Data pro posuzování environmentálních rizik

TVIP 2015, 18. – 20. 3. 2015, HUSTOPEČE - HOTEL CENTRO

Data pro posuzování environmentálních rizik Petr Trávníček Mendelova univerzita v Brně, Agronomická fakulta, Zemědělská 1, 613 00 Brno e-mail: [email protected] Luboš Kotek Vysoké učení technické v Brně, Fakulta strojního inženýrství, Technická 2, 616 69 Brno Petr Junga Mendelova univerzita v Brně, Agronomická fakulta, Zemědělská 1, 613 00 Brno

Souhrn Příspěvek se zabývá otázkami dostupnosti a spolehlivosti dat pro posuzování environmentálních rizik. Je zaměřen především na problematiku interpretace dat vztahujících se k hodnocení účinků nebezpečných látek na životní prostředí, dat vztahujících se k podílu organických látek v podloží a také na problematiku užití numerických metod pro modely transportu kontaminantů v podloží. Na závěr se příspěvek zamýšlí nad hodnotou území pro člověka, kde k environmentálnímu hodnocení rizik dochází. Klíčová slova: environment, riziko, ekotoxikologie, dostupnost, interpretace

Úvod Hodnocení environmentálních rizik je nedílnou součástí analýzy rizik ve většině chemických provozů, které „spadají“ pod zákon o prevenci závažných havárií. Principy a požadavky vycházejí ze Směrnice Rady 96/82/EC, o kontrole nebezpečí závažných havárií s přítomností nebezpečných látek (SEVESO II), která byla implementována do národních právních předpisů jednotlivými členskými státy Evropské unie. V současné době již platí nová direktiva 2012/18/EU (SEVESO III), která musí být ve všech zemích implementována do 31. května 2015. Nicméně cíl obou direktiv je stejný: omezení následků závažných havárií na lidské zdraví a životní prostředí s ohledem na zajištění vysoké úrovně ochrany v celé Unii soudržným a účinným způsobem. V procesu hodnocení environmentálních rizik se v Evropské unii používá celá řada metod, které jsou v jednotlivých zemích různě preferovány. V České republice je podle metodického pokynu Ministerstva životního prostředí (MŽP) [1] pro stanovení zranitelnosti životního prostředí preferována metoda ENVITech03 a pro analýzu dopadů havárií na životní prostředí metoda H&V index. Obě metody jsou vyvinuty v České republice [2, 3]. Nicméně v procesu schvalování bezpečnostní dokumentace jsou pro různé fáze environmentálního hodnocení akceptování metody Environmental Accident Index (vyvinuto ve Švédsku), PROTEUS systém (Holandsko), Environmental Harm Index (Holandsko) atd. Posuzování environmentálních rizik by měl obsahovat následující kroky: 1) Identifikace scénářů havárie 2) Počáteční screening zdrojů environmentálních rizik


3) Kvantitativní hodnocení rizik odhad frekvence výskytu nebezpečné události 4) Stanovení přijatelnosti rizik Použití každé z metod předpokládá sběr dat, jež se následně využijí při hodnocení. Jedná se o ekotoxikologické informace, fyzikální vlastnosti posuzovaných látek, geomorfologii krajiny atd. V praxi tento sběr často znamená dlouhodobý proces hledání, který často naráží na nedostupnost dat, která by umožnila, co nejpřesnější vyjádření rizik. Nedostupnost dat často vyplývá z vysoké finanční náročnosti (například hydrogeologické posudky daného území), z absence relevantních ekotoxikologických dat pro hodnocenou látku atd. Přitom nevhodně zvolená vstupní data mohou velmi zásadně ovlivnit výsledek celého hodnocení. Primárním cílem environmentálního hodnocení je především chránit životní prostředí, ale zároveň brát v úvahu potřeby člověka pro svůj rozvoj. Pro kvalifikované hodnocení vzniká však nutnost mít k dispozici spolehlivá data, která by toto umožnila. Článek se zamýšlí nad dostupností těchto dat, spolehlivostí a jejich interpretací v rámci hodnocení environmentálních rizik. Zároveň se také zamýšlí nad dalšími pro tuto činnost důležitými aspekty jako je například hodnota území biotopu, kde je umístěno zařízení s možností závažné havárie.

