkumných zprávách za období 1998 – 2001. VÚV Brno. Projekt Odra. Výsledky prezentované v jednotlivých výzkumných zprávách za období 1999 – 2001. VÚV Ostrava. Mezinárodní projekt BMBF 523 KFK 9402 „Sledování a hodnocení zatížení Labe škodlivými látkami – České přítoky Labe“. Výsledky prezentované v dílčích a závěrečné výzkumné zprávě za období 1995 – 1998. VÚV Praha. Mezinárodní projekt BMBF 423 KFK 9601 „Vnos a výskyt polychlorovaných bifenylů v Labi“. Výsledky prezentované v dílčích a závěrečné výzkumné zprávě za období 1996 – 1999. VÚV Praha. Registr bodových zdrojů znečištění. Informace za období 2000 – 2001. VÚV Praha. TOCOEN Reports. Prezentované informace a výsledky v jednotlivých publikacích. Bíliková, A. (1984): „Kontaminácia povrchových vod pesticidnými látkami“, Práce a študie č.107, VÚVH Bratislava. Váňa, M. a kol. (1995): Kvalita přírodního prostředí České republiky na regionální úrovni – Výsledky observatoře Košetice a jejich zhodnocení. ČHMÚ. Velek, K. a kol. (1995): Koncepce nakládání s odpady a zařízeními obsahujícími polychlorované bifenyly (PCB). Praha. Nondek, L. (1988): Kontaminace vod netěkavými halogenovanými uhlovodíky. Účelová publikace č.20, VÚV Praha. Nondek, L. (1991): Polychlorované bifenyly – Kritické zhodnocení kontaminace životního prostředí. Pražské ekologické centrum. Kužílek, V. (1994): Polycyklické aromatické uhlovodíky v hydrosféře. Účelová publikace č.20, VÚV Praha. Holoubek, I. (1996): Polycyklické aromatické uhlovodíky (PAHs) v prostředí. ČEÚ Praha. Nondek, L., Frolíková, N. (1989): Znečištění povrchových a podzemních vod bodovým zdrojem polychlorovaných bifenylů. Vodní hospodářství, 7, řada B. Nondek L., Frolíková N. a Veselý J.: Atmosférická depozice organochlorových škodlivin v šumavských jezerech. Vodní hospodářství, 11 (1989) – řada B. Nondek L. a Frolíková N.: Polychlorinated biphenyls in the hydrosphere of Czechoslovakia. Chemosphere, vol.23, 3, (1991). Nondek L.: Kontaminace labských sedimentů vybranými polutanty. Vodní hospodářství a ochrana ovzduší, 6 (1993). Nondek L.: Kontaminace sedimentů a biomasy toxickými kovy a organickými látkami. Chemické listy, 2 (1994). Vácha R.: Projekt QD 1297 „Perzistentní organické polutanty v odpadních látkách a zemědělských půdách“, zpráva VÚ meliorací a ochrany půdy, Praha 2001 Jech L.: Znečistění vodního prostředí polychlorovanými dibenzodioxiny a dibenzofurany. Rešeršní studie Axys Varilab, Praha 2002. Holoubek I. a kol.: Perzistentní organické polutanty v prostředí – dálkový transport a vstupy do prostředí a potravních řetězců. Ochrana ovzduší, 5 (1992). Vávrová M. a Mikulík A.: Čs.Hyg., 31 (1986). Svobodová Z. a kol.: Monitoring cizorodých látek v rybách z řeky Labe v lokalitě Opatovice. Bulletin VÚRH Vodňany, 3 (1994). Svobodová Z. a kol.: Hodnocení zdravotní nezávadnosti ryb z ÚN Orlík a z ÚN Kamýk ve vztahu k ekologické zátěži vodního prostředí polychlorovanými bifenyly. Bulletin VÚRH Vodňany, 3 (1997). Randák T. a kol.: Porovnání obsahu cizorodých látek v tkáních kapra obecného a v sedimentu dna z rybníka Dřemliny v letech 1991-1992 a 1999. Bulletin VÚRH Vodňany, 1 (2001). Tříska J.: Kontaminace drenážních vod polychlorovanými bifenyly. Vodní hospodářství, 7-8 (1997).

6.3.6 Projekty R-T&A zaměřené na kontaminaci sedimentů 6.3.6.1 Úvod Projekt TOCOEN (Toxic Organic COmpounds in the ENvironment) je dlouhodobý výzkumný projekt řady českých a zahraničních pracovišť zaměřený na studium osudu PBT látek v prostředí a na studium vztahů mezi jejich hladinami ve složkách prostředí a biologickými účinky. Vznikl v roce 1988 (Holoubek et al., 1990, 1994). III-52

