UHERSKÝ BROD CHPaČ ulice Vazová

UHERSKÝ BROD – CHPaČ ulice Vazová Aktualizace analýzy rizik

Závěrečná zpráva

číslo úkolu:

Zodpovědní řešitelé:

Z208190

Ing. Pavel Žíla Ing. Jana Cholevová

Představitel a.s.:

Ing. Dan Köhler ředitel divize geologie a ŽP

Ostrava prosinec 2008 Výtisk č. 1

Odběratel:

Město Uherský Brod Masarykovo nám. 100 688 01 Uherský Brod IČ: 00291463 DIČ: -

Zhotovitel:

UNIGEO a.s. Místecká 329/258 720 00 Ostrava-Hrabová IČ: 45192260 DIČ: CZ45192260

Útvar realizace:

DIVIZE GEOLOGIE A ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ tel.: 596706290, fax.: 596721197, e-mail:[email protected]

Účel:

aktualizace AR včetně doprůzkumu

Etapa:

podrobný průzkum

Okres/obec:

Uherský Brod

č. evidence Geofondu ČR:

2916/2008

č . úkolu :

Z208190

Výstupní kontrola:

Margit Stanislavová

Závěrečná zpráva „Uherský Brod – CHPaČ Vazová - AAR“ je zpracována v šesti výtiscích, které obsahují : 59 stran textu 18 příloh Rozdělovník: 1- 3

Město Uherský Brod

4

Geofond

5

archív Unigeo, a.s.

6

dokumentační fond divize geologie a ŽP

Uherský Brod – CHPaČ Vazová - AAR

2

OBSAH : Textová část strana ÚVOD......................................................................................................................................... 6 1. ÚDAJE O ÚZEMÍ................................................................................................................... 6 1.1. Všeobecné údaje............................................................................................................... 6 1.1.1. Geografické vymezení území .................................................................................... 6 1.1.2 Stávající a plánované využití území .......................................................................... 7 1.1.3 Základní charakterizace obydlenosti území ............................................................... 8 1.1.4 Majetkoprávní vztahy ............................................................................................... 8 1.2.Přírodní poměry zájmového území .................................................................................... 9 1.2.1. Geomorfologické a klimatické poměry...................................................................... 9 1.2.2 Geologické poměry ................................................................................................... 9 1.2.3. Hydrogeologické poměry .......................................................................................... 9 1.2.4. Hydrologické poměry ............................................................................................. 10 1.2.5. Geochemické a hydrochemické údaje...................................................................... 11 2. PRŮZKUMNÉ PRÁCE ........................................................................................................ 11 2.1. Dosavadní prozkoumanost území................................................................................... 11 2.1.1. Dosavadní průzkumné a sanační práce s výsledky ................................................... 11 2.1.2. Zdroje znečistění..................................................................................................... 13 2.1.3 Vytypování látek potenciálního zájmu a dalších rizikových faktorů ........................ 14 2.1.4 Předběžný koncepční model znečištění ................................................................... 14 2.2. Aktuální průzkumné práce .............................................................................................. 15 2.2.1. Metodika a rozsah průzkumných a analytických prací.............................................. 15 2.2.2. Výsledky průzkumných prací................................................................................... 16 2.2.3. Shrnutí plošného a prostorového rozsahu znečistění ................................................. 19 2.2.4. Posouzení šíření znečistění....................................................................................... 20 2.2.5. Shrnutí šíření a vývoje znečistění ............................................................................. 29 2.2.6. Omezení a nejistoty.................................................................................................. 31 3. HODNOCENÍ RIZIK........................................................................................................... 32 3.1. Určení nebezpečnosti...................................................................................................... 32 3.1.1. Určení a zdůvodnění prioritních škodlivin a dalších rizikových faktorů.................... 32 3.1.2. Základní charakteristika příjemců rizik .................................................................... 33 3.1.3. Shrnutí transportních cest a přehled reálných scénářů expozice ................................ 34 3.2 Hodnocení zdravotních rizik ............................................................................................ 38 3.2.1 Hodnocení expozice.................................................................................................. 38 3.3 Hodnocení ekologických rizik ......................................................................................... 47 3.4 Shrnutí celkového rizika .................................................................................................. 48 3.5 Omezení a nejistoty ......................................................................................................... 50 4. DOPORUČENÍ NÁPRAVNÝCH OPATŘENÍ ..................................................................... 51 4.1. Doporučení cílových parametrů nápravných opatření...................................................... 51 4.2. Doporučení postupu nápravných opatření ....................................................................... 54 5. ZÁVĚR ................................................................................................................................. 56 POUŽITÁ LITERATURA ........................................................................................................ 58


3

PŘÍLOHY: 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10.1. 10.2. 11. 12. 13. 14. 15. 16. 17. 18.

Celková situace M 1 : 25 000 Kopie katastrální mapy Situace nových vrtů - rok 2008 - M 1 : 2 500 Situační mapy vrtů pro odběr vzorků vod a terénní měření - M 1 : 2 500 Geologické profily nových vrtů HN-1 a 2 Izolinie hladin podzemní vody Mapa funkčního využití lokality Mapy šíření kontaminace hlavních kontaminantů Vývoj koncentrace ClU v podzemní vodě za období 2004 - 2008 Přehled fyz.-chem. a toxikologických charakteristik kontaminantů Výpočty zdravotních rizik Laboratorní protokoly analýz Vrtně technická zpráva Fotodokumentace vrtných jader nových vrtů Kopie evidenčního listu geologických prací Hodnocení mikrobiologických vzorků – EPS s.r.o. Návrh vymezení území s omezeným užíváním podzemní vody Vyjádření k hodnocení zdravotních rizik - RNDr. Vítězslav Jiřík Dokumentace v digitální podobě (volná příloha)


4

Seznam zkratek:

AR AAR ClU CL C MP ČIŽP ELCR EZ FNM HI CHKO CHPaČ LBC MP 96 MŽP NEL NV RD VKP 1,1-DCE 1,2-DCE TCE PCE VCE

analýza rizik staré ekologické zátěže aktualizace analýzy rizika chlorované uhlovodíky cílový limit sanace stanovený v Rozhodnutí ČIŽP kritérium C metodického pokynu MŽP ČR, 1996 Česká inspekce životního prostředí nadměrné celoživotní riziko rakoviny (Excess Lifetime Cancer Risk) etapová zpráva Fond národního majetku ČR index nebezpečnosti (Hazard Identification) chráněná krajinná oblast chemická prádelna a čistírna lokální biokoridor metodický pokyn MŽP ČR z r. 1996 Ministerstvo životního prostředí nepolární extrahovatelné látky Nařízení vlády č. 61/2003 Sb. v platném znění rodinné domy významný krajinný prvek 1,1-dichlorethylen 1,2-dichlorethylen trichlorethylen tetrachlorethylen vinylchlorid, chlorethen


5

ÚVOD Na základě SOD uzavřené mezi Městem Uherský Brod a firmou UNIGEO a.s. v říjnu tohoto roku byla v areálu bývalé chemické prádelny a čistírny (CHPaČ) na ulici Vazová v Uherském Brodě provedena aktualizace AR včetně doprůzkumu. Účelem aktualizace analýzy rizik (AAR) je posouzení současných zdravotních rizik na základě nových skutečností z hlediska kontaminace podzemní vody chlorovanými uhlovodíky včetně VCE, vyhodnocení procesu přirozené atenuace a posouzení aktuálnosti sanačních limitů, které byly stanoveny dle původní AR z roku 1998. Struktura, formální členění a věcný obsah aktualizace analýzy rizik vychází z příloh č. 2 a 3 Metodického pokynu Ministerstva životního prostředí České republiky pro analýzu rizik kontaminovaného území uveřejněného ve Věstníku MŽP ročník XV, částka 9 v září 2005 a ze Směrnice pro přípravu a realizaci zakázek řešících ekologické závazky při privatizaci z června 2003. Hodnocení zdravotních rizik bylo provedeno ve spolupráci s RNDr. Vítězslavem Jiříkem, který je držitelem osvědčení o autorizaci k hodnocení zdravotních rizik podle zákona č. 258/2000 Sb. o ochraně veřejného zdraví ve znění pozdějších předpisů (číslo autorizované osoby 010/04) a Osoba odborně způsobilá pro oblast posuzování vlivů na veřejné zdraví podle vyhlášky MZ ČR č.353/2004Sb. (č.j. HEM-300-5.1.05/417/05, pořadové číslo osvědčení 2/2005). Na lokalitě dle Rozhodnutí ČIŽP OI Brno, č. j. 7/OV/135/98/Bu ze dne 12.10.1998 proběhla již část sanačních prací a to ve formě pilotní zkoušky in-situ a poté vlastní aplikace chemické oxidace manganistanem draselným (KMnO4), sanace byla provedená prozatím ve dvou etapách ze čtyř plánovaných. I. a II. etapa sanačních prací se realizovala v areálu bývalé CHPaČ v Uherském Brodě v období od června 2005 do prosince 2007. Mimo sanační práce byly v roce 2008 uskutečněny dvě kola plošného monitoringu včetně hydrologického měření. Areál již neslouží svému původnímu účelu, fungovala zde prostřednictvím smluvních vztahů řada menších firem, které měly pronajaty jednotlivé objekty areálu pro různé činnosti (např. jatka nebo skladovací a opravárenská činnost). Areál byl do května 2007 ve vlastnictví paní Zdeňky Frýželkové a byla v něm umístěna provozovna firmy FILEX s.r.o na zpracování masných výrobků. V současné době je areál ve vlastnictví firmy DOVA Investments, s.r.o. se sídlem v Brně. Vzhledem k charakteru původní činnosti - chemických prádelen a čistíren - byla v areálu zjištěna kontaminace chlorovanými uhlovodíky, konkrétně chlorovanými ethyleny a to zejména 1,2-cisDCE, TCE, PCE a částečně i ropnými látkami.

1. ÚDAJE O ÚZEMÍ 1.1. Všeobecné údaje 1.1.1. Geografické vymezení území Zájmový areál bývalé Chemické prádelny a čistírny Vazová je situován v jihozápadní části města Uherský Brod ve Zlínském kraji, lokalita je znázorněna na listech map M 1: 25 000 číslo 35-112 Hluk a 25-334 Uherský Brod. (viz. příloha č. 1).


6

1.1.2 Stávající a plánované využití území Tato kapitola byla dostatečně zpracovaná v rámci AR, takže uvádíme pouze shrnutí nejdůležitějších faktů : •

Území je zatíženo průmyslovou činností cca 60 let. Z původních Technických služeb města Uherský Brod byla vyčleněna samostatná Chemická prádelna a čistírna, cca od roku 1960. Při chemickém čištění šatstva byl používán technický benzín, trichlorethylen (TCE) a od roku 1975 tetrachlorethylen (perchlor, PCE). Z podzemních nádrží docházelo k únikům tetrachlorethylenu do horninového prostředí.

•

Na počátku 90. let byla zjištěna kontaminace podzemní vody ve studnách, které byly využívány pro zavlažování v zahradnictví, proto byla pozastavena jeho činnost.

•

Po zpracování ekologického auditu a základní AR byl v říjnu 1996 provoz CHPaČ na ulici Vazová ukončen a od března 1999 zde probíhají sanační práce.

•

Do května 2007 byla v areálu provozovna firmy FILEX s.r.o. (dříve Jatka U.B., s.r.o.), která zde provozovala porážku a zpracovnu masa.

•

V současné době je vlastníkem společnost DOVA Investments, s.r.o. Tato společnost pronajímá část hlavní budovy společnosti GLS (General Logistics Systeme), která zde provozuje distribuční středisko přepravních služeb. O dalších záměrech využití zájmového areálu nebyly zjištěny žádné informace. Ostatní objekty areálu jsou opuštěné a chátrají.

•

Funkční využití zájmové lokality je dáno územním plánem města Uherský Brod, schváleným usnesením Zastupitelstva města Uherský Brod č. 205/Z11/04 ze dne 31.3.2004, jehož závazná část byla vydána obecně závaznou vyhláškou města Uherský Brod č. 5/2004 o závazné části územního plánu města Uherský Brod a v souladu s platnými změnami.

•

Zájmové území se nachází v jižní části města Uherský Brod, které od obytné zástavby odděluje komunikace Vlčnovská a železniční trať procházející Uherským Brodem. Území je určeno územním plánem jako průmyslová, výrobní zóna - plochy pro podnikání, výrobní služby a řemesla. Dle územního plánu nejsou předpokládány změny ve využití zájmového území. V budoucnosti lze uvažovat s dosavadním způsobem využívání území pro podnikatelské aktivity.

1.1.2.1 Ochrana přírody a krajiny v okolí V nejbližším okolí zájmové lokality se nevyskytuje žádné zvláště chráněné území přírody, které by bylo dotčeno provozem areálu bývalé prádelny. Nejbližší velkoplošně chráněné krajinné území je CHKO Bílé Karpaty, která se nachází cca 8 km jihovýchodním směrem. Z maloplošných zvláště chráněných území jsou nejblíže situovány PR Kovářův Žleb ve vzdálenosti cca 4,5 km severozápadním směrem a PR Vlčnovský háj ve vzdálenosti cca 4 km jihozápadním směrem.


7

V rámci programu NATURA 2000 byly navrženy 4 lokality : Mokřad u Slováckých strojíren 2,5 km jižně od Uh. Brodu, Újezdecký les - komplex Újezdeckého lesa 2 km SV od Uherského Brodu, mezi obcemi Prakšice, Pašovice, Polichno a Újezdec, Kovářův žleb – Obora - cca 4 km Z od Uherského Brodu, Údolí Bánovského potoka – cca 2 km S od Bánova; 4,5 km VJV od Uherského Brodu. Lokální ÚSES vychází z nadregionálního a regionálního ÚSES, na které hierarchicky navazuje. Páteří celého řešeného území je řeka Olšava, která reprezentuje zamokřenou a mokrou hydrickou řadu. Z tohoto důvodu byla v její užší nivě vymezena trasa lokálních biokoridorů s vloženým LBC Nad stavem (772-984-08- levý břeh Olšavy), LBC Pod Katovkou (772-984-07 niva řeky Olše), Zábřehy (LBC na k.ú. Těšov 766-828 - Vlhká až podmáčená louka extenzivně udržovaná). Za Mlýnem na k.ú. Újezdce u Luh. 774081 - údolní niva Olšavy se zbytkem starého odstaveného ramena, na části ramena zbudovaný rybník). S vyjímkou funkčního LBC Za mlýnem jsou ostatní LBC převážně nebo zcela chybějící. Nejblíže zájmovému území ve vzdálenosti cca 50 m od jižní hranice areálu bývalé CHPaČ prochází z LBC Nad Stavem do LBC Pod Katovkou vodní a nivní LBK ( k.ú. Uh.Brod) 77298411). Niva řeky Olšavy s přilehlým břehovým pásem, nadm.výška cca 200 m. Trasa prochází řekou Olšavou a přilehlým volným břehovým pásmem. Břehové porosty prakticky schází, lokálně na hraně výsadba třešní, ořešáků královských, vzácně i švestek. Travní porosty na březích a bermách ruderalizované - bršlice kozí noha, mydlice lékařská, křen, topinambury atd. Jenom lokálně se udržel např. kakost luční. Niva řeky je ve smyslu zákona č. 114/1992 Sb., o ochraně přírody a krajiny významným krajinným prvkem (VKP).