Problematika dostupnosti a interpretace dat Ekotoxikologická data Mezi základní ekotoxikologická data, která se využívají při hodnocení environmentálních rizik, patří především hodnoty ekotoxikologických indexů. Ekotoxikologické indexy jsou veličiny kvantitativně charakterizující účinky látek na organismy, jedná se o výstupy testů toxicity [16]. Mezi nejčastější ekotoxikologické indexy, které lze nalézt i v bezpečnostních listech nebezpečných látek, patří EC50 (effective concentration) a LC50 (lethal concentration). Indexy vyjadřují 50% odpověď testovacích organismů na určitou chemickou látku. Odpovědí se v převážné míře rozumí smrt nebo znehybnění těchto organismů. Ekotoxikologické indexy EC50 a LC50 patří mezi nejčastější vstupní data pro různé metody environmentálního hodnocení. Nejčastějším zdrojem těchto dat jsou bezpečnostní listy nebezpečných chemických látek, avšak často ani v bezpečnostních listech nejsou hodnoty těchto veličin k dispozici. Existuje několik alternativních přístupů, jak tato data získat. Jedním z možných přístupů je rešerše vědeckých prací, které se dotýkají výzkumu ekotoxicity dotčené nebezpečné látky. Jedná se o časově náročný proces často vázaný na přístup k různým vědeckým databázím, které jsou převážně dostupné na univerzitách. Dalším důležitým pomocníkem je rozsáhlá databáze Environmental Protection Agency s názvem ECOTOX, kde lze požadované údaje nalézt. Jinou možností, jak požadovaná data získat, je výpočet pomocí rovnic QSAR (Quantitative Structure-Activity Relationships). QSAR je zkratka pro kvantitativní vztahy mezi chemickou strukturou a biologickou účinností [18]. Pro účely predikce existuje celá řada softwarových nástrojů, například T.E.S.T. (The Toxicity Estimation Software Tool), freeware EPI SUITE, komerční MULTI-CASE, DEREK Lhasa limited atd. [17]. Pro analýzu QSAR je však nutné zajistit soubor údajů o dané látce (biologické, chemické, fyzikální vlastnosti) a metoda vyžaduje schopnost uživatele správně výsledná data interpretovat. Generalizující vyjádření toxických účinků na organismy pomocí ekotoxikologických indexů má však svá úskalí. Předně biotopy jsou složitým systémem, který je složen z mnoha vztahů, reakce tohoto systému na znečišťující látky je proto velmi těžko odhadnutelná. Pro většinu laboratorních testů platí, že přenesení zjištěných dat do reálných podmínek může být zatíženo různými chybami, a znalost toxicity na úrovni jednoho organismu nepostačuje k předpovědi


účinků na úrovni společenstev [16]. Dále zde jsou faktory, které mohou toxicitu látek ovlivňovat. Jedná se například o interakce mezi toxikanty, kdy mohou být výsledné účinky aditivní, synergické či antagonické. K synergickým účinkům toxických látek může dojít například ve starých zátěžích, kde se často nachází pestrá směsice polutantů. Dalšími faktory jsou chemicko-fyzikální faktory jako koncentrace, rozpustnost ve vodě či tucích nebo perzistence. Dalším důležitým faktorem je doba expozice. Některé chemické látky mohou mít například chronické účinky, kdy v delším časovém intervalu jsou nebezpečné i v menších koncentracích.

Obrázek 1: Křivky dávka-odpověď o různých strmostech

Zmíněný ekotoxikologický index EC50 je statisticky definován jako taková koncentrace toxikantu, pro kterou je za daného uspořádání pokusu pravděpodobnost uhynutí testovacího organismu (či jiný druh odpovědi organismu) rovna 0,5. EC50 je tedy mediánem rozložení tolerancí [16]. Vyjádření hodnoty EC50 je možné vidět na Obrázku č. 1. Z obrázku také vyplývá omezení ekotoxikologického indexu. Na obrázku jsou uvedeny dvě sigmoidní křivky závislosti dávka – odpověď dvou polutantů A a B, které mají shodný index EC50. Nicméně jak je z tohoto obrázku patrné, účinky polutantů jsou v různých koncentracích odlišné. Z uvedených informací vyplývá, že hodnoty, které jsou uváděny v bezpečnostních listech, mohou být jen stěží relevantní. V bezpečnostních listech chybí informace o typu testu, který byl použit, statistické vyhodnocení a také popis účinku, jaký na testovaný organismus daná koncentrace nebezpečné látky měla (jednalo se o smrt organismu, znehybnění?).