R-T&A


Jednou ze složek prostředí, kde jsou PBTs sledovány již od roku 1988 jsou sedimenty, především v povodí řeky Moravy. V létech 1991-1993 byla tato sledování součástí projektu “Chemical Time Bombs” (Holoubek, 1993). Vzorkovací síť zahrnovala v uvedeném období povodí řeky Moravy a to jak vlastní tok řeky Moravy, tak její hlavní přítoky. Celkový počet odběrových míst byl 37, nebyly však sledovány pravidelně. Odběry byly zahájeny v roce 1991, kdy bylo pro projekt Dunaj vytyčeno 6 základních lokalit v moravské části povodí Dunaje a kromě nich byly odebrány ještě vzorky na 3 lokalitách v okolí závodů DEZA ve Valašském Meziříčí. V roce 1992 bylo sledováno celkem 27 lokalit, z toho 6 přímo na řece Moravě, 5 na Bečvě, 8 na Svratce, 2 na malém přítoku Svratky Bílém potoce, 1 na řece Jihlavě a 5 na Dyji. V letech 1993/94 k nim přibylo ještě dalších jedenáct, 6 z nich na menších tocích v okolí Zlína, 2 na Dyji v málo zasažených oblastech, jedna na řece Moravě, jedna na Svratce a jeden kontrolní vzorek z říčky Moravica nad obcí Karlovem v pohoří Jeseníky. Odběrová místa byla zpočátku vytipována především v blízkosti významných průmyslových a sídelních zdrojů, později byla jejich síť doplněna o další lokality v méně zatížených oblastech, pro srovnání a pro podrobnější charakterizaci situace v povodí. Například pro hodnocení obsahu PAHs v sedimentech bylo možné využít pro devět lokalit tříleté sady výsledků, pro osmnáct dvouleté a na zbývajících jedenácti lokalitách se odběr uskutečnil jen v posledním roce (1994). Většina odběrů v letech 1992 až 1994 se uskutečnila na jaře - duben, květen nebo koncem léta a na podzim - srpen, září, říjen. Čtyři odběry (lokality 20, 22, 23, 28) v roce 1994 proběhly v únoru. Tyto vzorky by měly sloužit k posouzení sezónních variací koncentrací. Dvě oblasti byly vzorkovány podrobněji. Jedná se o Zlínský region, kde bylo z toků Dřevnice a Lutoninky odebráno 6 vzorků (lokality 32, 33, 34, 35, 36, 37). Už od roku 1989 probíhalo dlouhodobější sledování stavu kontaminace okolí závodu DEZA Valašské Meziříčí, který je vytipován jako bodový zdroj, neboť se tam mimo jiné vyrábí i aromatické sloučeniny. Každoročně zde byly provedeny odběry sedimentů z řeky Bečvy na 3 lokalitách. V létech 1994-1996 byly odebírané sedimenty použity také v rámci Programu FITA (spolupráce s universitou v Ghentu), jehož cílem bylo hodnocení ekotoxikologických screeningových mikrobiotestů. V další etapě byla řada vzorků sedimentů odebírána v rámci projektu IDRIS (Identifikace rizik pro životní prostředí) Rady vlády ČR pro vlády a výzkum (VaV č. 340/1/96). V období 1995-1998 byl hlavní sledovanou oblastí region Zlín a povodí řeky Dřevnice a část Moravy a Bečvy v tomto regionu (Holoubek et al., 1998a,b), včetně odběrů těsně před katastrofickými záplavami léta 1997 a po nich). Tato část aktivit (Projekt IDIRS) byla zaměřena na hodnocení ekologických rizik, vypracování metodiky pro jejich hodnocení. Hlavní pozornost byla ovšem stále věnována reálným environmentálním směsím PBTs, jejich identifikaci v půdách a sedimentech, rozsáhlé ekotoxikologické testování. To spolu s chemickými analýzami sloužilo pro hodnocení dlouhodobých vlivů PBTs na terestrický a akvatický ekosystém a bylo základem pro hodnocení možných ekologických rizik. Projekt zahrnoval ojedinělou kombinaci chemických analýz a použitých testovacích metod zaměřených na hledání souvislostí mezi hladinami PBTs v prostředí a jejich biologickými účinky. Studie byla realizována od molekulární a buněčné úrovně po úroveň ekosystémovou. Projekt byl řešen ve třech úrovních: 1. Identifikace nebezpečnosti vs. ekotoxikologické vlastnosti environmentálních matric, III-53

R-T&A


2. Identifikace nebezpečnosti a hodnocení v terénu bez předchozích znalostí o přítomných stresových faktorech, 3. Hodnocení rizik zaměřených na oblasti se známými stresovými faktory. Na molekulární a buněčné úrovni byl u extraktů sedimentů a půd testován účinek na fáze buněčného cyklu (proliferaci, diferenciaci a apoptózu) a byla hodnocena především jejich role ve fázi promoce tumoru za účelem hodnocení karcinogenních rizik. Ekosystémová úroveň zahrnovala studium účinků antropogenních a přírodních stresorů na populace a společenstva vodních a terestrických organismů a hlavní pozornost byla věnována studiu biodiversity, in vitro testy toxicity, biochemické markery in vivo u ryb a studium parazitů u ryb. Zvláštní pozornost byla také věnována hodnocení estrogenních a antiestrogenních účinků látek přítomných v těchto extraktech. Za celé uvedené období byly ve vzorcích stanovovány polycyklické aromatické uhlovodíky (PAHs), organochlorové pesticidy (OCPs), polychlorované bifenyly (PCBs). V roce 1991-1992 byly na lokalitách na řece Moravě a v roce 1994 v novomlýnských nádržích rovněž stanoveny polychlorované dibenzo-p-dioxiny a dibenzofurany (PCDDs/Fs). V této době bylo stanovení prováděno pomocí nízkorozlišovací hmotnostní spektrometrie (MS). V roce 1995, 1996 a 1998 byly PCDDs/Fs stanoveny na lokalitách na řece Dřevnici a před a po jejím soutoku s řekou Moravou pomocí vysokorozlišovací MS. Uvedené projekty se v současné době prolínají ve volném mezinárodním projektu R-T & A s názvem Projekt BETWEEN (The Relationships BETWEEN environmental levels of pollutants and their biological effects). Ten je zaměřen na na všechny tři součásti dosud studované - chemickou část zaměřenou na studium osudu PBT látek v prostředí, studium jejich účinků na živé organismy a hodnocení z toho vyplývajících ekologických rizik. 6.3.6.2 Stanovení PBTs v sedimentech povodí řeky Moravy 6.3.6.2.1 Popis odběrových lokalit Odběry byly zahájeny v roce 1991, kdy bylo pro projekt Dunaj vytyčeno 6 základních lokalit v moravské části povodí Dunaje a kromě nich byly odebrány ještě vzorky na 3 lokalitách v okolí závodů DEZA ve Valašském Meziříčí. V roce 1992 bylo sledováno celkem 27 lokalit, z toho 6 přímo na řece Moravě, 5 na Bečvě, 8 na Svratce, 2 na malém přítoku Svratky Bílém potoce, 1 na řece Jihlavě a 5 na Dyji (Holoubek et al., 2000). V letech 1993/94 k nim přibylo ještě dalších jedenáct, 6 z nich na menších tocích v okolí Zlína, 2 na Dyji v málo zasažených oblastech, jedna na řece Moravě, jedna na Svratce a jeden kontrolní vzorek z říčky Moravica nad obcí Karlovem v pohoří Jeseníky. V létech 1996-1998 byly v rámci projektu IDRIS I (Identifikace rizik pro životní prostředí) Rady vlády ČR pro vlády a výzkum (VaV č. 340/1/96) odebírány vzorky sedimentu v regionu Zlín včetně odběrů realizovaných těsně před katastrofickými záplavami léta 1997 (Holoubek et al., 1996, 1997, 1998). Odběrová místa byla zpočátku vytipována především v blízkosti významných průmyslových a sídelních zdrojů, později byla jejich síť doplněna o další lokality v méně zatížených oblastech, pro srovnání a pro podrobnější charakterizaci situace v povodí. Pro devět lokalit je tedy možné sledovat tříleté sady výsledků, pro osmnáct dvouleté a na zbývajících jedenácti lokalitách se odběr uskutečnil jen v posledním roce. Většina odběrů v letech 1992 až 1994 se uskutečnila na jaře - duben, květen nebo koncem léta a na podzim - srpen, září, říjen. Čtyři odběry (lokality 20, 22, 23, 28) v roce 1994 proběhly v únoru. Tyto III-54