1.1.3 Základní charakterizace obydlenosti území Kapitola nebyla dále rozpracovávána. Pouze bychom upozornili na skutečnost, že areál čerpací stanicí LPG – Janíček s výdejnou plynových bomb pro domácnosti, na kterou dále navazuje prodejna rostlin – zahradnictví Šimoníková, je na východní straně od zájmového areálu a nikoliv na jihozápadní, což je významné zejména z hlediska šíření kontaminace podzemní vodou.

1.1.4 Majetkoprávní vztahy Pozemky, na kterých je zájmová lokalita situována, se nachází na katastrálním území 772984 Uherský Brod, ty jsou nadále majetkem obchodní společnost DOVA Investments, s.r.o. Celková rozloha pozemků průmyslového areálu činí 30 654m2, z čehož zastavěné plochy činí pouze 18 913 m2 a ostatní plochy 11 741 m2. Kopie katastrální mapy se zákresem zájmového území a výpis z katastru nemovitostí vlastníka DOVA Investments, s.r.o. je zařazen jako příloha č. 2. V současné době společnost DOVA Investments, s.r.o. pronajímá část hlavní budovy společnosti GLS (General Logistics Systéme), která zde provozuje distribuční středisko přepravních služeb.


8

1.2.Přírodní poměry zájmového území 1.2.1. Geomorfologické a klimatické poměry Zájmové území se nachází na jihozápadním okraji města Uherský Brod, v průmyslové zóně. Geomorfologicky je toto území součástí Vnějších Západních Karpat, celku Vizovická vrchovina, podcelku Hlucká pahorkatina. Mezi Hluckou pahorkatinou a Vlčnovskou pahorkatinou je Uherskobrodská kotlina, kterou protéká i řeka Olšava. Areál CHPaČ leží právě v údolní nivě Olšavy. Klimatické poměry - tato kapitola byla dostatečně zpracovaná v rámci AR (1998).

1.2.2 Geologické poměry Geologicky je zájmové území tvořeno sedimenty kvartérního a terciérního stáří. Terciérní sedimenty, tvořící podloží kvartérním fluviálním uloženinám řeky Olšavy, představují v zájmovém území horniny magurského flyše, zastoupené vsetínskými vrstvami zlínského souvrství. Litologicky se jedná o mohutné souvrství s flyšovým střídáním jílovců, slínovců a pískovců. Kvartérní sedimenty zde zastupují fluviální uloženiny řeky Olšavy. Spodní část fluviálního souvrství, tvořená průlinově propustnými štěrkopísčitými uloženinami, dosahuje mocnosti 4,7 až 6,2 m, ve svrchní části tohoto souvrství je zastoupen středně zrnitý písek o mocnosti cca 1,4 až 2,2 m. Překrývá je poměrně mocná vrstva povodňových náplavů, skládajících se z jílovitých a písčitých hlín až jílů, případně jílovitého písku o mocnosti 3,3 až 4,5 m. V okrajových částech údolní nivy fluviální sedimenty pozvolna přecházejí do svahových sutí. Vrstevní sled ukončují antropogenní navážky. Geologické poměry údolní nivy Olšavy západně od areálu byly ověřeny situováním dvou nových vrtů HN-1 a HN-2. Štěrkopísky byly zjištěny v hloubkovém intervalu 4,5 – 9,2 m, hlouběji bylo zastiženo tercierní zvětralé podloží šedých jílovců zlínských vrstev. V nadloží štěrkopísků byly dále od řeky odvrtány náplavové žlutohnědé hlíny, kryté antropogenními navážkami, ve druhém vrtu HN-2 blíže řeky se vyskytovaly fluviální písky s jílovitou nebo hlinitou příměsí, kryté hlínami bez přítomnosti navážek. Deluviální sedimenty nebyly v provedených vrtech zastiženy.

1.2.3. Hydrogeologické poměry Pro oběh a akumulaci mělké podzemní vody mají v zájmovém území největší význam průlinově propustné nesoudržné sedimenty údolní nivy řeky Olšavy. Jsou to písčité a hlinitopísčité štěrky, které vytvářejí v daném území hydrogeologický kolektor. Průměrná hodnota koeficientu filtrace byla ověřena na hodnotě 1,6 x 10-4 m/s, tento údaj byl víceméně potvrzen hydrodynamickými zkouškami. Jílovité sedimenty v podloží průlinově propustných štěrkopísků mají funkci izolátoru s puklinovou propustností a nevýrazným zvodněním. Souvrství štěrků je zvodněné v celé své mocnosti, což znamená, že v období průměrných srážek je hladina podzemní vody volná až mírně napjatá, v období vyšších stavů hladiny podzemní vody se stává napjatou. Řeka Olšava ve vzdálenosti cca 50 až 100 m od areálu bývalé CHPaČ tvoří místní erozní bázi. Podzemní voda štěrkopísčitého kolektoru je v hydraulické spojitosti s povrchovým tokem. Neovlivněná hladina podzemní vody v areálu bývalé CHPaČ se v období let 2005 až 2008


9

pohybovala v hloubce 2,9 až 4,9 m p.t. s výjimkou konce března 2006, kdy došlo v důsledku intenzivního tání sněhové pokrývky k vzestupu hladiny podzemní vody až na úroveň 1,2 m p.t. Směr proudění podzemní vody je v generelu k JZ. Lokálně je režim mělkého zvodnění ovlivněn odběry podzemní vody v prostoru ZZN POMORAVÍ a.s., kde je čerpáním snižována hladina podzemní vody ve studni St-ZZN z důvodu nutnosti stabilizace objektu sila. Toto odběrové místo je však poměrně vzdáleno od zájmové lokality – cca 450 m severozápadním směrem a nepředpokládáme výraznější ovlivnění jejích hydrogeologických poměrů. V rámci sledování hydrogeologických poměrů bylo provedeno režimní měření hladin. Tabulka č. 1: Výsledky režimního měření hladin Z souřadnice odměrného bodu

Hladina od odměrného bodu

Hladina podzemní vody

m.n.m.

m

m.n.m.

HP-3

205,63

4,78

200,85

HP-4

205,75

5,05

200,7

HP-11

205,51

5,13

200,38

HP-12

204,72

4,90

199,82

HN-1

206,50

4,95

201,05

HN-2

206,50

5,25

200,75

HV-1

205,54

4,61

200,93

HP 1-1

205,61

4,85

200,76

HP 1-6

205,93

4,88

201,05

HP-21

206,09

4,87

201,22

St-1

-

4,35

-

St-11

205,94

4,75

201,19

St-13

205,75

5,10

200,65

St-100

204,97

4,33

200,64

St-200

206,65

6,00

200,65

St-300

204,91

4,26

200,65

St-LS

204,46

4,03

200,43

St-LS2

-

5,02

-

St-ZZN

203,96

7,98

195,98

Objekt

1.2.4. Hydrologické poměry Celé území je odvodňováno do střední části toku Olšavy, největšími přítoky jsou Luhačovický potok a Nivnička. Olšava pramení jižně od Šanova ve výšce 585 m n.m., ústí zleva do Moravy u Kostelan v 178 m n.m., plocha povodí je 520 km2, délka toku je 46 km, průměrný průtok u ústí je 2,50 m3.s-1. Uherský Brod – CHPaČ Vazová - AAR

10

Luhačovický potok pramení severovýchodně od Slopného ve výšce 385 m n.m., ústí zprava do Olšavy u Újezdce v 216 m n.m., plocha povodí je 143 km2, délka toku je 23,5 km, průměrný průtok u ústí je 0,80 m3.s-1. Nivnička pramení východně od Bystřice pod Lopeníkem ve výšce 570 m n.m., ústí zleva do Olšavy v Uherském Brodě v 208 m n.m., plocha povodí je 82,3 km2, délka toku je 20,2 km, průměrný průtok u ústí je 0,42 m3.s-1. Číslo hydrologického pořadí je 4-13-01-124 Olšava od Nivničky po Holovňu (Pašovický potok) s plochou povodí 21,013 km2 a délkou údolí 22,8 km.

1.2.5. Geochemické a hydrochemické údaje Geochemické poměry nebyly oproti základní AR dále rozpracovávány.

2. PRŮZKUMNÉ PRÁCE 2.1. Dosavadní prozkoumanost území 2.1.1. Dosavadní průzkumné a sanační práce s výsledky Na lokalitě byla po ukončení činnosti prádelen a čistíren ( říjen 1996 ) provedena řada průzkumů a technických prací a opatření k nápravě. Došlo i ke změně majitele z Technických služeb města Uherského Brodu na Město Uherský Brod ( březen 1998 ) a původní Rozhodnutí ČIŽP OI Brno bylo po zpracování analýzy rizika ( 1998 ) revidováno. Jelikož nebylo zjištěno akutní zdravotní riziko, byly sanační limity „odlehčeny“ a rozděleny na centrum kontaminace a okrajové části. Vlastní sanační práce byly zahájeny v roce 1999 firmou Geosan, kdy probíhalo čerpání podzemních vod z vrtů HP-1, HP-3 a HP-4. Zároveň byly zlikvidovány nádrže I-IV a zemina byla dekontaminována na mezideponii v areálu. Jako sanační technologie byla zvolena stripovací kolona, průměrný obsah ClU dosáhl 25 000 µg/l. V zeminách nebylo zjištěno výrazné znečistění NEL, obsahy se převážně pohybovaly pod 1000 mg/kg. V roce 2000 pokračovala dekontaminace zemin, byl odvrtán nový vystrojený vrt HP-21, z kterého bylo ( kromě původních třech vrtů ) krátkodobě čerpáno – poté se prudce zvýšil obsah ClU až na 264 000 µg/l. Firma Geosan v roce 2001 pokračovala v čerpání opět ze 4 vrtů, zároveň byly u úložiště III vyhloubeny nevystrojené vrty ( závrty ) Z1 a Z2, současně probíhal monitoring vrtů západním směrem HP-11, HP-12, studní St-13, St-100. St-200 a bodů na řece Olšavě, bylo konstatováno znečistění saturované zóny ClU, což původní AR neuváděla. V roce 2002 byl proveden doplňkový průzkum v okolí vrtů HP-21 a HP-1 a odvrtáno bylo 10 závrtů s označením Z51 – Z60, ve vrtech HP-3 a HP-4 bylo konstatováno již snížení koncentrací a bylo navrženo překvalifikování sanačních limitů a zavedení limitu na vinylchlorid (VCE), od 1.1.2002 již není řeka Olšava vedena jako významný vodní tok. Firma Geosan v roce 2003 provedla dodatek doplňkového průzkumu, součástí prací bylo i zahradnictví na Z straně, kde se používaly pro zavlažování širokoprůměrové studny St-13, St-100 a St-200.


11

Za úvodní období sanace od roku 1999 do počátku roku 2002 byla průměrně odčerpávána podzemní voda vydatností 1,93 l/s (ze všech vrtů !!), odčerpáno bylo 177 500 m3 vody a odstraněno 3 400 kg rozpuštěných ClU. V roce 2003 došlo ke změně sanační firmy na Aquatest, byly odvrtány zasakovací vrty HV-1 až 3 a HP 1-1 až 1-5 a byla navržena pilotní zkouška procesu chemické oxidace ClU manganistanem draselným. V letech 2002, 2004 a 2005 byl na lokalitě realizován monitoring šíření znečistění. Ani v roce 2004 sanace neprobíhala, pouze v listopadu proběhla pilotní zkouška zasakování 2 % roztoku manganistanu s měřením parametrů. V roce 2005 byla zpracována pouze aktualizace projektu sanace, rozdělení na etapu I-IV, byla navržena i hydraulická clona ve vrtech HP 1-3 a HP 1-4. Technické práce probíhaly pouze v omezeném rozsahu, v období červen až prosinec firma Lidařík odčerpávala volnou fázi ClU ze 7 vrtů : HV-1, HV-2, HP 1-1, HP 1-2, HP 1-5 a starších vrtů HP-1 a HP-21. Jelikož byl zastaven odběr z širokoprůměrových studní St-13, St-100 a St-200 na jižní straně školního zařízení, vybudovala v roce 2006 firma EPS náhradní jímací vrt v blízkosti hlavní budovy školy pro potřeby SOU (označen jako St-300), současně Aquatest dobudoval vrty HP 1-6 a HP 1-7. V letech 2006 - 2007 proběhla I. a II. etapa sanace technologií tlakového zasakování manganistanu draselného do horninového prostředí prostřednictvím 6 resp. 7 vrtů (šikmé vrty HV-6, HV-7, a dále ve vrtech HV-1, HV-2, HV-3, HP 1-3 a HP 1-5). Ve vrtu HV-6 byla zastižena volná fáze ClU na dně vrtu a navíc byla v září 2007 zjištěna volná fáze ropných látek na hladině, která spotřebu manganistanu výrazně zvýšila, zároveň probíhal sanační monitoring, který zahrnoval odběr vzorků vody v dynamickém stavu z 5 objektů (HV-1, HV-2, HP-1, HP 1-3 a HP 1-5). Po ukončení sanačních prací byly v roce 2008 uskutečněny 4 kola plošného monitoringu včetně hydrologického měření. Před III. etapou sanačních prací bylo navrženo zpracovat aktualizaci analýzy rizik, provádět plošný monitoring sanace a realizovat pilotní zkoušku ověření účinnosti rozkladu ClU aplikací nanoželeza do horninového prostředí. Na základě výsledků AAR bude zpracován dílčí projekt IV. etapy sanačních prací, která bude spočívat v dočištění lokality aplikací částic nanoželeza. Pro dočistění již není navrhována aplikace manganistanu draselného a to z důvodu funkční kanalizace a nebezpečí úniku manganistanu do povrchového toku Olšavy. Jako vhodná alternativa je navrženo právě použití nanoželeza. Po ukončení I. a II. etapy bylo konstatováno, že cíle stanovené projektem sanace byly splněny – znečištění v centru kontaminace bylo odstraněno, což bylo prokázáno dosažením cílových limitů sanace pro centrum kontaminace při monitoringu v září až prosinci 2007. Aplikací roztoku manganistanu na ploše cca 1 100 m2 bylo odstraněno cca 10,6 t chlorovaných ethylenů. Mimo centrum kontaminace lze vysledovat klesající trend v obsahu ClU v podzemní vodě – především v jižním směru k řece Olšavě – ve vrtu HP-3 poklesl obsah ClU z maxima 25 351 µg/l v lednu 2006 na 1 347 µg/l v dubnu 2008. Méně výrazně se projevuje odstranění kontaminace v jihozápadním směru – ve vrtu HP-4, v němž poklesly obsahy ClU z cca 11 000 µg/l v říjnu 2007 na 7 400 µg/l v dubnu 2008. Relativně malý pokles obsahu chlorovaných ethylenů je způsoben rozvlečením znečištění čerpáním ze studny St-13, které bylo prováděno až do října 2005.