Podíl organického uhlíku v podloží Organický uhlík je nedílnou součástí půdního systému a má zásadní vliv na adsorpci polutantu, který se může v případě havárie dostat do životního prostředí. Další faktor, který ovlivňuje adsorpci, je obsah minerálních látek v půdě. Hlavním zdrojem uhlíku jsou rostliny a jeho obsah je dán i typem ekosystému a tím i typem půdy. V půdních typech polopouští je ve svrchních 20 cm v průměru pouze 0,8 % uhlíku v organických látkách, v černozemích 4 %,


v trvale zamokřených půdách (glejích) 10 % a v rašelinných půdách dokonce přes 50 % [5]. Obsah organického uhlíku se liší také v závislosti na hloubce. Největší podíl organického uhlíku je přibližně do hloubky 30 cm. Ve větších hloubkách již jeho podíl prudce klesá. Uhlík je do větších hloubek transportován mikroorganismy nebo pomocí vody. V případě modelování úniku polutantu v podloží pro účely environmentálního hodnocení rizik, je znalost podílu uhlíku velmi důležitá. Jelikož organický uhlík zvyšuje schopnost podloží adsorbovat, ovlivňuje i transport polutantu v podloží. V případě požadavku zjištění množství kontaminované povrchové vody hraje tedy obsah organického uhlíku důležitou roli. Díky vysoké variabilitě ekosystémů a typů půd v České republice je získávání dat o obsahu organického uhlíku v podloží značně komplikované. V tomto ohledu zajímavým projektem byl projekt zabývající se inventarizací krajiny – CzechTerra [4]. Z výstupů tohoto projektu je možné získat informace o obsahu uhlíku v půdě. Velkou výhodou je, že se zabývá územím celé České republiky. Nevýhodou potom, že obsah uhlíku se vztahuje pouze pro svrchní horizonty do hloubky 30 cm. Komplexní informace o obsahu uhlíku ve větších hloubkách pro Českou republiku neexistují, jedná se pouze o lokální studie. Zdrojem informací tak zůstávají vědecké publikace, kde jsou řešeny různé typy podloží. Na základě publikací získaných informací je poté třeba pro každý konkrétní případ odhadnout obsah uhlíku. Zajímavou prací je v tomto ohledu práce autorů Jobbágy a Jackson [6], v níž jsou uvedeny hodnoty zastoupení uhlíku v různých typech ekosystémů v hloubce do 1 m. K nalezení informací o obsahu uhlíku ve větších hloubkách (do 3 m) je možno také využít zprávu Institutu pro životní prostředí a udržitelný rozvoj (JRC-IES) [7], nicméně informace nejsou příliš podrobné.

Užití numerických metod Výpočet transportu kontaminantu ve zvodni, proudění podzemních vod nebo rozptyl emisí v atmosféře, to jsou všechno matematické úlohy, které se řeší s využitím numerických metod. Numerických metod je známá celá řada. Jedná se například o metodu konečných diferencí, metodu konečných objemů, metodu konečných prvků atd. Některé výpočetní softwary dále obsahují nabídku způsobů diskretizace prostředí (například Visual Modflow pro modelování šíření kontaminantu ve zvodni). Jednotlivé způsoby diskretizace se volí na základě stanovených cílů výpočtů a také na vstupních datech. Problematika matematického modelování šíření kontaminantu byla představena na konferenci APROCHEM v roce 2012 a je evidentní, že správná volba schématu diskretizace či volba numerické metody má velký vliv na konečný výsledek simulace [8]. Výpočtář tedy stojí před rozhodnutím jakým způsobem daný výpočet provést, aby výstupy z modelu odpovídaly realitě. Určitý návod nabízejí manuály k softwarům, jako příklad lze uvést tabulku výhod a nevýhod uvedenou v uživatelské příručce k softwaru Visual Modflow (viz Tabulka 1). Tabulka 1: Výhody a nevýhody vybraných výpočetních metod [9] Metoda Finite Difference Method (zahrnuje GCG Solver)