R-T&A


vzorky by měly sloužit k posouzení sezónních variací koncentrací. Dvě oblasti byly vzorkovány podrobněji. Jedná se o Zlínský region, kde bylo z toků Dřevnice a Lutoninky odebráno 6 vzorků (lokality 32, 33, 34, 35, 36, 37). Už od roku 1989 probíhá dlouhodobější sledování stavu kontaminace okolí závodu DEZA Valašské Meziříčí, který je vytipován jako bodový zdroj, neboť se tam mimo jiné vyrábí i aromatické sloučeniny. Každoročně zde byly provedeny odběry sedimentů z řeky Bečvy na 3 lokalitách (7, 8, 9). 6.3.6.2.2 Kontaminace sedimentů povodí Moravy PAHs, 1991-1995 - závěry Analýzy sedimentů na lokalitách v povodí řeky Moravy prokázaly přítomnost sledovaných polycyklických aromatických uhlovodíků v širokém rozmezí absolutních koncentrací. Koncentrace PAHs v sedimentech jsou ovlivněny vstupy z antropogenních činností, celkové koncentrace PAHs se pohybovaly od 250 do 77 000 ng.g-1 v závislosti na přítomnosti zdrojů PAHs a spolupůsobení řady faktorů. V sedimentech byly zpravidla v největší míře zastoupeny fluoranten a pyren, často také benzo(a)pyren a benzo(ghi)perylen, což ukazuje na dominantní vstupy PAHs ze spalovacích zdrojů. Jako významný faktor pro kumulaci PAHs v sedimentech se ukázal obsah organického uhlíku. Významná korelace byla nalezena zejména mezi jeho obsahem a koncentrací PAHs s vyšší molekulovou hmotností. Významné korelace jednotlivých PAHs se sumou PAHs i korelace jednotlivých sloučenin mezi sebou ukazují na do jisté míry uniformní kompozici PAHs, která naznačuje existenci řady menších zdrojů podobného charakteru. Vícerozměrné statistické analýzy rozdělily lokality dle stupně a charakteru zatížení, oddělily lokality s netypickou distribucí jednotlivých PAHs, na nichž je možné očekávat odlišné zdroje PAHs. Bohužel na základě dostupných informací není možné tyto zdroje jednoznačně identifikovat. Faktorová analýza, která rozdělila sloučeniny dle jejich relativní distribuce v sedimentech, poukazuje na obdobný osud tricyklických sloučenin (PHE, FLR, ACE). Větší skupinu sloučenin s podobným osudem představují tetra- až pentacyklické PAHs, velice podobnou distribuci vykazují zejména FLU s PYR a CHR s BaA. Odlišné chování a osud v prostředí mají PAHs s vyšší molekulovou hmotností (BPE, DBA, INP). Ze srovnání tříletých koncentrací pro pět lokalit není možné stanovit žádný obecný trend vývoje celkových koncentrací, růst či pokles koncentrací je dosti individuální podle podmínek na jednotlivých lokalitách. Změny koncentrací se projevují na lokalitách v blízkosti zdrojů, lokality dále po toku nejsou ovlivněny. Z porovnání koncentrací nalezených v letech 1992 a 1993/94 vyplývá vyšší celková koncentrace PAHs při druhém odběru, především díky vyšší koncentraci výšemolekulárních PAHs. Kontaminace sedimentů PAHs v povodí Moravy v roce 1993/94 posouzená na základě pěti sloučenin byla zhruba na stejné úrovni jako kontaminace řeky Labe. Pouze koncentrace BaP byla na lokalitách v povodí Moravy významně vyšší. Ve srovnání s vodními toky jiných oblastí patří tyto lokality ke středně až silněji zatíženým. Na pozaďových lokalitách byla nalezena zvýšená koncentrace oproti neznečištěnému pozadí z jiných částí světa. I odlehlé lokality u nás jsou ovlivněny existencí množství zdrojů a dálkovým transportem.

III-55

R-T&A


U vzorků odebíraných v zimě je prokazatelné obohacení zimních sedimentů PAHs, především BPE, díky většímu množství fosilních paliv spalovanému v chladnějším období. Na konkrétních příkladech některých oblastí bylo prokázáno, že nejvýznamnějšími zdroji PAHs v povodí jsou lokální topeniště na tuhá paliva, která produkují 75 až více než 90 % celkového emitovaného množství PAHs v závislosti na specifických podmínkách dané oblasti (na velikosti sídel, na procentu plynofikace). Lokální zdroje jsou na rozdíl od velkých bodových zdrojů nekontrolovatelné a prostorově rozšířené. K nejsilněji zatíženým patří lokality v okolí Valašského Meziříčí, kde se mimo chemického průmyslu a výtopen projevuje také vliv dopravy. Výrazná je kontaminace sedimentů v tocích v okolí Zlínské aglomerace, na lokalitách Předklášteří a Svratouch na Svratce. Z bodových spalovacích zdrojů jsou nejvýznamnější velké teplárny v Brně, Otrokovicích, Přerově, Zlíně, spalovna odpadu v Brně, elektrárna Hodonín. K větším zdrojům také patří závody spalující dřevní hmotu (Hodonín, Uh. Hradiště, Břeclav). Z výpustí odpadních vod mohou ke zvýšení koncentrace PAHs v sedimentech nejvíce přispívat výpusti z větších měst (Brno, Přerov, Prostějov, Zlín), dále odpadní vody z některých chemických výrob (Valašské Meziříčí, Otrokovice, Chropyně, Přerov), gumáren (Zubří, Otrokovice). Pro vstupy ze spalovacích zdrojů je důležitý vzdušný transport ovlivněný převládajícími směry větrů. Výrazný vliv má větrný transport od zdrojů na lokality v blízkosti Zlínské aglomerace, důležitý je také vliv Brna na lokalitu Modřice, Břeclavi na lokalitu Lednice, Hodonína na Rohatec. Vliv dopravy se projevuje výrazněji na lokalitách, kde je tok s nízkou vodností po delší dobu v kontaktu s komunikací. Pro další období bylo doporučeno: 1) pro umožnění identifikace zdrojů podle poměrů a dominantních sloučenin je potřeba větší množství údajů o relativní distribuci PAHs v emisích ze specifických zdrojů 2) identifikace zdrojů by byla usnadněna znalostí koncentrací alkylovaných homologů PAHs, a některých sloučenin typických pro určité zdroje (např. koronen pro dopravu) 3) ke zkvalitnění a stanovení přesnějších a reprezentativnějších emisních faktorů je potřeba větší množství spolehlivých údajů 4) pro určení skutečných příspěvků jednotlivých zdrojů k celkovým vstupům PAHs do prostředí jsou nezbytné přesnější údaje o těchto zdrojích 5) je třeba větší množství údajů pro posouzení vztahu koncentrací ve vodě, ve vzduchu a v sedimentech na stejné lokalitě 6) pro zjištění sezonních variací koncentrací by bylo vhodné provést více odběrů během jednoho roku a odběry pravidelně opakovat 7) sledování dlouhodobějších trendů by umožnily pravidelné odběry jen na několika málo vytipovaných lokalitách 8) jinou metodou pro sledování dlouhodobějšího vývoje kontaminace je odběr více vrstev sedimentu v sedimentačních bázích s určením stáří jednotlivých vrstev a koncentrace PAHs v nich 9) množství PAHs transportované na danou lokalitu během určité doby se dá určit odběrem a analýzou materiálu čerstvě sedimentovaného ve sledovaném období Tyto doporučení se rozpracovávají v dalších fázích projektů R-T&A.