12

Došlo i k rozšíření kontaminace v západním a severozápadním směru, a to vlivem čerpání podzemní vody jak ze studny St-13, tak především ze studny St-100. Toto čerpání již v roce 2008 při AAR neprobíhalo. V objektech St-100 a St-13 je obsah ClU stále velmi vysoký a pohybuje se v nižších tisících µg/l. Ve studni St-11 na V straně zůstává obsah ClU přibližně stejný a vždy výrazně pod sanačními limity. Z hlediska plnění cílových limitů v okrajových částech areálu bývalé CHPaČ jsou obsahy sumy ClU a 1,2-DCE nadlimitní ve všech objektech plošného monitoringu s výjimkou St-11 a ojediněle HP-1 až HP-7. Ostatní ukazatele - 1,1-DCE, TCE a PCE většinou nepřekračují stanovené sanační limity s výjimkou vrtu HP 1-7. Pro hodnocenou lokalitu byly sanační limity navrženy na základě původní AR z roku 1998. Následně byla zpracována aktualizace AR v roce 2001, v níž byla rizika přehodnocena. Dále byla rizika plynoucí z kontaminace horninového prostředí hodnocena v rámci I. etapy sanačních prací v roce 2005, a to Zdravotním ústavem se sídlem v Ostravě. Jednalo se o autorizované hodnocení zdravotních rizik, vyplývajících jak z používání podzemní vody ze stávajících studní, pokud by nebyla provedena sanace, tak i rizik vyplývajících ze sanační technologie in-situ chemické oxidace manganistanem draselným. V rámci tohoto úkolu, v listopadu 2008, byla zpracována aktualizace AR. Byl proveden doplňkový průzkum na západní straně od areálu a provedeno celoplošné vzorkování vybraných vrtů dostupné sítě tak, aby byly obsahy parametrů aktualizovány včetně VCE a mohla být kvantifikována, případně přehodnocena, stávající ekologická a zdravotní rizika včetně vyhodnocení procesu přirozené atenuace.

2.1.2. Zdroje znečistění Jako zdroj znečistění staré zátěže byla jednoznačně určena již ukončená průmyslová výroba. Vzhledem k charakteru této průmyslové výroby – chemické prádelny a čistírny - jsou dominantním polutantem chlorované uhlovodíky, které byly zpracovatelem AR specifikovány jako chlorované ethyleny – tyto byly používány jako chemická rozpouštědla. Původní dominantní polutanty v centru znečistění – TCE a PCE se vlivem přirozeného prostředí ve směru proudění podzemní vody (směrem do okrajových částech areálu) rozkládají na produkty přirozené řady rozkladu ClU, tzn. mimo jiné na 1,1. - DCE, trans a cis 1,2.-DCE, VCE, dále na ethen (C2H4) a konečně na oxid uhličitý. Při chemickém čištění šatstva byl v CHPaČ používán trichlorethylen a od roku 1975 také tetrachlorethylen, při provozu čistírny docházelo k jejich únikům do horninového prostředí. 1,1dichlorethen (DCE), 1,2-dichlorethen (DCE) byly mezi prioritní škodliviny zařazeny jako produkty probíhající dechlorace. Vinylchlorid je mikrobiologický degradační produkt trichlorethylenu, jehož přítomnost byla v podzemních vodách zájmové lokality ověřena. Vinylchlorid je dle hodnocení IARC řazen do skupiny 1 – karcinogenní pro člověka, z tohoto důvodu byl zařazen mezi prioritní. Chlorované uhlovodíky se v přírodním prostředí rozkládají velmi pomalu. V ovzduší je jejich rozklad urychlen fotochemickými procesy. V podzemní vodě bez přístupu vzduchu probíhá rozklad rychleji.


13

2.1.3 Vytypování látek potenciálního zájmu a dalších rizikových faktorů Látky potenciálního zájmů byly stanoveny na základě dosavadních údajů o zdrojích znečišťování horninového prostředí, archivních materiálů o historii a typu provozů a výsledků dosud provedených průzkumných a sanačních prací a dosud zpracovaných hodnocení zdravotních rizik pro předmětnou lokalitu. Kontaminace zájmového území je tvořená zejména chlorovanými uhlovodíky, které jsou původními zdroji znečištění: trichlorethylen (TCE) a tetrachlorethylen (PCE) a produkty probíhající dechlorace: 1,2- cis-, trans-dichlorethylen (1,2-DCE; C2H2Cl2), 1,1-dichlorethylen (1,1-DCE; C2H2Cl2) a chlorethylen (vinylchlorid, VCE; C2H3Cl). V menší míře bylo zaznamenáno znečištění ropnými látkami (NEL). V rámci sanačních prací bylo v letech 2006 - 2007 realizováno zasakování oxidačního činidla manganistanu draselného do horninového prostředí, do kterého bylo ve formě roztoku aplikováno celkem 50 000 kg KMnO4. Možné vlivy použitého KMnO4 a následně vznikajícího MnO2 na zdraví lidí, ekosystémy a chemismus horninového prostředí byly předmětem Hodnocení zdravotních rizik oxidačního činidla (KMnO4) na člověka a ekosystémy (Aquatest, 2004, Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě, 2005), kde bylo v závěru konstatováno, že nekarcinogenní a karcinogenní rizika budou pravděpodobně velmi nízká. Z tohoto důvodu nebyl mangan a jeho sloučeniny vybrán k dalšímu hodnocení v rámci AAR.

2.1.4 Předběžný koncepční model znečištění Na základě výsledků dosud provedených průzkumných prací a sanačních prací a studiem dalších podkladů byla pro hodnocení rizik jako kontaminovaná matrice pro danou lokalitu stanovena podzemní voda (kontaminované zeminy již byly odtěženy). Vzhledem k umístění zájmové lokality, využití jejího okolí a charakteru kontaminace byly brány v úvahu následující expoziční cesty a scénáře, u kterých bude v průběhu zpracování aktualizace analýzy rizik dále posuzována jejich reálnost a pravděpodobnost. Potenciální skupiny příjemců při hodnocení zdravotních rizik vyplývajících ze zjištěného znečištění byly stanoveny v souladu s AR (Geotest Brno, 1998) a hodnocením zdravotních rizik (Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě, 2005 a 2008). Pro další hodnocení byly uvažovány tyto skupiny: -

zaměstnanci a návštěvníci areálu bývalé CHPaČ Uherský Brod (dospělí)

-

dělníci při výkopových pracích - zaměstnanci, externí pracovníci v areálu CHPaČ Uherský Brod

-

obyvatelstvo města Uherský Brod (uživatelé zahrádek – dospělí, děti, osoby spojené s rybařením)

-

pracovník zahradnictví

-

učeň a pracovník v SOU a OU zemědělském

- ekosystém řeky Olšavy Pro tuto zájmovou lokalitu se uvažovalo s expozičními scénáři, které berou v úvahu dermální kontakt a náhodnou (neúmyslnou) ingesci kontaminované podzemní vody, v případě infiltrace znečištění do řeky také povrchové vody a inhalaci látek uvolňovaných z podzemní a povrchové vody. Uherský Brod – CHPaČ Vazová - AAR

14

Vzhledem k charakteru a míře kontaminace a způsobu využívání předmětného území nejsou v současné době uvedené příjmové cesty jednotlivých potenciálních příjemců všechny stejně významné, proto byly pro další hodnocení vybrány jen některé. Za velmi málo pravděpodobné scénáře považujeme zaměstnance a návštěvníky areálu, kteří se při běžném pohybu převážně po zpevněných cestách s podzemní vodou nesetkají. Podmínkou je zastavení odběru vody ze studny St-100 i v dalším období. Ohroženi nejsou ani pracovníci zahradnictví Šimoníkovi, kde sice dochází k dermálnímu styku s podzemní vodou, objekt je však umístěn proti směru proudění podzemní vody a nebyla zde zjištěna kontaminace, takže nejsou nutná další opatření. Otázkou zůstává využití studny St-11 ve stanici LPG Janíček, kde je studna údajně používána k oplachu některých zařízení a byla zde v roce 1996 zjištěna nevýrazná kontaminace. Po dobu probíhající sanace byl vydán zákaz využívání podzemní vody z této studny. V areálu SOU a OU Uherský Brod byly zastaveny odběry z kontaminovaných studní St-13 a St200 a byl odvrtán vrt St-300, který je využíván jen ve vegetačním období. Pokud budou splněny zásady pro odběr, ani v tomto objektu by reálně nemělo dojít k ohrožení lidí.

2.2. Aktuální průzkumné práce 2.2.1. Metodika a rozsah průzkumných a analytických prací Rozsah prací byl rozdělen na jednotlivé dílčí etapy : 1) Přípravná - zhodnocení dosud provedených prací pro AR i v průběhu sanace včetně věcných připomínek od zainteresovaných subjektů. Současně byly získány údaje o inženýrských sítích a vstupy na pozemky. 2) Technická – vlastní provedení technických prací (doplňkový hydrogeologický průzkum) – vrtné a vzorkovací práce, měření hydrorežimu podzemních vod. V rámci průzkumných prací byly na lokalitě odvrtány 2 vystrojené vrty do hloubky 11 a 12 m za účelem odběru vzorků zemin a podzemních vod. Lokalizace vrtů byla západně od areálu, za již vybudovanými studnami St-100, St-200, St-13 a před vrtem HP-11 v ČOV. Vystrojené vrty byly provedeny tak, aby kromě aktuálního odběru mohly být využity jako monitorovací objekty. Pozice vrtů byla stanovena metodou GPS. 3) Vzorkovací a analytická - z každého vrtu byly odebrány 2 vzorky zemin na NEL a ClU. Pozornost však byla soustředěna na podzemní vodu, která je hlavním médiem pro šíření kontaminace. Odebráno bylo 8 vzorků vod na ClU a NEL a 2 vzorky na komplexní chemický rozbor. Pro posouzení intenzity procesu přirozené atenuace byly odebrány 4 vzorky vod na indikátory (O2, NO3, SO4, TOC, CO2, Mn2+ a Fe2+) a pro zjištění intenzity bakteriálních procesů 2 vzorky na autochtonní bakterie. Vzorky byly transportovány do akreditovaných laboratoří Unigeo a.s. a EPS s.r.o. a byly podrobeny analýzám. 4) Vyhodnocovací – nejprve bylo provedeno vyhodnocení průzkumných prací – tzn. zpracování vrtných profilů, tabulek, map, řezů a dokumentačních grafů, a celkové závěrečné vyhodnocení průzkumu v podobě závěrečné zprávy, která je podkladem a součástí aktualizace analýzy rizik. Na závěr byla zpracována aktualizace AR se zhodnocením aktuálních zdravotních a ekologických rizik komplexně popisující existující a reálná potenciální rizika plynoucí z ověřené kontaminace podzemní vody. Uherský Brod – CHPaČ Vazová - AAR

15

Posouzeny byly rovněž varianty a rozsahy dalších nápravných opatření, návrh vhodných sanačních technologií včetně návrhu sanačních limitů. Struktura, formální členění a věcný obsah aktualizace analýzy rizik budou vychází z příloh č. 2 a 3 Metodického pokynu Ministerstva životního prostředí České republiky pro analýzu rizik kontaminovaného území, uveřejněného ve Věstníku MŽP ročník XV, částka 9 v září 2005 a ze Směrnice pro přípravu a realizaci zakázek řešících ekologické závazky při privatizaci z června 2003.

2.2.2. Výsledky průzkumných prací a) vzorky zemin z nových vrtů HN-1, HN-2 Na základě dosavadních průzkumných prací na lokalitě byly odebrány z nových vystrojených vrtů HN-1 a HN-2 v blízkosti skleníků po 2 vzorky zemin pouze na ClU a NEL, které jsou považovány za prioritní kontaminanty. Protože v daném místě nepředpokládáme znečistění z povrchu, byly vzorky odebrány až z úrovně saturované zóny. Tabulka č. 2: Výsledky laboratorních analýz zemin NEL

ClU

TOC

HN-1 ( 5,0 – 5,3 m )

16 mg/kg

< 0,003 mg/kg

-

HN-1 ( 8,2 – 8,5 m )

< 10 mg/kg

< 0,003 mg/kg

0,1 %

HN-2 ( 5,0 – 5,3 m )

< 10 mg/kg

< 0,003 mg/kg +

-

HN-2 ( 8,7 – 9,0 m )

< 10 mg/kg

< 0,003 mg/kg ++

-

+

s vyjímkou cis1,2-Dichloretenu = 0,0178 mg/kg

++

s vyjímkou cis1,2-Dichloretenu = 0,1020 mg/kg

V zeminách byly nalezeny velmi nízké hodnoty případně podlimitní hodnoty uvedených parametrů ClU, limit A MP 96 byl překročen pouze u NEL v jednom vzorku vrtu HN-1 a u cis1,2-dichloretenu u obou vzorků vrtu HN-2. Hodnoty jsou hluboko pod limitem B dle MP MŽP a nepovažujeme je za problematické. b) vzorky podzemních vod z vrtů v letech 1996 - 2008 Na lokalitě i v širším okolí se vyskytuje poměrně značné množství vrtů, které byly vzorkovány. Vývoj kontaminace podzemní vody ClU v období 2004 až 2008 je uveden v příloze č.9. Přehlednou situaci vrtů ukazuje příloha 4.

Tabulka č. 3: Výsledky laboratorních analýz podzemní vody provedených v rámci AAR v listopadu 2008


16

Ozn.