Výhody -

Finite Difference Method (nezahrnuje GCG Solver) Method of

-

Nevýhody

efektivita minimální chyba ve výpočtu hmotnostní bilance rychlejší než explicitní metoda

- numerická disperze

efektivita minimální chyba ve výpočtu hmotnostní bilance nízká numerická disperze

- numerická disperze

- potenciální nebezpečí


Characteristics

vzniku chyb v hmotnostní bilanci

Modified Method of Characteristics

-

efektivita

Hybrid Method of Characteristics

-

efektivita nízká numerická disperze

- numerická disperze - potenciální nebezpečí vzniku chyb v hmotnostní bilanci - potenciální nebezpečí vzniku chyb v hmotnostní bilanci - nutnost výběru adaptivních kritérií

Nicméně využitelných informací zde příliš nenalezneme. Výpočtář je tedy odkázán především na postupném odzkoušení jednotlivých metod při procesu kalibrace. Informace lze samozřejmě získat i z vědeckých prací, v tomto ohledu je zajímavou práce Laury Lautz a Donalda Siegela [10], případně práce Libora Gvoždíka a Jany Valentové [11]. Teoretické informace lze nalézt v příručkách k modelům transportu částic, například příručka k modelu MTR3DMS autorů Zheng a Wang [12].

Diskuse a závěr Předchozí výčet možných přístupů nebyl jistě zcela vyčerpávající. Pro účely environmentálního hodnocení jsou třeba znalosti z oblasti geologie, hydrogeologie, mechaniky tekutin, chemie, meteorologie, matematiky a dalších věd. Jedná se o velmi širokou problematiku zasahující do mnoha oborů lidské činnosti. Z výše uvedeného vyplývá, že hodnocení environmentálních rizik klade na hodnotitele velké nároky, přičemž správný výběr dat je stěžejní a silně ovlivňuje konečné výsledky. Je tedy nutné znát „slabiny“ vybíraných dat a především umět data správně interpretovat. Zajímavou otázkou je i hodnota území, kde může k havárii dojít, pro člověka a pro ostatní organismy. Škody napáchané na životním prostředí budou odlišné v případě, kdy dojde k havárii v ekosystému pouště či polopouště, a v případě blízkosti území, které slouží jako zdroj pitné vody. Pro hodnocení životního prostředí existuje několik přístupů. Nicméně v oblasti hodnocení environmentálních rizik v rámci zákona o prevenci závažných havárii dosud seriózní diskuse neproběhla, přestože závěry by mohly ovlivnit hodnocení přijatelnosti rizika. Otázkami hodnoty životního prostředí se zabývají metody hodnocení služeb ekosystémů, které se dělí v zásadě do dvou proudů, a to na metody preferenční (metody souvisejících trhů, metody přímého zjišťování preferencí, metody transferů přínosů) a metody expertní (metody ekosystémové, metody nákladové, metody hodnocení rizik) [13]. Hodnocení preferenčními metodami probíhá způsobem obdobným jako při oceňování ekonomicky využívaných přírodních zdrojů (nehodnotí se zdroje, ale jen budoucí užitky z nich pro lidské jednotlivce) [13]. Naproti tomu expertní metody se snaží postihovat vnitřní hodnoty přírody a jejich ekosystémů. Problematice hodnocení služeb ekosystémů je ve světě věnována velká pozornost, o čemž svědčí celá řada vědeckých prací, které byly vydány v poslední době (například [14], [15]). Principy a výstupy z prací by se daly využít a implementovat do environmentálního hodnocení rizik. Je ale třeba podotknout, že principy hodnocení služeb ekosystémů nesmí degradovat do uvádění a lokalizování blízkých hodnotných biotopů nebo státem chráněných stromů v úvodu bezpečnostní dokumentace. Informace tohoto charakteru jsou vytrženy z kontextu a pro bezpečnostní dokumentaci nemají valného smyslu. Situace


vyžaduje systémové řešení na základě širší diskuze o společenském zájmu o zavedení těchto principů.