III-56

R-T&A


6.3.6.2.3 Výsledky stanovení PAHs v povodí Moravy Výsledky stanovení obsahu PAHs v sedimentech z povodí Moravy jsou uvedeny ve výsledkové části, kde jsou uvedeny obsahy PAHs v sedimentech v okolí jednoho z nejvýznamnějších zdrojů PAHs v povodí a přímého producenta PAHs podniku DEZA Valašské Meziříčí, v povodí Moravy (DUNAJ CHEMICAL TIME BOMBS), v sedimentech z novomlýnských nádrží (NOVÉ MLÝNY) a oblasti Zlínska (PROJEKT IDRIS). 6.3.6.2.4 Výsledky stanovení chlorovaných polutantů v povodí Moravy Odběrové lokality využívané pro odběr vzorků pro stanovení obsahu PAHs, byly/jsou využívány i pro stanovení obsahu OCPs, PCBs a PCDDs/Fs. Výsledky dosud nejsou tak komplexně zpracovány jako v uvedeném příkladu PAHs, byly však předmětem řady publikací, jejichž přehled je uveden na konci této kapitoly. 6.3.6.2.5 Některé výsledky získané v rámci Projektu IDRIS V letech 1996 až 1998 R-T & A řešil projekt VaV 340/1/96: Identifikace rizik pro životní prostředí, pracovně nazývaném Projekt IDRIS. Pro vývoj metodiky hodnocení rizik pro životní prostředí měl tento projekt na rozdíl od předchozích aktivit kolektivu zaměřených na predikční metodu hodnocení rizik (Holoubek et al., 1997) význam v tom, že byl zaměřen na problematiku hodnocení ekologických rizik spojených s dlouhotrvající přítomností chemických látek v prostředí a studium jejich vlivů v kombinaci s dalšími, reálnými stresory. Studie tedy byla pojatá jako možné východisko pro zpracování metodického pokynu MŽP ČR pro retrospektivní hodnocení ekologických rizik. Výsledkem projektu IDRIS byla závěrečná zpráva informující o teoretických i experimentálních výsledcích (Holoubek et al., 1998). Projekt IDRIS měl dvě linie, které se vzájemně doplňovaly: 1. Část projektu, kterou představoval vývoj ucelené metodiky pro hodnocení ekologických rizik, která slouží jako podklad pro přípravu metodického pokynu MŽP ČR pro hodnocení ekologických rizik 2. Modelová případová studie Zlín: v rámci projektu byla vybrána modelová oblast - region Zlín - na níž byla provedena modelová případová studie region specifického přístupu v hodnocení ekologických rizik. Cíle modelové případové studie byly zejména: • • •

vývoj systému identifikace ekologických rizik výběr vhodných indikátorů poškození ekosystému studium účinků rizikových faktorů na živé organismy (od úrovně buněčné po ekosystémovou).

V rámci této modelové případové studie proběhla celá řada teoretických a především experimentálních aktivit. Výsledky (stav do konce 1998) byly shrnuty v části C závěrečné zprávy (Holoubek et al., 1998). Během období 1996 až 1998, kdy probíhaly odběry vzorků a vlastní měření došlo nečekaně k povodním v létě 1997. Tak vznikla zcela náhodně jedinečná možnost porovnat změny v ekosystémech způsobené touto událostí, kterou lze považovat za komplexní stresor, a to hned na několika "endpointech". V roce 1998, kdy byla publikována závěrečná zpráva však ještě většina výsledků o III-57