Datum

NEL

vrtu

vzorkování

mg/l

µg/l

<0,02 <0,02 <0,02 0,10 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 1 1 1 0,1 -

322 36,3 35,6

HP 1-1 7.11.2008 HP - 3 7.11.2008 HP - 11 7.11.2008 HP - 12 7.11.2008 ST - 1 7.11.2008 ST - 13 7.11.2008 HN - 1 21.11.2008 HN - 2 21.11.2008 C CL - centrum CL- okraj NV 61/2003 NV 61/2003

VCE

20 -

2 2

1,1DCE cis1,2 DCE trans1,2 DCE µg/l

µg/l

µg/l

24,10 <0,3 <0,3 <0,3 <0,3 6,89 <0,3 11,40 20 100 50 -

9130,00 165,00 23,40 98,00 7,85 3800 14,50 5320 50 200 100 10 2

50,90 1,07 0,41 0,96 0,35 16,80 <0,3

22,8 50 200 100 10 2

TCE

PCE

suma ClU

2720 0,62 0,62 3,63 14,90 <0,3 0,83 1,37 50 200 150 1 1

9910 2,78 4,54 16,30 <0,3 <0,3 6,26 7,3 20 500 250 0,5 1

21800 491,0 65,3 119,0 23,1 3820,0 57,2 5360,0 1000 550 -

µg/l

µg/l

µg/l

U vrtů byly zjištěny tyto výsledky : HP-1 : vrt v blízkosti centra znečistění, až do roku 2005 se zde udržují vysoké hodnoty mnohonásobně převyšující cílové limity pro centrum, u TCE a PCE došlo k určitému snížení hodnot, u 1,2-cis DCE došlo ale k vzrůstu hodnot, v roce 2005 zde byl potvrzen i zvýšený VCE, poslední vzorkování v listopadu 2007 analyzovalo náhlé podlimitní hodnoty u všech parametrů (???) HP-3 : vrt na rozhranní okraje areálu a centra znečistění, vysoké hodnoty TCE, PCE a 1,2-cis DCE s kolísavým vývojem, od roku 2007 výrazný pokles, v listopadu 2008 potvrzeny snížené hodnoty, přetrvávají vyšší hodnoty u VCE a 1,2-cis DCE HP-4 :

vrt na JZ okraji areálu, velmi kolísavý vývoj, prvotní kontaminanty nízké, přetrvává produkt dechlorace 1,2-cis DCE ve velmi vysokých koncentracích, současně vysoký obsah VCE

HP-11 : vrt Z od okraje areálu v objektu ČOV, na začátku sledování pouze mírně zvýšené hodnoty 1,2-cis DCE, při vzorkování v rámci AAR v listopadu 2008 současnosti při našem vzorkování potvrzeny velmi nízké hodnoty, pouze u VCE zjištěna hodnota 2 x vyšší oproti limitu C dle MP ( cílový limit není stanoven ), VCE zde dosud neanalyzován HP-12 : vrt Z od okraje areálu u objektu betonárky, na začátku sledování pouze mírně zvýšené hodnoty 1,2-cis DCE, při vzorkování v rámci AAR v listopadu 2008 byla potvrzena vyšší hodnota právě 1,2-cis DCE ( vyhovuje ale cílovému limitu ), VCE nestanovován HP-21 : vrt v centru znečistění, původně, původně vysoké hodnoty TCE, PCE a 1,2-cis DCE se v roce 2007 již nepotvrdily, také obsah VCE nízký, voda z vrtu má po aplikaci manganistanu výrazně červenofialovou barvu St-100: širokoprůměrová studna na Z okraji areálu u cihlového objektu, při úvodních vzorkováních bez problémových hodnot, pak však v důsledku občasného čerpání a přirozeného směru proudění podzemní vody došlo k „natažení“ znečistění i do tohoto prostoru, což se aktuálně projevuje vysokou hodnotou 1,2-cis DCE a také VCE, který téměř 90 x převyšuje limit C dle MP Uherský Brod – CHPaČ Vazová - AAR

17

St-200: širokoprůměrová studna na JZ okraji areálu u oplocení, nejblíže řeky Olšavy, přetrvává zde vyšší obsah meziproduktu rozpadu 1,2-cis DCE, který je však výrazně nižší oproti studni St-100 St-300: nově odvrtaný vrt v objektu SOU u skleníků ( nejedná se o studnu), náhradní objekt za studny St-13 a St-200, z tohoto objektu byl odebrán jediný vzorek vody na konci roku 2007, kdy nebyly zjištěny zvýšené hodnoty, objekt je využíván pouze k zalévání a pouze ve vegetačním období St-11 :

studna na JV okraji areálu ve stanici LPG, pouze v roce 1996 zde byly zjištěny určité obsahy 1,2-cis DCE a PCE, nepřesahovaly však cílové limity dané ČIŽP, v dalším období zvýšené obsahy nezjištěny

St-13 :

jedna ze starších širokoprůměrových studní v areálu SOU na JZ okraji areálu, studna má nevyhovující obsahy 1,2-cis DCE s kolísavým vývojem, v letech 2005-2007 v ní byl zjištěn i nadlimitní VCE, ten se však v roce 2008 již nepotvrdil, problematickým nadále zůstává parametr 1,2-cis DCE, který vysoko překračuje cílový limit pro okraj areálu

St-1 :

objekt v zahradnictví V od centra znečistění, který není ve skutečnosti studnou ale vrtem, vzorkován pouze v roce 2004 a při našich odběrech v roce 2008, problémové hodnoty nezjištěny

HV-1 : zasakovací vrt s vysokými obsahy 1,2-cis DCE, TCE a PCE v centru znečistění, při posledním vzorkování v roce 2007 hodnoty TCE a PCE pod cílovým limitem, VCE nad limitem C dle MP HV-2 : viz vrt HV-1, koncentrace 1,2-cis DCE, TCE a PCE cca 10 x vyšší, VCE nad limitem C dle MP HV-3 : viz vrt HV-1, koncentrace 1,2-cis DCE, TCE a PCE cca 4-5 x vyšší, VCE nad limitem C dle MP HV-6 :

relativně nový šikmý vrt pod základy budovy, přetrvávají vysoké hodnoty 1,2-cis DCE, TCE a PCE, které jsou však nižší než u vrtů HV-2 a HV-3, došlo pouze ke snížení PCE pod cílový limit

HP1-1: vrt v centru znečistění, v letech 2004-2005 vrt vykazoval extrémní hodnoty u 1,2-cis DCE, TCE a PCE, poté byly v roce 2007 zjištěny prakticky podlimitní hodnoty, při vzorkování v rámci AAR v listopadu 2008 byly opět zjištěny velmi vysoké hodnoty u 1,2-cis DCE, TCE a PCE !! HP1-2: vrt v centru znečistění s obdobnou chrakteristikou jako HP1-1, v roce 2007 i zde mimo PCE zjištěny podlimitní hodnoty, v roce 2008 nevzorkován HP1-3: vrt na jižním okraji centra znečistění, hodnoty 1,2-cis DCE, TCE a PCE jsou vysoké, ale ne extrémní, poslední vzorkování v roce 2007 ukazuje na 2,5 násobek celkové sumy ClU dle povoleného limitu, přitom určité překročení povoleného limitu je analyzováno pouze u PCE, ostatní parametry nestanoveny ?? HP1-4: vrt na jižní straně centra znečistění, zvýšené hodnoty 1,2-cis DCE, TCE a PCE z roku 2004 opět v roce 2007 mimo PCE s podlimitními hodnotami, v roce 2008 nevzorkován HP1-5:

vrt Z od centra znečistění, vrt na jižní straně centra znečistění, zvýšené hodnoty 1,2-cis DCE, TCE a PCE z roku 2004 opět v roce 2007 s podlimitními hodnotami, v roce 2008 nevzorkován


18

HP1-7:

vrt S od centra znečistění, hodnoty 1,2-cis DCE, TCE a PCE překračují cílový limit, ale nejsou extrémní, zvýšené hodnoty potvrzeny i vzorkování z roku 2008

HN-1:

nový vrt v prostoru skleníků SOU, s vyjímkou nevýrazného překročení limitu C dle MP pro VCE nezjištěny zvýšené hodnoty

HN-2:

nový vrt jižně od skleníků SOU, zjištěna vysoká hodnota 1,2-cis DCE jako meziproduktu dechlorace, ostatní parametry nezvýšeny, VCE neanalyzován

2.2.3. Shrnutí plošného a prostorového rozsahu znečistění Vrty v původním centru kontaminace ještě v roce 2005 vykazovaly výrazně zvýšené hodnoty oproti cílovým limitům, pak došlo k výraznému poklesu zřejmě vlivem aplikace manganistanu u vrtů : HP-1, HP-3, HP-21 a HP1-1 až HP1-7 a byly zjištěny buď minimální hodnoty nebo zbytkové hodnoty v úrovni 150 – 650 µg/l pro TCE, PCE a 1,2-DCE. Při našem vzorkování v listopadu 2008 jsme v centru ovzorkovali pouze jediný vrt (zřejmě vrt HP1-1, protože vrty nejsou označeny !?) a právě u tohoto vrtu byly zjištěny hodnoty přes 9000 µg/l pro PCE a 1,2 cis DCE a přes 2700 µg/l pro TCE, tzn. v centru se ještě vyskytují ve značném množství jak původní kontaminanty, tak i produkty následného štěpení – z tohoto hlediska nemůžeme sanaci v centru považovat za ukončenou a vyhovující cílovým limitům. U okrajových částí areálu situace vychází z přírodních podmínek, tzn. vzdálenosti od zdroje a postupné přirozené dechlorace původních sloučenin. Ve vrtu HP-4 u zastřešené plochy se vyskytují vysoké koncentrace 1,2 cis DCE (přes 5800 µg/l ) a také VCE (přes 1500 µg/l). Přibližně poloviční, ale stále vysoké jsou hodnoty ve studni St-13 (mimo VCE), v nedaleké studni St-200 blíže řeky se hodnoty 1,2 cis DCE pohybují přes 400 µg/l u 1,2 cis DCE a přes 280 µg/l u VCE – prakticky se zde již intenzívněji projevuje naředění vodním tokem. Nejproblematičtější z hlediska získaných hodnot na okraji areálu zůstává studna St-100, kde se projevovaly v minulosti problémy s odběrem, v letošním roce se zde vyskytovaly hodnoty přes 7100 µg/l pro 1,2 cis DCE a přes 1700 µg/l pro VCE. Tyto hodnoty jsou potvrzeny i v novém vrtu HN-2, VCE zde nebyl stanovován. V náhradní studni St-300 u budovy SOU se zvýšené hodnoty kontaminace neprojevily a vrt může nadále fungovat jako náhradní zdroj za velkoprůměrové studny. Ve vzdálenějších vrtech HP-11 a HP-12 se v současnosti nevyskytují hodnoty nad cílové limity, u vrtu HP-11 je dvojnásobně překročen limit C dle MP pro VCE (u HP-12 parametr nebyl sledován), což dokazuje šíření produktů štěpení původní kontaminace i na větší vzdálenosti, přestože odtokový gradient podzemní vody je v údolní nivě velmi nízký. Objekty St-11 a St-1 na východní přítokové straně neobsahují aktuálně zvýšené hodnoty. Kontaminační mrak protáhlého tvaru se šíří paralelně s tokem Olšavy v relativně úzkém pásu, jeho dosah je ověřen v současnosti do vzdálenosti cca 300 m, kde se již projevují pouze produkty štěpení původní kontaminace (PCE a TCE). Vzhledem k výrazné změně směru toku Olšavy na vzdálenosti dalších 150 m toku dochází zřejmě právě v těchto místech (v místě dokumentačního bodu „Olšava pod“) k infiltraci většiny zbytkové kontaminace do říčního koryta. Mezi rizikové látky jsou na lokalitě zahrnuty také nepolárně extrahovatelné látky – NEL. V letech 2004 a 2005 byly v podzemních vodách zaznamenány zvýšené hodnoty NEL ( HP1, HP1-1, HP1-2). Jednalo se pravděpodobně o zbytkové znečištění po ukončení odtěžení kontaminovaných zemin, které však bylo následnou aplikací manganistanu eliminováno.


19

K opětovnému výskytu ropných látek v podzemní vodě došlo až v relativně nedávné době, kdy byly odvrtány nové šikmé vrty HV-6 a HV-7 a byla provedena další část sanačních prací aplikací manganistanu draselného. Právě ve vrtu HV-6 byla zastižena volná fáze chlorovaných uhlovodíků na dně vrtu a navíc zde byla v září 2007 zjištěna volná fáze ropných látek na hladině, která spotřebu manganistanu výrazně zvýšila. Vrt HV-6 se nachází v centru původní kontaminace chlorovanými uhlovodíky. Bylo konstatováno, že do vrtu HV-6 musely být ropné látky nality, pravděpodobně starý olej nebo petrolej, vrstva volné fáze byla změřena a činila 10 cm. V areálu bývalé CHPaČ měl v objektu bývalé benzínové čistící stanice (sousední místnost vedle skladu manganistanu) neznámý subjekt pronajatu dílnu za účelem opravy a údržby automobilů, od něhož mohl zdroj kontaminace pocházet, protože areál je jinak oplocen a uzamčen. Bezprostředně poté byl do vrtu HV-6 aplikován manganistan, volná fáze se však objevila znovu a proto byly ve dnech 18.9., 10.10., 7.11. a 5.12.2007, 31.1. a 24.4.2008 odebrány vzorky podzemní vody (dne 18.9.2007 v dynamickém režimu a v pozdějších termínech ve statickém režimu). Obsah NEL v září 2007 byl 1,1 mg/l, tato „nízká“ hodnota byla způsobena oxidací ropných látek přítomným manganistanem. V říjnu však již obsah NEL činil 750 mg/l a v listopadu 3 600 mg/l a ve vzorkovnici byla na hladině vody nesouvislá vrstva volné fáze. V roce 2008 byla při vzorkováních nadále zjišťována volná fáze NEL. Znečištění vrtu HV-6 ropnými látkami má negativní vliv na účinnost sanace manganistan se spotřebovává na rozklad ropných uhlovodíků místo chlorovaných ethylenů. V době zjištění volné fáze NEL v září 2007 byly sledovány NEL i v některých okolních vrtech – HP1, HP1-1, HP1-2, HV-4. Výsledky byly sice negativní, ale tyto vzorky byly odebrány až z báze vrtů, což považujeme vzhledem k specifické hmotnosti těchto látek za metodicky nesprávné a tudíž nevěrohodné. Bohužel v dalším období již byl vzorkován pouze vrt HV-6. Při AAR v roce 2008 nebyla naše pozornost soustředěna na centrum areálu, ale zejména na západní předpolí, součástí našich rozborů však byly z dříve uvedených důvodů i analýzy na NEL a to ze starších vrtů HP 1-1, HP-3, HP-11, HP-12, ST-1, ST-13 i nových vrtů HN-1 a HN-2. Většina rozborů vycházela svými výsledky pod mezí stanovitelnosti, pouze ve vrtu HP-12 byla měřitelná hodnota 0,1 mg/l. Nebylo tedy potvrzeno rozšíření NEL do okolního prostředí a výskyt těchto látek nadále považujeme za bodový a nevýznamný v kontrastu s chlorovanými uhlovodíky. Přesto doporučujeme NEL dále sledovat při monitorovacích pracích.