Reference [1] Bláha, K. (2003). Metodický pokyn pro stanovení zranitelnosti životního prostředí. Ministerstvo životního prostředí. Dostupné na: http://www.mzp.cz/C1257458002F0DC7/cz/metodicke_pokyny_odboru_enviro_rizik/$FILE/ oer-MP%20ZP-2003.pdf [2] Vaněček, M. Metodika analýzy zranitelnosti životního prostředí ENVITech03. VÚBP Praha, Pardubice, 2002. http://www.mzp.cz/C1257458002F0DC7/cz/metodicke_pokyny_odboru_enviro_rizik/$FILE/ oer-EnviTech03-2002.pdf [3] Vojkovská, Danihelka. (2002). Metodika pro analýzu dopadů havárií s účastí nebezpečné látky na životní prostředí H&V index. VŠB Ostrava. http://www.mzp.cz/C1257458002F0DC7/cz/metodicke_pokyny_odboru_enviro_rizik/$FILE/ oer-HaV_index-2002.pdf [4] Czechterra.cz [5] Kutílek, M. (2001). Půda a bilance CO2 v ovzduší - Rezervoár organického uhlíku. Vesmír 80, 153 – 155. [6] ESTEBAN G. JOBBA´ GY1,3 AND ROBERT B. JACKSON. The vertical distribution of soil organic carbon and its relation to climate and vegetation. Ecological Applications, 10(2), 2000, pp. 423–436. [7] Hiederer, R. (2009). Distribution of Organic Carbon in Soil Profile Data. Institute for Environment and Sustainability. ISBN 978-92-79-13352-7. [8] Trávníček, Petr, Vítěz, Tomáš, Junga, Petr. Modelování šíření kontaminantu v akviféru při havarijním úniku. In APROCHEM 2012. s. 275--281. ISBN 978-80-02-02376-0. [9] Visual MODFLOW Professional Edition, User’s Manual. Waterloo hydrogeologic. [10] Laura K. Lautz, Donald I. Siegel. Modeling surface and ground water mixing in the hyporheic zone using MODFLOW and MT3D. Advances in Water Resources 29 (2006) 618– 1633. [11] Gvoždík, L., Valentová, J. (2007) Contaminant trasnport modelling in the vicinity of Bzenec water-withdrawal area. Journal of Hydrology and Hydromechanics, 55, 2, pp. 111121. [12] Zheng, C., Wang, P. (1999). MT3DMS: A modular three-dimensional multispecies transport model for simulation of advection, dispersion and chemical reactions of contaminants in groundwater systems. U.S. Army Corps of Engineers.


[13] Seják, J. a kol. (2010). Hodnocení funkcí a služeb ekosystémů České republiky. Fakulta životního prostředí UJEP, Ústí nad Labem ISBN 978-80-7414-235-2. [14] Alessandra La Nottea, Camino Liquetec, Bruna Grizzetti, Joachim Maes, Benis N. Egohc, Maria Luisa Paracchini. An ecological-economic approach to the valuation of ecosystem services to support biodiversity policy. A case study for nitrogen retention by Mediterranean rivers and lakes. Ecological Indicators 48 (2015) 292–302. [15] Bhim Bahadur Ghaley, Lars Vesterdal, John Roy Porter. Quantification and valuation of ecosystem services in diverse production systems for informed decision-making. Environmental Science and Policy 39, 2014, 139–149. [16] Kočí, V., Mocová, K., 2009. Ekotoxikologie pro chemiky. VŠCHT Praha. ISBN 978-807080-699-9 [17] FORINT, Pavel. Použití nástrojů QSAR k získávání ekotoxikologických dat. Časopis výzkumu a aplikací v profesionální bezpečnosti [online], 2013, roč. 6, č. 2. Dostupný z WWW: . ISSN 1803-3687. [18] Tichý, M. 2008. Predikční toxikologie. Státní zdravotní ústav. Dostupný z WWW: http://www.szu.cz/tema/pracovni-prostredi/predikcni-toxikologie.

Data pro posuzování environmentálních rizik

Recommend Documents