R-T&A

vlivu povodní nebyla zpracována a navíc cílem projektu IDRIS také nebylo zkoumat vliv povodní na ekosystémy. Jako modelová oblast pro realizaci tohoto projektu představujícího v podmínkách ČR ojedinělou kombinaci chemických, ekotoxikologických a ekologických metod a testů byl vybrán region Zlín. Region má rozsáhlé průmyslové a zemědělské aktivity, představuje region se značným hospodářským a kulturním významem. Rozsáhlé hospodářské aktivity a péče o stav regionu vedly správní orgány k intenzivnímu zájmu o stav životního prostředí. To se odráží v péči o jednotlivé složky prostředí, likvidaci odpadů, péči o městskou zeleň a přírodní prostředí okresu, ve snaze informovat veřejnost o stavu věci a řadou koncepčních opatření na úrovni okresu, měst i obcí. Pokud jde o čistotu toků, již po několika desítkách metrů od pramenů se jeví jako mírně znečištěné, střední a dolní části už jsou povětšině znečištěné až silně znečištěné a použitelné pouze po chemické úpravě pro průmyslové účely. Velmi silně znečištěné vody stokového a splaškového charakteru nepoužitelné pro žádné účely jsou v úsecích vodotečí pod většími obcemi a bodovými zdroji znečištění chemického charakteru, například úsek Dřevnice pod přítokem potoku Racková mezi Malenovicemi a Otrokovicemi. Hlavními zdroji znečištění jsou jednak staré zátěže (skládky průmyslového a komunálního odpadu) a jednak nedostatečně zajištěné zneškodňování odpadních vod, případně kapalin z výroby, případně nevyhovující kanalizace. V důsledku znečišťování jsou velmi vážně ohroženy některé zdroje pitné vody a to jak individuální studny, tak i jímací zóny pro velkoplošná zásobování. Tato situace se ještě zhoršila v důsledku povodňové aktivity v roce 1997 tím, že splachové povrchové vody pronikly až do úrovně spodních vod. Pokud jde o čištění odpadních vod v regionu je hlavní čistírnou odpadních vod pro městský region Zlín ČOV v Malenovicích. Čistírna je mechanicko-biologická s denním průtokem vody 35 000 m3. V důsledků letních povodní v roce 1997 byla vodními přívaly značně poškozena. V důsledku povodně v roce 1997 (tabulka 6.3-10) došlo v regionu ke značným škodám, zaplavení a poškození obytných domů a průmyslových objektů, destrukci komunikací a mostů, poškození čistírny odpadních vod v Malenovicích, znehodnocení a ohrožení zdrojů pitné vody, narušení rozsáhlých pozemků erozí, půdním sesuvům, poškození městské zeleně. Dále došlo k porušení vedení elektrického proudu a telefonních spojení, vyplavení skladů chemických látek, výrobních provozů a obnažení starých zátěží – například skládky odpadů v Želechovicích. V důsledku toho došlo k plošným kontaminacím půdy a vodního prostředí. Tabulka 6.3-10: Průtoky na sledovaných tocích v povodních v roce 1997

Tok

Profil

Průměrný dlouhodobý červencový průtok [m3.s-1]

Průměrný průtok za červenci 1997 [m3.s-1]

Maximální průtok v červenci 1997 [m3.s-1]

Lutonínka

Vizovice

0,51

3,66

59,1

Dřevnice

Zlín

2,21

23,42

282

Katastrofální průběh červencových povodní 1997 byl způsoben tím, že se dva základní typy povodní spojily v jeden fenomén - srážky v první vlně povodní byly velké intenzity a trvaly celých pět dnů, kdy napršelo v extrémních případech v oblasti Jeseníků a Beskyd přes 500 mm (Lysá hora 586 mm, tj. 85 % průměrného množství ročních srážek na území ČR). Srážky zasáhly celou oblast povodí Odry, severní část povodí Moravy a okrajově i povodí Labe v severních a východních Čechách. Tyto srážky III-58

R-T&A


měly za následek výjimečně rychlý a prudký nástup povodňové situace v povodí Odry a horního toku Moravy. Na jižní Moravě, která byla srážkovou činností zasažena méně, byla povodňová situace způsobena velkým objemem vody pomalu postupujícím korytem řeky Moravy a okolními inundacemi. Zde byl její průběh navíc zkomplikován a prodloužen druhou menší povodňovou vlnou, která následovala s odstupem 10 dnů a naštěstí se již významněji neprojevila v nejvíce zasažené horní části povodí. Extrémními srážkami v červenci 1997 bylo zasaženo území o rozloze přibližně 15 000 km2, na němž celkový úhrn srážek je odhadnut na 3 mld. m3 (povodí Odry 1 až 1,2 mld. m3, povodí Moravy 1,2 až 1,5 mld. m3, povodí Labe 0,3 až 0,5 mld. m3), což je 1/20 celkových ročních srážek v ČR a 1/5 průměrného ročního odtoku z celého území republiky. Chemický monitoring byl realizovaný formou analýz obsahu vybraných polutantů v různých kompartmentech ekosystémů zájmového regionu. Jde zejména o součást fáze formulace problému, tedy prvního kroku EcoRA a má postavení zejména jako identifikace ekologických rizik. Analýzy obsahu chemických látek v živých organismech nebo paralelní stanovení kontaminantů v různých složkách prostředí mohou být částí hodnocení expozice. Pozornost byla věnována zejména chemickým látkám s potenciálním ekologickým škodlivým vlivem, tedy: • • • • •

vybraným těžkým kovům - HMs (Cd, Zn, Pb, Cu, Cr, Ni, Hg, Be, Al) polycyklickým aromatickým uhlovodíkům - PAHs polychlorovaným bifenylům - PCBs organickým chlorovaným pesticidům - OCPs (DDT a jeho metabolity, HCH, HCB) polychlorovaným dibenzo-p-dioxinům a dibenzofuranům - PCDDs/Fs

Chemické analýzy (Zn, Pb, Cr, Ni, Cd, Hg, PAHs, PCBs a OCPs) byly provedeny u vzorků nivních půd ve dvou odběrových kampaních (červen a září 1997). U sedimentů (odběry 1996 až 1998) byly provedeny analýzy PAHs, PCBs, OCPs a PCDDs/Fs. V odběrových kampaních roku 1996 byly také stanoveny PAHs ve vzorcích vody, pórové vody a plavenin. Jako poměrně speciální analýzy byly provedena stanovení oxy-PAHs, azaarenů a nonylfenolů (odběry duben 1998). V živých organismech byly určeny kontaminanty ve třech případech: • • •

PAHs, PCBs a OCPs v rybách na 2 lokalitách v regionu (odlov v roce 1996 a 1997) těžké kovy (Cd, Zn, Al, Pb, Be, Cu) v dřevokazných houbách (9 lokalit) sledování výskytu POPs v epikutikulární voskové vrstvě smrku ztepilého (3 lokality)

Dále byly v modelovém regionu prováděny veškeré typy biologických a ekologických analýz. Obecně je biologický monitoring začlenitelný ve schématu EcoRA do fází identifikace nebezpečnosti (bioindikace) nebo hodnocení ekologických účinků (biologický potenciál půd, diverzita společenstev) až hodnocení expozice (biochemické markery). Jednalo se zejména o následující okruhy: • • • • • •

Bioindikace imisní zátěže pomocí lišejníků se založením dvou trvale výzkumných ploch Fytocenologický průzkum v náplavech niv (červen, říjen 1997 a září 1998) Hodnocení řasových nárůstů a saprobity na lokalitách sedimentů (duben 1998) Hodnocení cizopasníků ryb jako indikátorů environmentálního stresu (tři lokality léto 1996 a léto 1997) Hodnocení biologického potenciálu půd - nivní půdy z povodí Dřevnice (od 1997 do 2000) a lesní půdy (dvě lokality rok 1998 a 2000) Stanovení potenciálních biochemických markerů toxicity in vivo v játrech ryb (2 lokality v letech 1996 a 1997)