2.2.4. Posouzení šíření znečistění

2.2.4.1 Šíření znečistění v nesaturované zóně Zeminy nesaturované zóny zájmové lokality jsou na lokalitě tvořeny dvěma základními typy. Jsou to antropogenní navážky a náplavové hlíny. Mocnost celé této zóny se pohybuje v průměrné úrovni do 4 m od úrovně terénu. Při zrnitostních rozborech tohoto typu zemin odpovídá koeficient filtrace u náplavových hlín řádu 10-9 m/s, což odpovídá jen nepatrné propustnosti, výjimečně vlivem písčité příměsi může být tato hodnota snížena až na 10-6 m/s. Tyto horizonty jsou charakterizovány výraznou přítomností jílovitých částic s vysokou plasticitou, které způsobují jen velmi nízkou propustnost, disponují přirozenou schopností vázat určité množství potenciálního kontaminantu a působí jako izolátorská vrstva. Uherský Brod – CHPaČ Vazová - AAR

20

Pohyb kontaminantů v nesaturované zóně se uskutečňuje především vertikálním směrem. Obecně je migrace závislá na výskytu a četnosti pórů, puklin a jiných diskontinuit. Na šíření kontaminantů se podílí i vyluhování srážkovou nebo podpovrchovou vodou. V blízkosti hladiny podzemní vody může být pohyb kontaminantu způsoben i kolísáním hladiny. Kontaminované zeminy byly řešeny v prvotní etapě sanace, kdy proběhla demolice a vyčistění nejvíce kontaminovaných zemin kolem nádrží I – IV a na zastřešené mezideponii proběhla jejich dekontaminace. Tyto práce byly dokončeny v roce 2000 firmou Geosan. Těmito sanačními pracemi, prováděnými v letech 1999 až 2002, byly limity dané Rozhodnutím ČIŽP splněny v parametru NEL jak v zemině, tak i v podzemní vodě. Sanační limity dané Rozhodnutím ČIŽP pro Cl-U v zemině byly splněny pouze částečně. Zbytková kontaminace Cl-U v zemině v místě úložiště III (prostor vrtu HP-21) a blízkém okolí byla potvrzena při doplňkovém průzkumu v roce 2002 provedeném opět firmou GEOSAN a také při průzkumech v roce 2003, 2006 a 2007, kdy byl nový cílový limit pro PCE 3 mg/kg a pro TCE 20 mg/kg mnohonásobně překročen ve vrtech HV-1, HV-3, HV-5, HP1-2, HP1-5, S-3, S-4, S-8 a S-12, kdy byly zjišťovány hodnoty v zeminách pro PCE v intervalu 17 - 3 500 mg/kg (!!), u TCE pak 31 – 21 600 mg/kg (!!). Nejvyšší koncentrace byly převážně zjišťovány již v intervalu saturované zóny. Zbytkové znečištění nesaturované zóny je v areálu vázáno na vrstvu navážek, tzn. převážně do hloubky 2-3 m a to pouze v prostoru bývalých nádrží. Po průniku kontaminace do hlín se začínají uplatňovat fyzikální a chemické vazby a postup se výrazně zpomaluje. Část kontaminace je zachycena retenční kapacitou hlín, po dosažení limitních hodnot dochází dále k dalšímu postupu fáze a následnému vyluhování do saturované zóny. V případě porušení vrstvy hlín, případně jejich redukce nebo absence, se uplatňuje výrazně nižší retenční schopnost navážek, což má za následek rychlejší přestup kontaminace do saturované zóny. Reálný je předpoklad redukce hlín zejména v místě ukládání podzemních nádrží Zjišťování množství zbytkové kontaminace v zeminách nebylo předmětem této aktualizace AR, vycházíme z dostupných materiálů, že dekontaminace zemin již z větší části byla dokončena a pozornost je nyní soustředěna na stanovení míry kontaminace v západním předpolí areálu na základě zdravotních a ekologických rizik. Koncentrace ClU u zemin však zjevně nesplňují cílové limity z aktualizovaného Rozhodnutí ČIŽP z roku 1998 a měly by být aktualizovány, případně by od nich mělo být upuštěno. Část kontaminovaných zemin byla prvotním zásahem odstraněna, vzhledem k výrazné rozpustnosti ClU však dochází k rychlému transportu zbytkových výluhů do saturované zóny. Protože většina zvýšených výsledků již byla zjištěna v saturované zóně, považujeme z tohoto hlediska výpočet toku kontaminantu nesaturovanou zónou za bezpředmětný.

2.2.4.2 Šíření znečistění v saturované zóně Saturovaná zóna je na ploše bývalé CHPaČ tvořena málo zahliněnými terasovými štěrkopísky řeky Olšavy. Mocnost kolektoru kolísá v intervalu od 5,0 do 6,0 m pod bází hlín nebo písků. Zrnitostními rozbory jsou laboratorně zjišťovány koeficienty filtrace štěrků dle zahlinění v intervalu 10–5 až 10–4 m/s, nejběžnější hodnota z laboratorních rozborů je řádu 10-5 m/s. Propustnost se snižuje se zvyšujícím se podílem zahlinění. Zjištěná propustnost je výrazně vyšší než u nesaturované zóny a projevuje se přítomností podzemní vody a jejím pohybem resp. tokem ve směru nejvyššího gradientu. Pro další výpočty byla použita reprezentativní hodnota koeficientu filtrace 1,5 . 10–4 m/s, zjištěná při dosavadních průzkumech (hydrodynamické zkoušky). Mocnost štěrkového kolektoru ukazuje Uherský Brod – CHPaČ Vazová - AAR

21

vyrovnaný průběh s minimálními změnami. Prostředí je dosti silně propustné, kolektor není úplně zvodnělý, hladina je převážně volná až mírně napjatá. Vzhledem k dostatečné hloubce vyvinuté zvodně je jen málo pravděpodobná možnost kontaminace přímo z povrchu, protože nadložní vrstvy nesaturované zóny při zachování své mocnosti mají dostatečné izolující vlastnosti v náplavových hlínách. Je-li však mocnost redukována - případně zcela nahrazena antropogenními materiály např. u podzemních nádrží kontaminace prostupuje až do saturované zóny a dochází k rychlému horizontálnímu šíření ve směru proudění podzemních vod. Pohyb kontaminantů v saturované zóně se uskutečňuje především horizontálním směrem, v případě ClU s výrazným podílem toku u báze zvodnělé vrstvy. Pokud dojde k průniku kontaminantu do saturované zóny, uplatňují se zejména fyzikálně-chemické vlastnosti daných látek, jako je specifická hmotnost, rozpustnost, tvorba filmu až volné fáze, sorpce na jednotlivá zrna, persistence a podle těchto vlastností dojde buď k průniku látky do hlubších částí kolektoru nebo naopak k výraznějšímu horizontálnímu šíření do okolního prostředí (např. ropné uhlovodíky). Maximální koncentrace celkových ClU v centru v saturované zóně byla zjištěna v roce 1996 na úrovni cca 60 000 µg/l ve vrtu HP-3, přes 90 000 µg/l ve vrtu HV-2 v roce 2005 a 119 000 µg/l ve vrtu HV-6 v roce 2006, 60 000 µg/l bylo zjištěno v roce 2005 také ve vrtu HP1-2 a 58 000 µg/l bylo v roce 2004 také ve vrtu HP-21. Převažovaly obsahy PCE a TCE, pouze u vrtu HP1-2 byl nejvýraznější složkou 1,2 cis DCE. Všechna tato maxima vysoko překračovala stanovený cílový limit 1000 µg/l. Při vzorkování v roce 2008, které nebylo zajiš´továno Unigeo a.s., byly v centru zjištěny maximální hodnoty 1200 až 1700 µg/l celkových ClU ve vrtech HP-3, HP1-3 a HP1-7, s tím ostře kontrastuje námi zjištěná hodnota (listopad 2008) ve vrtu HP1-1 na úrovni téměř 22 000 µg/l, z čehož polovinu tvoří původní PCE. Mimo centrum kontaminace jsou nejvyšší hodnoty zjištěny ve vrtech HP-4, studních St-100 a St13 a také v novém vrtu HN-2, kde jsou hodnoty celkových ClU v intervalu 3800-8900 µg/l, přičemž prakticky veškerá kontaminace je tvořena produktem dechlorace 1,2 cis DCE. Je také nutno připomenout, že ve všech zmíněných objektech (mimo nový vrt HN-2) je současná koncentrace výrazně vyšší než v roce 1996 a je tím zřetelně dokumentován pohyb kontaminančního mraku. Také tyto hodnoty vysoko překračují cílový limit 550 µg/l pro celkový obsah ClU a 100 µg/l pro 1,2 cis DCE. Rovněž vysoké jsou obsahy VCE, které se pohybují v intervalu 1560-1760 µg/l (tzn. 90 x převyšují limit C dle MP), na tento parametr však nebyl v Rozhodnutí stanoven cílový limit. Ze zjištěných koncentrací ve vodách byly sestaveny mapy kontaminace (příloha č. 8), které srovnávají plochu kontaminace na začátku sanace a při současném stavu a byly sestaveny pro TCE, PCE, 1,2 cis DCE a VCE a ty dokládají, že kontaminace saturované zóny je plošně mnohem rozsáhlejší než u nesaturované zóny. V širokém pásu cca 100 na vzdálenost cca 350 m ( tzn. za hranice areálu ) jsou nevyhovující koncentrace vybraných ClU a plochu kontaminace lze odhadovat na současných 35 000 – 40 000 m2. Ve zpracovaných materiálech se uvádí, že v roce 2002 byly nadlimitní hodnoty ClU na ploše 6 200 m2 a v roce 2004 již 18 400 m2. Hlavním typem kontaminantu mimo centrum jsou 1,2 cis DCE a VCE. Pro další výpočty můžeme uvažovat průměrnou zvodnělou mocnost 5,5 m a celkovou pórovitost 0,3. Rychlost proudění


22

Pro saturovanou zónu lze předpokládat skutečnou rychlost proudění vs z podílu filtrační rychlosti v a efektivní pórovitosti ne : vs = v / n = k f . I / ne = 1,5 . 10 –4 . 0,0024 / 0,30 = 1,2 . 10 –6 m/s = 0,104 m/den = 37,84 m/rok Hydraulický spád I byl vypočten mezi vrty HP-21 a HP-12 (0,0022) a HP-21 a HP-11 (0,0026), pro výpočet byla použita průměrná hodnota. Při dosazení této hodnoty by částice kontaminované podzemní vody ve směru proudění podzemních vod dosáhla okraje areálu (150 m) přibližně za 4 roky od průniku do zvodnělé vrstvy kolektoru, tzn. vzhledem k předpokládané době úniku (mezi roky 1975 až 1996) přibližně 25 let by po této době mohla dosáhnout vzdálenosti cca 950 m. V současné době máme ověřen postup kontaminace 1,2 cis DCE k vrtu HN-2 a postup VCE k vrtu HV-11, tzn. do vzdálenosti 240 m, resp. 317 m. Předpokládaná vzdálenost k dosažení vodoteče je 600 - 700 m. Oproti teoretickým výpočtům advekční rychlosti však při postupu kolektorem prochází kontaminant přirozenou biodegradací a dalšími procesy (viz dále), kdy dochází k postupnému snižování koncentrace a postup kontaminantu se zpomaluje. Vzhledem k přítomnosti kontaminace v kolektoru v centru ještě v současnosti zjevně stále dochází k vyluhování z nesaturované zóny v místech zbytkové kontaminace v místech bývalých nádrží. Při konstatování, že kontaminace saturované zóny přesahuje svým rozsahem hranice areálu, je nutné uvažovat o možných příjemcích a nebezpečí pro okolní prostředí. Ve směru proudění vod se nenachází obytná zástavba, pouze SOU, hala firmy Rumpold, ČOV a Betonárka. Další prostor k nejbližším RD v zástavbě (vzdálenost cca 1300 m) v Havřicích vyplňují pouze pole. V meziprostoru nejsou vybudovány studny a tak není pravděpodobný kontakt ze znečištěným vodním prostředím v hloubce cca 5 – 6 m pod povrchem. Příjemcem tak může být pouze nekontrolovaný odběratel vody z kontaminovaných studní nebo ekosystém řeky Olšavy.

2.2.4.3. Šíření znečistění povrchovými vodami Územím areálu bývalých CHPaČ neprotéká povrchová vodoteč a nehrozí bezprostřední ohrožení. Nejbližší vodotečí je řeka Olšava v blízkosti jižního oplocení, která je druhotně ohrožena přetokem z kontaminovaných podzemních vod, protože Olšava je hlavním drenážním prvkem pro vody z údolní nivy. V dosavadních průzkumech byla kvalita vody v řece sledována ve dvou odběrných bodech – „Olšava nad“, který je situovaný v korytě asi 150 m proti směru proudění u silničního mostu a v bodě „Olšava pod“, který se nachází cca 480 m v korytě po směru proudění podzemních vod z lokality. Občasně je odebírán i vzorek vody z Olšavy v místě „Olšava pod – OB-2“, což je v místě silničního mostu u Havřic. Z podkladových materiálů máme k dispozici výsledky z let 2004 – 2008, kdy byly odebírány vzorky přibližně v půlročních intervalech v prvních dvou zmíněných bodech a byly stanovány hodnoty pro všechny sledované parametry – VCE, 1,1-DCE, 1,2-DCE, TCE, PCE i sumy ClU. Převážnou část tohoto období platilo pro ukazatele přípustného znečistění povrchových vod NV 61/2003 Sb. a podle této legislativy byla většina analýz pod mezí detekce nebo pod stanovenými limity. Zaznamenané hodnoty nad mezí detekce byly pouze u 1,2 cis DCE, TCE a PCE, hodnoty nevýrazně nad limit byly zjištěny v roce 2004 u TCE a na přelomu let 2004/05 u PCE.


23

Obsah celkových ClU se pohyboval v maximálních hodnotách 0,3-3,4 µg/l a i když zde limit není stanoven, vzhledem k limitům pro jednotlivý 1,2-DCE (10 µg/l) nepovažujeme tyto hodnoty za problematické. K 1.říjnu 2007 došlo k novelizaci a v současnosti platí pro povrchové toky NV 229/2007 Sb. V tomto Nařízení byly limity vesměs zpřísněny, pouze u PCE je nyní hodnota limitu dvojnásobná. Srovnání limitů v obou Nařízeních uvádí následující tabulka č. 4. V období ( říjen 2007 – duben 2008 ) byly odebrány 3 sady vzorků. Jedinou hodnotou nad mezí stanovitelnosti byl obsah 1,2 cis DCE (promítnutý i do celkového obsahu), který byl však nižší než nově zpřísněný limit. Tabulka č. 4: Srovnání limitů v obou Nařízeních vlády VCE

1,1-DCE

1,2-cis- 1,2-transDCE DCE

TCE

PCE

Σ Cl-Eth*

µg/l µ původní NV 61/2003

2

-

10

10

1

0,5

-

novela 229/2007

2

-

2

2

1

1

-

Z dosud zjištěných hodnot není doloženo znečistění povrchových vod (Olšavy) z areálu bývalých CHPaČ. V roce 1998 byly v AR modelově vypočteny hodnoty jednotlivých ClU při přestupu do vodoteče Olšavy. Pro rok 2008 byl odhadnut sumární přítok kontaminace na 51 kg/rok = 140 g/den = 1,6 mg/s = 1600 µg/s. Pokud vzhledem k současným koncentracím ve vrtech a studních předpokládáme šířku kontaminačního mraku cca 100 m a mocnost kontaminované zvodně cca 2 m (kontaminace bude převládat ve spodní části zvodnělého kolektoru) může docházet k přestupu kontaminace do vodoteče na profilu 200 m2 rychlostí 1,2 . 10 –6 m/s, tzn. v množství 0,24 l/s. To při aktuálních koncentracích ve vrtu HN-2 a St-13 (nejblíže řeky) může znamenat dle směšovací rovnice následující změny koncentrací jednotlivých parametrů v řece Olšavě. Tabulka č. 5: Příron jednotlivých kontaminantů do řeky Olšavy objekt

parametr

koncentrace v objektu ( µg/l )

výsledná koncentrace v řece ( µg/l )

změna x krát oproti původnímu stavu v řece

limit pro povrchový tok ( µg/l )

St-13

VCE

888

1,213

6,1 x

2

HN-2

1,1 DCE

11,4

0,313

1,0 x

-

HN-2

1,2 cis DCE

5320

6,373

21,2 x

2

HN-2

1,2 trans DCE

22,8

0,323

1,1 x

2

HN-2

TCE

1,37

0,501

1,0 x

1

HN-2

PCE

7,3

0,308

1,0 x

1

HN-2

Celkem ClU

5360

6,618

13,2 x

-

Do výpočtů byl použit denní průtok Q355 pro Olšavu = 210 l/s a průměrný dlouhodobý roční průtok pro Olšavu = 2140 l/s. Uherský Brod – CHPaČ Vazová - AAR

24

Pokud by došlo k přestupu současné koncentrace do řeky Olšavy popsaným způsobem (je zanedbána kolmatace břehu, atenuace apod.) došlo by k nesplnění limitu pouze u 1,2 cis DCE, výsledná koncentrace však bude vzhledem k zmíněným faktorům nižší. Dle modelového výpočtu příronu kontaminace jednotlivých ClU do řeky Olšavy (za použití hodnot z vrtů v západním předpolí a na okraji areálu ) dojde k překročení limitních hodnot NV č. 61/2003 Sb. v platném znění pouze u 1,2 cis DCE. Výpočet je ale teoretický a představuje maximální rizikovou variantu, kdy je uvažováno s koncentracemi z vrtu HN-2 na břehové čáře. Ve výpočtu nejsou zohledněny další procesy, které v daném území probíhají (průtok neovlivněné podzemní vody v poříční nivě, probíhající proces atenuace, kolmatace břehu atd.), které v konečné fázi snižují přestup množství kontaminace do řeky Olšavy. Ačkoliv po dobu monitorování kvality povrchové vody v řece Olšavě dosud nedošlo k významnému překročení limitních hodnot NV, nelze toto riziko zcela vyloučit. Překročení hodnot je možné očekávat v obdobích nižších stavů ve vodoteči, tzn. v době nejnižších průtoků.

2.2.4.4. Vývoj znečistění z hlediska procesů přirozené atenuace Problematika přirozené atenuace je v rámci starých ekologických zátěží v poslední době stále více sledována a uplatňována. Posouzení účinnosti procesů PA na lokalitách, kde bylo zjištěno znečištění, jejich další sledování a případně podporování namísto aktivního sanačního zásahu vede mnohdy k významné úspoře finančních prostředků. Přirozená atenuace je kombinace mnoha procesů jako jsou biodegradace, disperze, rozpouštění, sorpce, odtěkání nebo chemická a biologická stabilizace znečištění, kdy za vhodných podmínek a bez lidského zásahu dochází v zeminách nebo podzemní vodě ke snížení množství kontaminace případně její stabilizaci nebo rozpadu na méně toxické parametry. Proces funguje zcela bez zásahu člověka nebo jsou spoluvytvářeny vhodné podmínky pro nastartování tohoto procesu. Přirozená atenuace by neměla být jedinou „sanační“ metodou, pokud není zaručena ochrana lidského zdraví a životního prostředí a jsou-li alternativní sanační technologie dostupnější a ekonomicky efektivnější. V současné době jsou nejlépe propracovány procesy přirozené atenuace u organického znečištění na lokalitách kontaminovaných ropnými látkami, kdy se jedná o směs alifatických, aromatických a polyaromatických uhlovodíků. Podobně jako u ropného znečištění jsou nejvýznamnější látky BTEX (benzen, toluen, ethylbenzen, xyleny) – vzhledem k jejich relativně vysoké rozpustnosti a tedy i mobilitě a dále toxickým a karcinogenním vlastnostem, v případě chlorovaných uhlovodíků se jedná o alifatické uhlovodíky, kdy je minimálně jeden atom vodíku nahrazen chlorem a vznikají látky, které se vyskytují na zájmové lokalitě. Kromě biodegradace se uplatňuje zejména ředění, disperze, sorpce na organický uhlík a těkavost. Rozpustnost chlorovaných uhlovodíků v podzemní vodě je poměrně značná. Obecně se zmenšuje s počtem vázaných atomů chlóru. Chlorované uhlovodíky podléhají adsorpci na tuhých fázích ve vodách, která se však projevuje především u emulgovaných forem. Sorpce je při odstraňování rozpuštěných forem poměrně malá s výjimkou vysokomolekulárních látek. Většina chlorovaných uhlovodíků je značně chemicky stálá. Ve vodách, sedimentech a půdě může však probíhat řada abiotických a biotických dehalogenačních reakcí (hydrolýza, dehydrohalogenace, oxidace a redukce). Koncentrace původních kontaminantů (PCE, TCE) se vlivem těchto reakcí zmenšuje a narůstá koncentrace relativně stabilního chlorethenu (VCE). Dočasně se zvyšuje koncentrace 1,2-dichlorethenu. Uherský Brod – CHPaČ Vazová - AAR

25

S vyjímkou VCE se jedná o látky s vyšší hustotou než voda a proto jsou akumulovány ve spodní části zvodněného prostředí. Nejnižší rozpustnost má PCE a TCE, výrazně vyšší 1,2-DCE a nejvyšší VCE, který má největší mobilitu od centra kontaminace. ClU migrují nesaturovanou zónou a zvodnělým kolektorem nejlépe v prostředích s nízkou sorpcí na horninové prostředí, v podzemních vodách s nízkým podílem organicky vázaného uhlíku a v oxidačním prostředí. Při úniku těchto látek na zeminu převládá mimo odtěkání vyluhování do podzemních vod. Biodegradací PCE může v anaerobních podmínkách v zemině vznikat TCE. Pomalá biodegradace probíhá také v podzemní vodě s přizpůsobenými mikroorganismy. Při průniku do vody povrchové dochází k rychlému odtěkání s odhadovaným poločasem života v rozmezí menším než jeden den až po několik týdnů. Biodegradace, adsorpce na sedimenty a bioakumulace u povrchových vod není významná. Z hladiny povrchové vody odtěkává TCE s poločasem života v minutách až hodinách. Biodegradace, hydrolýza a fotooxidace jsou pomalé oproti evaporaci. V podzemní vodě degraduje na meziprodukty cis- a trans-1,2-dichlorethen. Při úniku na zeminu rychle odtěkává a díky nízké sorpci se může vyluhovat do podzemních vod. 1,2 DCE se vyskytuje ve dvou formách, podle navázaní atomů Cl se rozlišuje na formu cis- a trans-. Většinou se obě formy vyskytují společně ve směsi, ale izomer cis-1,2 DCE se vyskytuje častěji. 1,2 DCE se rychle vypařuje z povrchové nesaturované zóny a povrchové vody, z půdy se může dostat díky vysoké mobilitě do podzemní vody, kde dochází k pomalé biodegradaci. Z povrchových vod se 1,2-dichlorethan odpařuje do ovzduší. Při kontaminaci půdy 1,2dichlorethan dlouho odolává velmi pomalé biodegradaci a může danou oblast kontaminovat po velmi dlouhou dobu. 1,1 DCE se přirozeně nevyskytuje, vzniká pouze v procesu průmyslové výroby jako meziprodukt rozpadu. Jeho rozpustnost je nižší než u 1,2 DCE. Není dostatečně známo, nakolik je persistentní v zeminách a ve vodním prostředí, ale předpokládá se že jeho degradace probíhá pomalu a stejně nízká se předpokládá jeho akumulace ve vodních organismech. Při degradaci dochází k přeměně na meziprodukt VCE. Pro potenciální riziko širší oblasti jsou nejvýznamnější látky s nejvyšší rozpustností a tedy nejvyšší mobilitou. Jedním ze základních faktorů atenuace je přítomnost volného kyslíku, kdy vlivem těchto procesů dochází v horninovém prostředí k přednostnímu vyčerpání O2 při biodegradačních procesech. Minimální potřebná koncentrace kyslíku k těmto degradačním procesům se uvádí 0,5 mg/l. Pokud dojde k vyčerpání kyslíku, nastává rozklad vlivem dalších parametrů - NO3--MnIV-FeIIISO42--CO2. Oxidační podmínky prostředí se sledují také měřením celkového redox potenciálu. Všechny uvedené parametry byly na lokalitě sledovány také v rámci AAR a dále je hodnotíme samostatně, souhrnně jsou uvedeny v tabulce 6., kde byly sledovány na vybraných 15 objektech terénní parametry – viz tabulka a další parametry laboratorně.

Tabulka č. 6: Výsledky terénního měření parametrů atenuace Vrt

Měrná vodivost


Obsah rozp. kyslíku

Redox potenciál (mV) 26

(µS/cm)

(mg/l)

HP-3

1877

2,1

- 64

HP-11

1371

1,8

- 44

HP-12

1164

1,3

- 16

HN-1

1353

2,8

+ 43

HN-2

1390

0,5

+3

HP 1-1

1901

5,4

+ 152

HP 1-6

1105

4,3

+ 110

St-1

1504

5,2

+ 122

St-11

1402

4,8

+ 133

St-13

1404

1,6

- 23

St-100

830

4,0

+ 29

St-300

1183

4,5

+ 110

St-LS

893

6,9

+ 129

St-LS2

1078

6,4

+ 165

St-ZZN

1418

6,6

+ 119

1) Kyslík Nejvyšší hodnoty kyslíku byly potvrzeny v nekontaminovaných studních St-LS, St-LS2 a StZZN, St-300, St-11 a St-1, nižší hodnoty odpovídají probíhajícím biodegradačním procesům. Poměrně vysoká hodnota byla zjištěna v centru kontaminace ve vrtu HP1-1, kde však bylo dodáno značné množství manganistanu draselného a také ve znečistěné studni St-100 na okraji areálu, kde zřejmě nedochází k intenzívním degradačním procesům, případně může být nadlimitní aerace způsobena do nedávna probíhajícím odčerpáváním. Naopak poměrně nízká hodnota ve studni St-13, která je od studny St-100 v nevelké vzdálenosti indikuje, že kyslík již mohl být vyčerpán právě na degradaci. 2) Eh – redox potenciál Obecně se ve vrtech s prokazatelným znečištěním vyskytuje redukční prostředí (záporné hodnoty), protože došlo k úbytku kyslíku pro potřeby biodegradačních procesů. Při terénních měřeních bylo oxidační prostředí zjištěno ve vrtech bez prokázané kontaminace StLS, St-LS2, St-ZZN, HP1-6, St-1, St-11 a také ve vrtu HP1-1, kde byl aplikován manganistan a došlo k výraznému okysličení prostředí. To potvrzují i hodnoty v nových vrtech, kdy vrt HN-1 s nižší kontaminací vykazuje více oxidační prostředí a vrt HN-2 s vyšší kontaminací téměř redukční prostředí. Z dalších objektů je potvrzeno oxidační prostředí mj. i ve studni St-100, kde byl i vysoký obsah kyslíku při předchozím měření. Další parametry byly laboratorně sledovány ve vybraných vrtech HP-11, St-1, HP-3, HN-2, HN-1 a HP1-1, hodnoty souhrnně udává následující tabulka (v mg/l). Tabulka č. 7: Výsledky laboratorních stanovení parametrů atenuace


27

HP 1-1

HP - 11

ST - 1

HP - 3

HN-1

HN-2

A

B

C

jednotka

61/2003

Obecné ukazatele pH

-

Měr. el. vodivost Tvrdost celková CHSK-Mn

mS/m

6,8 190

-

-

-

7 140

-

6-8

mmol/l 9,9

-

-

-

7

-

mg/l

5,12

-

-

-

1,92

-

35

Ca

mg/l

344,69

-

-

-

224,45

-

250

K

mg/l

-

-

-

15 34,05

-

150

Kationty

Mg

mg/l

18 31,62

Fe

mg/l

0,0411

2,74

0,204

14,2

1,97

3,07

2

Mn

mg/l

0,65

0,94

3,76

2,49

1,94

2

0,5

-

0,12

1,2

2,4

25

100

150

Na

mg/l

54,5

-

-

-

+

mg/l

1,79

-

-

-

45,1 0,754

Cl SO 4

mg/l mg/l

131,2

-

-

-

56,7

-

177

176

168

153

218

191

mg/l

-

NH4 Anionty -

HCO 3

-

-

-

0,01

0,0599

634,4

mg/l

969,9 0,151

-

NO 2

-

0,01

0,01

<0,01

NO 3

-

mg/l

2,00

0,46

28,60

0,36

0,63

0,87

0,5 250 300

0,025

0,2

0,4 7

Hodnoceno dle: lim. hodnota A MP MŽP 1996 lim. hodnota B MP MŽP 1996 lim. hodnota C MP MŽP 1996 lim. hodnota dle přílohy č. 3 k nařízení vlády č. 61/2003 Sb.

3) Dusičnany Nejvyšší hodnota dusičnanů – cca 29 mg/l – byla zjištěna v čistém vrtu St-1, ostatní hodnoty jsou výrazně nižší, což indikuje určité znečistění v těchto objektech. NO3- jsou využity jako zdroj kyslíku při biodegradaci. Nepatrně vyšší je hodnota dusičnanů ve vrtu HP1-1, ovlivněném aplikací manganistanu. Nízká hodnota může být i ve vrtech s menší mírou znečistění, kde postupem degradačního procesu byly vyčerpány i dusičnany. Nízká hodnota je i ve vrtu HP-11 (za současně ne příliš vysoké koncentrace kyslíku), což by mohlo indikovat, že v těchto místech na okrajích kontaminačního mraku mohlo vlivem přirozené degradace dojít v minulosti k vývoji od zvýšené kontaminace do současných příznivých hodnot. 4) Sírany Sírany se chovají podobně jako dusičnany. Nejvyšší hodnoty bývají na vstupu v čistých vrtech a nejnižší na vrtech s kontaminací. Ve sledovaných 6 objektech po celém zájmovém území nejsou zřetelné rozdíly v obsahu síranů, což indikuje, že sírany nejsou pro přirozenou atenuaci využívány. 5) Železo Pro procesy atenuace bylo rovněž analyzováno celkové železo s tím, že v redukčním prostředí se ve vzorcích vod objeví větší množství železa než v prostředí oxidačním, což je způsobeno uvolněním Fe do roztoku ve formě rozpustného Fe2+. Nejvyšší hodnoty železa se pak obecně vyskytují v kontaminovaných vrtech. To na lokalitě odpovídá situaci, kdy nejvyšší obsahy jsou ve vrtech HP-3, HN-2 a HP-11 s tím, že nejnižší hodnoty jsou analyzovány na vstupu (St-1) a v uměle oxidačním prostředí v centru kontaminace (manganistan). 6) Mangan