III-59

R-T&A


Součástí projektu byla rovněž rozsáhlá sada klasických ekotoxikologických testů, dále pak testy genotoxicity, testy karcinogeneze (apoptózy, proliferace a diferenciace) a stanovení biomarkerů v testech in vitro. V koncepci hodnocení ekologických rizik mají testy toxicity velmi široké uplatnění. Jsou součástí identifikace nebezpečnosti zejména v podobě screeningových testů toxicity či biochemických markerů. Většina testů toxicity, genotoxicity a karcinogeneze je využitelná pro hodnocení účinků. Experimentálně byla ve sledovaném regionu věnována pozornost zejména: •

• • •

Nespecifická stanovení toxicity v kombinaci MicrotoxTM, ToxichromoPadTM, dehydrogenázový test na B. cereus, ThamnotoxkitTM, test toxicity na drosofile, řasový růstově inhibiční test a test cytotoxicity na savčí buňky na vzorcích sedimentů z odběrových kampaní červenec 1996 a duben 1998 (testy zahrnovaly jak testy extraktů - LPT, tak "direct" testy SPT) Testy genotoxicity - Amesův test (s a bez S9 aktivace), umu test (s a bez S9 aktivace) a SMART test na vzorcích sedimentů z července 1996 a dubna 1998 Testy porušení rovnováhy proliferace-diferenciace-apoptóza buněčných populací (sedimenty z července 1996 a dubna 1998) Stanovení biochemických markerů - toxicity dioxinového typu a xenoestrogenní aktivity - u nivních půd (květen 1998) a u vzorků sedimentů

Na lokalitách sedimentů proběhly 4 odběrové kampaně: červen 1996, říjen 1996, říjen 1997 a duben 1998. Bohužel byly vždy odebírány trochu jiné kombinace lokalit. Byly prováděny zejména chemické analýzy obsahu kontaminantů, testy toxicity, testy genotoxicity, testy změn apoptózy. Stanovení biochemických markerů byly prováděny jak in vivo v játrech Jelce tlouště, tak in vitro, zejména jako stanovení dioxinové a xenoestrogenní aktivity. Experimentální výsledky z modelové případové studie Zlín před a po povodni 1997 lze označit jako hodnocení rizik iniciované zdrojem a v procesu ERA je lze zařadit následovně: 1. Identifikace nebezpečnosti a hodnocení zdroje až hodnocení expozice formou měření změn environmentálních koncentrací polutantů a fyzikálně-chemických parametrů prostředí po povodni. 2. Identifikace nebezpečnosti formou hodnocení podstaty toxických účinků v testech toxicity reálných vzorků. 3. Hodnocení ekologických účinků stresoru "povodeň" a výběr vhodných koncových bodů formou měření odpovědí v různých úrovních ekologické organizace, nebo formou testů toxicity vzorků reálného prostředí. Z experimentálních aktivit v regionu Zlín lze pro sledování vlivu povodní vybrat pouze ty parametry a ty lokality, kdy došlo k opakovanému měření před a po povodni Ze všech uvedených aktivit byly vybrány pro sledování vlivu povodní pouze následující: • • • • • • •

změny nivní vegetace změny ve fyzikálně-chemických parametrech nivních půd změny v kontaminaci nivních půd změny v parametrech půdních mikrobiálních společenstev nivních půd změny v kontaminaci sedimentů změny v toxicitě a genotoxicitě sedimentů změny ve společenstvích cizopasníků ryb

Kromě porovnání hodnot před a po povodni, lze alespoň pro hlavní skupiny kontaminantů vytvořit časovou řadu koncentrací od roku 1996 do roku 1998 a nahlédnout tak dlouhodobější vývoj jejich

III-60


R-T&A

obsahů v sedimentech. Ukázalo se, že vzhledem ke změnám, které nastávaly v kontaminaci před i po povodních nejsou zase změny mezi říjnem 1996 a říjnem 1997 tak významné. Lze shrnout, že v sedimentech došlo v horní části toku Dřevnice k nárůstu PAHs, HCB a alkylfenolů a na jedné lokalitě i k nárůstu PCBs a DDTs. Na ostatních lokalitách došlo obecně k poklesu POPs v sedimentech. Testy toxicity potvrdily fakt úbytku kontaminantů v sedimentech. Významnou informaci poskytl test genotoxicity v případě vzorku z lokality 12. Chemické analýzy nezaregistrovaly žádné významné zvýšení koncentrací, přesto přítomnost mutagenního stresu byla na této lokalitě statisticky potvrzena. Shrnutí dlouhodobých výsledků z projektu TOCOEN je uvedeno v tabulkách 6.3-11 a 6.3-12. Tabulka 6.3-11: Shrnutí dlouhodobých výsledků z projektu TOCOEN (koncentrace PAHs, OCPs, PCBs v sedimentech) Lokalita Charakteristika odběrů

Počet odběrových lokalit

Vzorkovací období

PAHs

PCBs

HCHs

DDTs

(16 USEPA)

(7 indikátorů)

(4 izomery)

(DDT + DDE + DDD)

HCB

[ng.g-1] Košetice, středoevropská POPs pozaďová lokalita

7

Zlín, průmyslová aglomerace (průmyslové, zemědělské a pozaďové lokality)

5

Beroun, průmyslová aglomerace (průmyslové, zemědělské a pozaďové lokality)

16

1996-2001*

1993; 1996 8; 2001

175,3

2,57

0,41

4,48

0,39

(18,6-559,2)

(0,93-7,07)

(0,04-4,09)

(0,28-58,2)

(0,04-78,1)

n = 41

n = 41

n = 36

n = 41

n = 41

8 001

37,8

0,2

3,96

1,5

(635,530 232)

(2,6-143,1)

(0-3,1)

(0,55-47,1)

(0,3-9,4)

n = 21

n = 20

n = 20

n = 20

n = 22 2001

1 257

14,9

0,34

5,99

0,90

(95,4-9 829)

(4,76-114,8)

(0,15-1,21)

(1,17-17,6)

(0,24-2,32)

n = 16

n = 16

n = 16

n = 16

n = 16

Tabulka 6.3-12: Shrnutí dlouhodobých výsledků z projektu TOCOEN (DL PCBs, PCDDs/Fs) Lokalita