28

U manganu podobně jako u železa lze v redukčním prostředí opět očekávat výrazně vyšší hodnoty z důvodu většího podílu Mn2+. Vysoké koncentrace nebyly na lokalitě zjištěny, hodnoty jsou relativně vyrovnané, nejvyšší hodnota byla netypicky zjištěna na vstupu (St-1) na úrovni necelých 4 mg/l a dále ve znečistěných vrtech HP-3 a HN-2. Podobně jako u železa není u tohoto parametru patrný výrazný vliv atenuace na chemismus prostředí. 7) Mikrobiologické rozbory Ve zpracované aktualizaci AR byly rovněž zadány analýzy na přítomnost bakterií, pozornost přitom byla zaměřena výhradně na bakterie rozkládající ClU. Tyto speciální rozbory byly provedeny firmou EPS s.r.o. v Kunovicích, kdy byly tyto bakterie po dobu cca 2 týdnů sledovány v dodaných vzorcích a byla zjišťována jejich reprodukční aktivita. Vzorky vod byly odebrány z vrtů HP1-1 v centru kontaminace a HN-2 v odtokové části vedlejšího areálu a byly testovány jak v aerobních, tak anaerobních podmínkách, přičemž byl sledován vždy podíl heterotrofních a degradujících mikroorganismů. Výsledky bylo zjištěno, že množství bakteriálních kmenů na lokalitě je dostatečně veliké (řádově 104 - 107 KTJ aerobních heterotrofů /1ml vody; 103 až 105 anaerobních heterotrofů; 103 až 105 aerobních degradérů a 102 až 105 anaerobních degradérů). Pro počty mikroorganismů neexistují žádné jasně definované limity. Z celkového množství heterotrofních organismů, vyžadujících energeticky bohaté organické molekuly, protože nejsou schopny jejich samostatné výroby, je podíl kmenů degradujících vstupní TCE a PCE u vrtu HP1-1 asi 2 % v aerobním prostředí a 7 % v anaerobním prostředí a u vrtu HN-2 pak 1 % v aerobním prostředí a 70 % v anaerobním prostředí. Výsledky také ukazují, že i když ve vrtu HN-2 je nižší podíl kontaminace oproti vrtu v centru kontaminace HP1-1, probíhá zde intenzívnější bakteriální vývoj, což může potvrzovat, že bakteriální vývoj v centru kontaminace je ovlivněn aplikací KMnO4. Shrnutí Sledováním všech parametrů bylo na lokalitě potvrzeno, že z důvodu kontaminace chlorovanými uhlovodíky zde probíhají v rámci přirozené atenuace zřetelné chemické a mikrobiální procesy. Tam, kde došlo k úniku znečistění byla výrazně snížena úroveň volného kyslíku, dusičnanů a síranů a naopak došlo k nárůstu množství železa a manganu. Ve znečistěných vrtech tak převažuje redukční prostředí. Určité disproporce ve výsledcích kontaminované studny St-100 naznačují, že zde pravděpodobně neprobíhá proces atenuace stejně intenzivně na celém zájmovém území a dle vrtu HP-11, že v nedávné minulosti již proběhly degradační procesy, které již můžeme považovat za ukončené. Redukční podmínky a nízký obsah kyslíku ve vrtech HP-11 a HP-12 vně areálu ukazují, že biodegradační proces se zpomaluje v důsledku nedostatku primárních akceptorů elektronů. Nicméně biodegradační procesy probíhají, jak potvrdily mikrobiologické rozbory.

2.2.5. Shrnutí šíření a vývoje znečistění


29

• • • • •

Nesaturovaná zóna je znečištěna hlavně v zóně navážek, podložní náplavové hlíny jsou při zachování původní mocnosti vhodným izolantem, jejich mocnost je však zřejmě redukována v místě výkopů u nádrží. Při přestupu do saturované zóny dochází k šíření kontaminace ve směru proudění podzemní vody i za hranice areálu a to v hlavním JZ směru. Zvodeň je vyvinuta v hloubce 4,5 – 9,0 m pod povrchem terénu, tzn. možnost průniku kontaminace z povrchu je při zachování mocnosti hlín omezená. Hlavními kontaminanty jsou ClU, částečně i NEL. Nejzávažnější je kontaminace 1,2 DCE a VCE v podzemních vodách. Doprůzkumem západně od centra kontaminace byly aktualizovány hodnoty kontaminace a také upřesněna vzdálenosti dosahu kontaminačního mraku, za zdroj kontaminace nadále považujeme nádrže v blízkosti vrtů HP-21 a HP1-1.

•

Dekontaminace zemin proběhla jen v místech s nejvyšším znečištěním zemin u nádrží, tzn. že zdroj kontaminace nebyl zcela zlikvidován, což potvrdily práce při hloubení pozdějších vrtů. Proto je zřejmé, že i v současnosti probíhá vyluhování do saturované zóny a prostřednictvím podzemní vody dochází k šíření do okolního prostředí.

•

Maximální zjištěné koncentrace v podzemní vodě na výstupu z areálu byly v roce 1996 na jižní straně 2860 µg/l pro 1,2 DCE a 621 µg/ pro 1,2 DCE na jihozápadní straně, v prostoru areálu byly zjištěny vysoké koncentrace PCE a TCE, které v centru znečistění dosahovaly tisíců až desítek tisíc µg/l pro PCE a TCE a až 11 000 µg/l pro 1,2 DCE

•

V dalším období proběhlo sanační čerpání (1999 – 2002 ) a aplikace manganistanu draselného do vodního prostředí ( 2006 – 2007), v mezidobí došlo k rozvlečení kontaminace západním směrem na trojnásobnou plochu

•

Při pracích na aktualizaci AR v roce 2008 byly vybudovány nové vrty západně od areálu mimo centrum znečistění v předpolí a na vybrané síti vrtů po celém zájmovém území byly odebrány vzorky podzemních vod pro zjištění aktuálních hodnot kontaminace při jejím horizontálním šířením saturovanou zónou, do hodnocení byly zahrnuty i vzorky odebrané AQ-testem v roce 2008.

•

Nejvyšší míra kontaminace v letošním roce byla na okrajích areálu zjištěna ve vrtu HP-4 (5832 µg/l pro 1,2 DCE), studny St-100 (7196 µg/l pro 1,2 DCE), studny St-13 (3800 µg/l pro 1,2 DCE) a u nového vrtu HN-2 (5320 µg/l pro 1,2 DCE). Rovněž byla zjištěna „zbytková“ kontaminace v centru znečistění ve vrtu HP1-1 (9130 µg/l pro 1,2 DCE) a také 2720 µg/l pro TCE a 9910 µg/l pro PCE, což jsou hodnoty vysoko překračující povolené cílové sanační limity ČIŽP pro centrum i okrajové části areálu.

•

Od roku 2005 je sledován i VCE, který nebyl specifikován v Rozhodnutí ČIŽP. Na jižním okraji areálu byla v letošním roce zjištěna hodnota 322 µg/l, v jihozápadní části areálu se hodnoty pohybují v intervalu 888 – 1760 µg/l, což opět výrazně převyšuje limit C dle MP MŽP a také NV 229/2007 Sb. pro povrchové toky, což byly pomocné materiály pro hodnocení při absenci cílových limitů. Vzhledem ke skutečnosti, že VCE má z chlorovaných uhlovodíků nejvyšší mobilitu a je vysoce karcinogenní, měla by být tomuto parametru v dalším období věnována zvýšená pozornost.

•

Sledováním přirozené atenuace ve vrtech bylo potvrzeno, že ve vrtech s výraznou kontaminací je snížena úroveň volného kyslíku a dusičnanů (u síranů nejsou rozdíly výrazné), naopak zde došlo k nárůstu množství železa a částečně manganu, protože ve znečistěných vrtech převažuje redukční prostředí. Rovněž byl sledován i růst a počet mikroorganismů


30

degradujících ClU, kdy byly potvrzena dostatečná přítomnost bakterií v kontaminovaných vrtech. •

Drenujícím recipientem je řeka Olšava, teoretická doba, za kterou může částice kontaminované podzemní vody dosáhnout povrchového toku byla stanovena na cca 16 let – toto je však pouze advekční přenos bez zohlednění retardace, reálně lze dobu dosažení toku předpokládat na dobu výrazně delší, v samotném vodoteči pak dojde k dalšímu naředění zbytkových koncentrací a k výraznému poklesu původních hodnot.

•

Z plošného rozložení kontaminace PCE, TCE, DCE a VCE ve vztahu k indikátorům přirozené atenuace vyplývá:

-

PCE a TCE jsou rozložitelné převážně v anaerobním prostředí a jejich rozklad probíhá převážně rychle (Monitoring přirozené atenuace RU a ClU v podzemní vodě, MŽP, 2001). Dále do oxického prostředí postupují pouze produkty rozkladu, zejména cis 1,2 DCE.

-

Z příloh č. 8 b a 8c jasně vyplývá, že vysoké koncentrace PCE a TCE vázány pouze na ohnisko znečištění v areálu.

-

Kontaminační mrak cis 1,2 DCE má podstatně větší plošnou rozlohu (viz příloha č. 8a). DCE je dále rozkládán v aerobním prostředí, tento proces je však výrazně pomalejší než aerobní rozklad PCE a TCE.

-

Nízké obsahy kyslíku, záporné (nízké) Eh a nízký obsah dusičnanů ve vrtech HN-1, HN-2, St-13 a HP-11 prokazují, že i v místech těchto vrtů probíhá aerobní degradace cis 1,2 DCE a VCE. Je však pomalá z důvodu vyčerpání primárních zdrojů kyslíku (zejména O2 a NO3-).

2.2.6. Omezení a nejistoty Přehled nejistot a neurčitostí, které se projevily při zpracování průzkumných prací pro AAR: •

Nejistoty do hodnocení potenciálních rizik vnáší již samotné metody kvantitativního hodnocení, které zahrnují určité zjednodušující předpoklady, konstanty a empirické vztahy, které nemusí plně odpovídat poměrům zájmové lokality.

•

V současnosti nejsou odstraněny beze zbytku kontaminované zeminy a nadále dochází k vyluhování do saturované zóny, tzn. zdroj není zcela odstraněn a není známo množství zbytkové kontaminace.

•

Výsledky výpočtů nemohou být vzhledem k heterogennímu prostředí posuzovány striktním porovnáváním vypočtených čísel s limity, ale spíše z hlediska řádové shody a s přihlédnutím ke všem specifikům lokality.

•

Při hodnocení se předpokládá, že se koncentrace kontaminantů v prostředí podzemní vody nemění. Do hodnocení nejsou zahrnuty degradační, transportní a přenosové procesy, které mohou změnit koncentraci kontaminantu.

•

Byly odebrány pouze reprezentativní vzorky vod z určitých částí lokality a nebyla analyzována celá síť vrtů.

•

Není zřejmé, zda bylo definitivně ukončeno čerpání podzemních vod ze studny St-100.


31

•

Nejistoty plynoucí z posouzení spolehlivosti vzorkovacích prací a analytických výsledků byly v maximální možné míře minimalizovány komplexním zajištěním kontroly kvality prací v terénu a interní i externí kontroly práce laboratoří.

•

V ploše lokality nelze vyloučit existenci dalších, dosavadním průzkumem neidentifikovaných menších ohnisek kontaminace nesaturované zóny. Spolehlivá identifikace a ověření všech ohnisek kontaminace by vyžadovaly průzkum řádově vyššího rozsahu a nákladů. Tato nejistota však nemůže mít zásadní význam na závěry o celkovém charakteru a závažnosti kontaminace nesaturované zóny v ověřovaném území. V lokálních ohniscích může tedy docházet pouze ke zvýšení kvantitativní úrovně rizika, nikoliv však již ke změně kvalitativní.

•

Koncentrace průsakových vod ze zvodně do vodoteče byly vypočteny z hodnot ve vrtech nejblíže vodoteče, při postupu částice vody mezi vrtem a tokem dojde ještě k dalšímu naředění, které již do výpočtů nebylo zahrnuto.

•

Směr a rychlost proudění podzemní vody – při vyšších stavech v řece pravidelně dochází k dotaci do kolektoru, za běžných stavů řeka drénuje kolektor = dočasné změny směru a rychlosti proudění v břehové zóně.

3. HODNOCENÍ RIZIK 3.1. Určení nebezpečnosti 3.1.1. Určení a zdůvodnění prioritních škodlivin a dalších rizikových faktorů Dle Rozhodnutí ČIŽP OI Brno č.j. 7/OV/135/98/Bu ze dne 12.10.1998 jsou jako znečišťující látky definovány chlorované uhlovodíky – 1,1-dichlorethylen (1,1-DCE), 1,2-dichlorethylen (1,2DCE), trichlorethylen (TCE), tetrachlorethylen (PCE) a nepolární extrahovatelné látky (NEL). Sanační limity byly stanoveny v podzemní vodě pro centrum kontaminace a pro okrajové části areálu. Limity ČIŽP pro podzemní vodu a zeminy jsou shrnuty v tabulce 8. Tabulka č. 8 – Sanační limity ČIŽP pro podzemní vodu a zeminy Polutant

NEL

Zeminy (mg/kg/suš.)

Podzemní voda (µ µg/l) centrum kontaminace okrajové části areálu

1 000

1 000

1 000

1,1-dichlorethylen

20

100

50

1,2-dichlorethylen

20

200

100

trichlorethylen

20

200

150

3

500

250

63

1 000

550

tetrachlorethylen suma Cl-U

V centru kontaminace jsou situovány vrty HP 1, HP 3 a HP 21. V okrajové části areálu potom ostatní hydrogeologické objekty. Uherský Brod – CHPaČ Vazová - AAR

32

Pro celou oblast okolí areálu bývalé CHPaČ byly vytypovány tyto prioritní kontaminanty, pro které byly stanoveny cílové limity: •

chlorované uhlovodíky -

1,1-dichlorethylen (1,1-DCE)

-

1,2-dichlorethylen (1,1-DCE)

-

trichlorethylen (TCE)

-

tetrachlorethylen (PCE)

-

vinylchlorid (VCE)

Při chemickém čištění šatstva byl v CHPaČ používán trichlorethylen a od roku 1975 také tetrachlorethylen, při provozu čistírny docházelo k jejich únikům do horninového prostředí. 1,1Dichlorethylen a 1,2-dichlorethylen byly mezi prioritní škodliviny zařazeny jako produkty probíhající dechlorace. Vinylchlorid je mikrobiologický degradační produkt trichlorethylenu, jehož přítomnost byla v podzemních vodách zájmové lokality ověřena. Vinylchlorid je dle hodnocení IARC řazen do skupiny 1 – karcinogenní pro člověka, z tohoto důvodu byl zařazen mezi prioritní škodliviny. •

nepolární extrahovatelné látky (NEL)

Jedná se o komplexní ukazatel kontaminace horninového prostředí ropnými uhlovodíky. Hodnocení rizika z kontaminace NEL je komplikováno tím, že nejde o chemickou látku s jednoznačně definovanými fyzikálně-chemickými a toxikologickými vlastnostmi, nýbrž o směs velmi rozsáhlého spektra uhlovodíků, které nelze chemickou analýzou reálně v úplnosti ani postihnout. Jak již bylo uvedeno v kap. 2.2.3 mezi rizikové látky jsou na lokalitě zahrnuty také nepolárně extrahovatelné látky – NEL. Odtěžením kontaminovaných zemin v okolí zásobníků byly splněny limity pro NEL dané Rozhodnutím ČIŽP jak v zeminách, tak i v podzemní vodě. V letech 2004 a 2005 byly v podzemních vodách ještě zaznamenány zbytkové hodnoty NEL, které však byly následnou aplikací manganistanu eliminovány. Nově prokázaná kontaminace vrtu HV-6 látkami NEL, která vznikla pravděpodobně vylitím oleje do tohoto vrtu, představuje pouze bodové znečištění podzemní vody v jeho nejbližším okolí. V rámci monitoringu nebylo potvrzeno rozšíření NEL do okolního prostředí. Výskyt těchto látek považujeme za bodový a nevýznamný v kontrastu s chlorovanými uhlovodíky. Přesto doporučujeme vývoj obsahu NEL v tomto prostoru dále sledovat. Vzhledem k charakteru znečištění a nepotvrzenému plošnému rozšíření ve směru proudění podzemní vody, nebyly NEL zařazeny mezi prioritní kontaminanty a nebylo pro ně provedeno hodnocení zdravotních rizik. Základní (fyzikálně-chemické vlastnosti, zdroje, výskyt) a toxikologické charakteristiky prioritních kontaminantů jsou uvedeny v příloze č. 10.1.