Počet odběrových lokalit

Vzorkovací období

Košetice, středoevropská POPs pozaďová lokalita

7

1996-2001*

Zlín, průmyslová aglomerace (průmyslové, zemědělské a pozaďové lokality)

5

Beroun, průmyslová aglomerace (průmyslové, zemědělské a pozaďové lokality)

16

Charakteristika odběrů

PCDDs/Fs

TEQ

DLPCBs (77+126+169)

TEQ DL PCBs

[pg.g-1]

1993; 1996 - 8; 2001

2001

128,41

1,4

8,97

0,185

n = 11

n = 11

n = 11

n = 11

60,8

1,64

0,13

0,4

(1,13 – 463,4)

(0,9 – 5,6)

(0,01 - 152,6)

(0,11 - 1,6)

n = 15

n=5

n = 17

n=5

200,1

1,83

87,7

0,69

(30,3 – 1 105)

(0,21 – 11,2)

(11,2 – 1 217)

(0,11 – 8,37)

n = 16

n = 16

n = 16

n = 16

III-61

R-T&A


6.3.6.3 Obsahy PBT látek ve vodách a sedimentech regionální pozaďové lokality Košetice - 19882002 Monitorování regionálního pozadí persistentních organických polutantů je realizováno od roku 1988 na observatoři v Košeticích jako součást tuzemských výzkumných a monitorovacích projektů (Projekt TOCOEN, Projekt Zevní prostředí - karcinogeneze - onkologie, Projekt BETWEEN) a jako součást přípravy 6. fáze EMEP věnované sledování POPs. Regionální monitoring POPs na observatoři Košetice slouží jako základ pro hodnocení úrovně kontaminace prostředí těmito polutanty a data o sledování POPs jsou využívána v rámci aktivit EMEP pro validaci globálních a regionálních modelů pro transport a osud těchto látek. Výsledky by měly být využity pro vytvoření tzv. Superstation sítě EMEP na této observatoři. Sledování PBTs (POPs) probíhá pravidelně na observatoři v Košeticích od roku 1988, vzorky povrchových vod a sedimentů jsou odebírány na 6 odběrových lokalitách v okolí observatoře (na ploše zhruba 3 km2) a to jedenkrát ročně. Pět odběrových lokalit jsou potoční a jedna je rybník. Ve všech těchto vzorcích se stanovují PAHs, OCPs a PCBs. Hladiny sledovaných látek u potočních vod a jejich sedimentů se pohybují kolem mezí detekce, ale zajímavý je postupný nárust koncentrací sledovaných látek v sedimentech rybníka, jenž byl založen v roce 1990 a od té doby probíhá v jeho sedimentech kumulace POPs daná splachem s okolních polí a dálkovým atmosférickým transportem

6.3.6.4 Literatura Heinisch, E., Kettrup, A., Holoubek, I., Langstädtler, L., Podlešáková, E., Svobodová, Z., Wenzel, S. (1997): Persistente organische Verbindugen in Nahrugsketten 7 von Bayern und Tschechien. Teil 2. Aquatische Systeme. GSFBerichte 11/97, Munich, FRG, 318 s. Hilscherová, K., Ansorgová, A., and Holoubek, I. (2000a): Distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons among different compartments of a river ecosystem. Environ. Toxicol. Chem. Submitted Hilscherová, K., Kannan, K., Holoubek, I., and Giesy, J.P. (2000b): Characterization of extrogenic activity of riverine sediments from the czech republic. Environ. Toxicol. Chem. Submitted Hilscherová, K., Kannan, K., Kang, Y., Holoubek, I., Machala, M., Masunaga, S., and Nakanishi, J. (2000c): Characterization of dioxin-like activity of riverine sediments from the Czech republic. Environ. Toxicol. Chem. Submitted I. Holoubek: Persistent bioaccumulative and toxic chemicals in Central and Eastern Europe: Levels and Risks. Crit. Revs. in Anal. Chem., 29, 179-185 (1999). Holoubek, I., A. Ansorgová, J. Kohoutek, P. Kořínek, I. Holoubková: The regional background monitoring of POPs (PAHs, PCBs, OCPs) in the Czech Republic. Organohalogen Compounds 46, 387-390 (2000). Holoubek, I., Paasivirta, J., Maatela, P., Lahtiperä, M., Holoubková, I., Kořínek, P., Boháček, Z., Čáslavský, j. (1990): Comparison of Extraction Methods for PAHs Determination in Sediments. Toxicol. Environ. Chem. 25, 137-154. Holoubek, I., Houšková, L., Šeda, Z., Holoubková, I., Kott, F., Kořínek, P., Boháček, Z., Čáslavský, J. (1990): Project TOCOEN. The Fate of Selected Organic Compounds in the Environment. III. Water and Sediments 1988. Toxicol. Environ. Chem. 29, 29-35. Holoubek, I., Houšková, L., Šeda, Z., Holoubková, I., Kořínek, P., Boháček, Z., Čáslavský, J., Kuběna, O., Vrtělka, V., Vala, J. (1990): Project TOCOEN. The Fate of Selected Organic Compounds in the Environment. V. Model Source of PAHs. Preliminary Study. Toxicol. Environ. Chem. 29, 251-260. Holoubek I. (1993): Soil and sediment contamination by persistent organic pollutants in the Moravian and Slovakian parts of the Danube catchment area and some Bohemian sites in the Elbe catchment area. Land Degradation and Rehabilitation, 4, 333-337. Holoubek I., Čáslavský J., Helešic J., Kočan A., Petrik J., Chovancová J., Drobná B., Kořínek P., Boháček Z., Holoubková I., Kaláčková L., Kaláček, J., Vančura R., Šeda Z., Dušek L., Mátlová L., Kohoutek J., Štaffová K., Zemek A. (1994): TOCOEN Project. Centr. Eur. J. Publ. Hlth. 2, 122-129. Holoubek I., Čáslavský J., Helešic J., Vančura R., Kohoutek J., Kočan A., Petrik J., Chovancová J. (1994): Project TOCOEN. The fate of selected organic pollutants in the environment. Part XXI. The contents of PAHs, PCBs, PCDDs/Fs in sediments from Danube river catchment area. Toxicol. Environ. Chem. 43, 203-215.

III-62

R-T&A


Holoubek I., Machala M., Štaffová K., Helešic J., Ansorgová A., Schramm K.-W., Kettrup A., Giesy J. P., Kannan K., Mitera J. (1998a): PCDDs/Fs in sediments from Morava river catchment area. DIOXIN 98. Organohalogen Compounds, 39, 261-266. Holoubek, I., Dušek, L., Adamec, V., Ansorgová, A., Baldrián, P., Cudlín, P., Čupr, P., Doležal, L., Elfenbein, Z., Faitová, K., Gabriel, J., Gelnar, M., Helešic, J., Hofman, J., Hofmanová, J., Hrdlička, A., Chroust, K., Jurajda, P., Kozubík, A., Minksová, K., Machala, M., Maršálek, B., Moldan, B., Prokop, Z., Šmíd, R., Škoda, M., Tříska, J., Vondráček J. (1998b): Hodnocení ekologických rizik. Závěrečná zpráva projektu VaV 340/1/96. Pro MŽP ČR, TOCOEN, s.r.o.. Brno. TOCOEN REPORT No. 136. Brno, CR, listopad 1998, 470 s. Holoubek, I., Kočan, A., Holoubková, I., Hilscherová, K., Kohoutek, J., Falandysz, J., Roots, O.: Persistent, Bioaccumulative and Toxic Chemicals in Central and Eastern European Countries – State-of-the-Art Report, TOCOEN REPORT No. 150a. TOCOEN s.r.o., Brno, Czech Republic, May 2000, http://recetox.chemi.muni.cz/ ,235 p. Holoubek, I., Štaffová, K., Machala, M., Čupr, P., Ansorgová, A., Helešic, J., Jones, K. C., Green, N., Schramm, K.W., Kettrup, A., Giesy, J. P., Kannan, K.: PAHs, Cl-PEST, PCBs a PCDDs/Fs v sedimentech z povodí řeky Moravy 1991 - 1999 - hladiny, trendy, hodnocení ekologických rizik. Konference s mezinárodní účastí Sedimenty vodných tokov a nádrží. SVS ZSVTS Bratislava, SR, 20-21/10/99 (přednáška). Sborník 126 – 137. Holoubek, I., A. Ansorgová, J. Kohoutek, P. Kořínek, I. Holoubková: The regional background monitoring of POPs (PAHs, PCBs, OCPs) in the Czech Republic. Organohalogen Compounds 46, 387-390 (2000). Machala, M., Ciganek, M., Vondráček, J., Bláha, L., and Minksová, K. (2000): Dioxin-Like and Estrogenic Activities of Oxygenated Polycyclic Aromatic Hydrocarbons and Azaarenes Originally Identified in Extracts of River Sediments. Environ. Toxicol. Chem. Submitted. Machala, M., Dušek, L., Hilschnerová, K., Kubínová, R., Jurajda, P., Neča, J., Ulrich, R., Gelnar, M., Studničková, Z., and Holoubek, I. (2000b): Determination and multivariate statistical analysis of biochemical responses to environmental contaminants in feral freshwater fish Leuciscus cephalus, L. Environ. Toxicol. Chem. In print. Machala, M., Dušek, L., Štaffová, K., Kubínová, R., Neča, J. (1998a): Field studies of specific biochemical markers of chemical impacts in freshwater fish. 8th Annual Meeting of SETAC-Europe. Book of Abstracts p. 54, Bordeaux. France. 14–18/04/98. (Lecture). Machala, M., Jurajda, P., Neča, J., Ulrich, R., Štaffová, K., Studničková, Z., Dušek, L., Holoubek, I. (1997b): Biochemical responses to environmental contaminants in chub (Leuciscus cephalus) caught in the Morava river. In: 9th International Symposium PRIMO 9, Bergen, 27-30/04/97, p. 124. (Lecture) Machala, M., Neča, J., Štaffová, K. (1997a): Multiple biomarker approach to evaluate environmental impact in freshwater fish liver. In: 7th Annual Meeting of SETAC-Europe “Prospects for the European Environment beyond 2000“, Amsterdam, 1997, p. 252. (Poster) Machala, M., Vondráček, J., Bláha, L., Štaffová, K., Kozubík, A., Hofmanová, J., Minksová, K., Čupr, P., Hrdlička, A., Neča, J., Ulrich, R., Holoubek, I. (1998b): Cellular and biochemical indices for in vitro evaluation of toxicity of organic extracts from river sediments. 8th Annual Meeting of SETAC-Europe. Bordeaux, Francie, 14-18/04/98 (poster). Štaffová K. (1995): Hodnocení kontaminace sedimentů v povodí řeky Moravy PAHs. Diplomová práce, katedfra CHŽPE PřF MU Brno. Štaffová K., Dušek L., Kannan K., Giey J. P., Holoubek I., Machala M. (1999): Evaluation of cytotoxicity, TCDD-like toxicity and estrogenicity of complex environmental mixtures. SETAC 1999, Leipzig, Germany, May 25-19. Štaffová, K., Kannan, K., Giesy, J. P., Holoubek, I., Ansorgová, A., Machala, M. (1998): In vitro bioassays in assessment of air and ER-mediated activity of samples from rivers in the Czech Republic. 8th Annual Meeting of SETAC-Europe. Book of Abstracts p. 212 – 213. Bordeaux. France. 14–18/04/98. (Poster). UN-ECE (1998): Draft Protocol to the Convention on Long-range Air Pollution on Persistent Organic Pollutants (EB.AIR/1998/2), The Convention on Long-range Transboundary Air Pollution. United Nations Economic and Social Council, Economic Commission for Europe, 1998. Vondráček, J., Machala, M., Minksová, K., Bláha, L., Murk, A.J., Kozubík, A., Hofmanová, J., Hilscherová, K., Ulrich, R., Cigánek, M., Neča, J., Švrčková, D., and Holoubek, I. (2000): Monitoring river sediments contaminated predominantly with polyaromatic hydrocarbons by chemical and in vitro bioassay techniques. Environ. Toxicol. Chem. Submitted. Walack, H. W., Akker, D. J., Brandt, I., Brostrom-Lundén, E., Brouwer, A., Bull, K. R., Gough, C., Guardans, R., Holoubek, I., Jansson, B., Koch, R., Kuylenstirna, J., Lecloux, A., Mackay, D., McCutcheon, P., Mocarelli, P., Taalman, R. D. F. (1998): Controlling persistent organic pollutants – what next ? Environ. Toxicol. Pharmacol. 6, 143175.

III-63

6.3.1 Úvod - přehled monitorovacích aktivit a programů zahrnujících sledování POPs v hydrosféře ČR

Recommend Documents