3.1.2. Základní charakteristika příjemců rizik Jako potenciální příjemci byly v rámci Analýzy rizika (Geotest Brno, 1998), Aktualizace analýzy rizika (AQUATEST a.s., 2001) a Hodnocení zdravotního rizika: Ekologická havárie v areálu CHPaČ Uherský Brod – část I. a II. (Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě, 2005) vybrány tyto skupiny potenciálně ohrožených osob:


33

-

Zaměstnanci a návštěvníci areálu bývalé CHPaČ Uherský Brod (dospělí) – v současné době je část hlavní budovy využívána společností GLS (General Logistics Systéme), která zde provozuje distribuční středisko přepravních služeb. Firma zde provádí pouze kancelářskou činnost několik hodin denně, hlavní náplní je rozvozová činnost mimo areál. V areálu bývalé CHPaČ parkují také vozidla společnosti GLS. V květnu 2008 došlo k ukončení odběru podzemní vody (odpojením čerpadla) ze studny St-100, která byla dle informací majitele objektu do té doby využívána jako užitková voda, dříve také pro sprchování. Objekt není v současné době napojen na městský vodovod, voda je do areálu dovážena. V případě pronájmu, event. prodeje objektu dalším firmám se uvažuje o obnovení zásobování objektu pitnou vodou z městského vodovodu. V současné době tedy dle informací majitele objektu nedochází ke kontaktu zaměstnanců areálu s podzemní vodou.

-

Dělníci při výkopových pracích - externí pracovníci v areálu CHPaČ Uherský Brod v případě terénních, rekonstrukčních či výkopových prací (dospělí). Jedná se o krátkodobé působení v období výkopových a rekonstrukčních prací, při které mohou pracovníci přijít do styku s kontaminovanou podzemní vodou. Počet exponovaných osob je relativně malý a lze jej odhadovat na první desítky.

-

Obyvatelé města Uherský Brod (uživatelé zahrádek – dospělí, děti, osoby spojené s rybařením). Areál CHPaČ je sice oplocen, během dne je však volně přístupný veřejnosti. Vzhledem k charakteru kontaminace (podzemní voda v hloubce 3 - 4 m pod povrchem terénu) však osoby (včetně dětí), které se mohou volně pohybovat v areálu, nepříjdou do kontaktu se škodlivinami. Reálně lze uvažovat pouze scénář, který předpokládá využívání podzemní vody ze studní pro zálivku, případně pro plnění brouzdališť či bazénů. Vzhledem k charakteru šíření znečištění lze za příjemce uvažovat obyvatele (dospělé i děti) zástavby rodinných domů v části Havřice (ve vzdálenosti cca 900 m od centra kontaminace). Jedná se o první desítky osob. Zvláštní skupinou jsou osoby spojené s rybařením a koupáním - dle údajů poskytnutých Místní organizací Moravského rybářského svazu - organizace Uherský Brod je v řece Olšavě provozován aktivní rybolov. Vzhledem k tomu, že v řece Olšavě (odběrná místa Olšava nad a Olšava pod) byly potvrzeny obsahy Cl-U vyhovující NV č. 61/2003 Sb. a vzhledem k tomu, že konzumace ulovených ryb netvoří hlavní podíl konzumované potravy v této oblasti, nebyly expoziční scénáře pro tuto skupinu osob dále hodnoceny. Z důvodu nízkého stavu vody není Olšava v tomto úseku využívána k rekreačním účelům.

-

Pracovníci Zahradnictví Šimoníková - v areálu zahradnictví se nachází studna St-1, která je využívána k zavlažování rostlin, keřů a stromů, které jsou zde pěstovány a prodávány. Podzemní voda je pro zálivku využívána pouze ve vegetačním období za déletrvajícího sucha. Zalévání je prováděno dospělou osobou nepravidelně dle potřeby po dobu cca 2-3 hodiny.

-

Pracovníci a učni učňovského střediska SOUZ a OU Uherský Brod. Podzemní voda z objektu St-300 je využívána pouze pro zálivku ve vegetačním období za déletrvajícího sucha.

3.1.3. Shrnutí transportních cest a přehled reálných scénářů expozice V rámci dříve provedených hodnocení zdravotních rizik pro areál bývalé CHPaČ - Analýzy rizika (Geotest Brno, 1998), Aktualizace analýzy rizika (AQUATEST a.s., 2001) a Hodnocení


34

zdravotního rizika: Ekologická havárie v areálu CHPaČ Uherský Brod – část I. a II. (Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě, 2005) a hodnocení zdravotních rizik v rámci Dílčí ZZ za I. a II. etapu sanačních prací (AQUATEST a.s., 2008) byly vybrány a kvantifikovány tyto expoziční scénáře: Tabulka č. 9: Expoziční scénáře použité pro hodnocení zdravotních rizik v AR v roce 1998 Možná exponovaná skupina obyvatel

Expoziční cesta On-site

Pracovníci v areálu

zeminy

Dermální kontakt při výkopových pracích

Off-site osoba trvale žijící v blízkosti areálu

podzemní voda

nahodilá perorální expozice ze studny při sprchování, v zahradnictví při zalévání

výpary

inhalace par z kontaminované podzemní vody při sprchování nebo zalévání

Tabulka č. 10: Expoziční scénáře použité pro hodnocení zdravotních rizik v AAR v roce 2001 Možná exponovaná skupina obyvatel

Expoziční cesta Off-site

osoba trvale žijící v blízkosti areálu

podzemní voda

nahodilá perorální expozice z domovních studní

pracovníci v zahradnictví

podzemní voda

nahodilá perorální expozice ze studny v zahradnictví při zalévání

výpary

inhalace par z kontaminované podzemní vody při zalévání

Tabulka 11: Expoziční scénáře použité pro hodnocení zdravotních rizik v roce 2005 Možná expozice obyvatel

Expoziční cesta On-site

pracovník pracující v areálu

podzemní voda


dermální kontakt s kontaminovanou podzemní vodou ze studny St-100 při sprchování

35

Možná expozice obyvatel

Expoziční cesta

podzemní voda/výpary

inhalační i dermální expozice kontaminované podzemní vodě ze studny St-100 při sprchování

zemina

ingesce zeminy zalévané kontaminovanou podzemní vodou ze studny St-13 a její spolknutí při zahradnických pracích na lokalitě

učeň a pracovník v SOU zemědělském

Tabulka 12: Expoziční scénáře použité pro hodnocení zdravotních rizik v roce 2008 v rámci dílčí ZZ za I. A II. etapu sanačních prací Možná expozice obyvatel

Expoziční cesta On-site + Off-site

pracovníci – provádějící výkopové práce

dermální kontakt

podzemní voda Off-site

osoba trvale žijící v blízkosti závodu

podzemní voda výpary

nahodilá perorální expozice při koupání při využití vody z domovních studní jako zdroje vody do bazénu či brouzdališť inhalace par z kontaminované podzemní vody při zalévání

Na základě znalosti původu, plošného rozsahu a míry znečištění podzemní vody a po zvážení stávajícího a předpokládaného dalšího využití areálu bývalé CHPaČ a nejbližšího okolí byly všechny dříve kvantifikované expoziční cesty znovu přehodnoceny a doplněny o další možné. S ohledem na jejich pravděpodobnost a reálnost byly pro další hodnocení vybrány možné transportní cesty a reálné expoziční scénáře. Tabulka 13: Shrnutí expozičních scénářů a hodnocení jejich reálnosti Potenciálně exponovaná skupina

Expoziční cesta

Je tato expoziční cesta vybrána pro kvantifikaci ?

Důvod pro výběr nebo zanedbání

I. Zaměstnanci v areálu CHPaČ

Neúmyslná ingesce podzemní vody

NE

Zaměstnanci nepřicházejí do styku s podzemní vodou, za podmínky, že studna St-100 již není využívána

Dermální kontakt s podzemní vodou

NE

Zaměstnanci nepřicházejí do styku s podzemní vodou, za podmínky, že studna St-100 již není využívána

Inhalace výparů

NE

Zaměstnanci nepřicházejí do styku


36

z podzemní vody při sprchování

s podzemní vodou, za podmínky, že studna St-100 již není využívána

II. Dělníci provádějící stavební a výkopové práce v prostoru

Neúmyslná ingesce zeminy

NE

Kontaminované zeminy byly již odstraněny

kontaminované podz. vody

Dermální kontakt se zeminou

NE

Kontaminované zeminy byly již odstraněny

Neúmyslná ingesce podzemní vody

ANO

Při některých typech stavebních prací je možné náhodné požití*

Dermální expozice podzemní vodě

ANO

Při některých typech stavebních prací je dermální kontakt možný*

Náhodné požití podzemní vody

NE

Ve směru proudění podzemních vod se studny nenacházejí – voda není využívána

Dermální kontakt s podzemní vodou

NE


Inhalace výparů z podzemní vody

NE


Neúmyslná ingesce zeminy

NE


Náhodné požití podz. vody při zalévání

NE

Kontaminace studny nebyla zjištěna, šíření kontaminace nelze předpokládat

Dermální kontakt s podzemní vodou při zalévání

NE


Inhalace výparů z podzemní vody při zalévání

NE

Kontaminace studny nebyla ověřena, šíření kontaminace nelze předpokládat

Neúmyslná ingesce zaléváné zeminy při zem. pracech

NE


Náhodné požití podz. vody při zalévání

NE

Vybudován náhradní zdroj vody mimo rozšířené znečištění

Dermální kontakt s podzemní vodou při zalévání

NE


Inhalace výparů z podzemní vody při zalévání

NE


Neúmyslná ingesce zaléváné zeminy při zem. pracech

NE


III. Obyvatelé rodinných domů, zahrádkáři (dospělí, děti)

IV. Pracovník zahradnictví zalévání

V. Učeň a pracovník v SOU Uherský Brod

* Stavební práce zasahující pod hladinu podzemní vody cca 4 - 5 m (např. likvidace a zakládání staveb s podzemními prostory).


37

Vzhledem k výše uvedeným skutečnostem byla pro další kvantifikaci vybrána pouze potenciálně exponovaná skupina II. Dělníci provádějící stavební a výkopové práce v prostoru kontaminované podzemní vody. Pro ostatní potenciálně ohrožené skupiny (skupiny I., IV. a V.), pro které byly v dříve provedených pracích Analýzy rizika (Geotest Brno, 1998), Aktualizace analýzy rizika (AQUATEST a.s., 2001), Hodnocení zdravotního rizika (Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě, 2005) a hodnocení zdravotních rizik (AQUATEST a.s., 2008) zdravotní rizika hodnocena, nebyla nyní kvantifikována z důvodu změny způsobu využívání podzemních vod. Další hodnocenou, potenciálně ohroženou skupinou (III.) jsou obyvatelé rodinných domů, zahrádkáři (dospělí, děti), pro které v hodnocení zdravotních rizik v rámci Dílčí ZZ za I. a II. etapu sanačních prací (AQUATEST a.s., 2008) odhad zdravotního rizika překročil obecně přijatelnou míru karcinogenního rizika pro expoziční scénář nahodilá perorální expozice kontaminované podzemní vodě při využívání studní pro napouštění bazénů a brouzdališť. V nejbližším okolí bývalé CHPaČ nejsou žádné obytné stavby, nachází se zde pouze průmyslová zástavba (zahradnictví, stavebniny, velkosklad potravin, sklady, garáže a ČOV). Nejbližší obytná zástavba rodinných domů je situována cca 170 m východním směrem na ulicích Pastýřská a Vlčnovská, tedy proti směru proudění podzemní vody. Další zástavba rodinných domů se vyskytuje cca 1300 m severozápadním směrem dále po toku řeky Olšavy (část Havřice). Potenciální ohrožení kvality podzemní vody ve studních v této oblasti bylo dle hydrogeologických poměrů prakticky vyloučeno. Z tohoto důvodu byly expoziční scénáře spojené s touto potenciálně ohroženou skupinou vyloučeny z dalšího posuzování jako nereálné.

3.2 Hodnocení zdravotních rizik Vyhodnocení vztahu dávka – odpověď Účinky kontaminantů jsou z hlediska karcinogenity rozděleny na dvě kategorie: karcinogenní a nekarcinogenní. Potenciální nekarcinogenní účinky, způsobené expozicí osob vůči chemickým sloučeninám, se odhadují pomocí referenčních dávek (RfD) pro mechanismus požití dané dávky nebo jeho dermální příjem a pomocí referenčních koncentrací (RfC) pro mechanismus inhalace. RfD a RfC udávají referenční hodnoty, se kterými jsou srovnávány příjmy chemikálií osobami vystavenými znečištěnému životnímu prostředí. Potenciální karcinogenní vlivy, způsobené expozicí osob vůči chemikáliím, se kvantitativně odhadují pomocí perorálního faktoru směrnice karcinogenity (OSF) nebo pomocí inhalační jednotky rizika (IUR). Perorální faktor směrnice karcinogenity se vyjadřuje v mg.kg-1.den-1, inhalační jednotka rizika v µg.m-3. Inhalační jednotka rizika předpokládá tělesnou váhu 70 kg a rychlost plicní ventilace 20 m3.den-1.

3.2.1 Hodnocení expozice Expozice je chápána jako kontakt organismu s fyzikálně nebo chemicky definovanou látkou. Vyhodnocení expozice je proces posouzení intenzity, četnosti a trvání možné expozice. Posouzení spočívá především ve vytypování možných expozičních cest a expozičních scénářů a v kvantifikaci expozice. Hodnocení expozice je, stejně jako ostatní složky hodnocení rizika, zatíženo nejistotami. Tyto nejistoty vyplývají z neurčitostí v popisu základních fyzikálních, chemických a biologických jevů a z nepřesností při získávání vstupních faktorů. Znečišťující látky podléhají v životním prostředí následujícím procesům: Uherský Brod – CHPaČ Vazová - AAR

38

1.

Transport – pohyb látky zapříčiněný přírodními silami a probíhající v příslušné složce prostředí (ovzduší, voda, půda). Lze sem rovněž zařadit hromadění nebezpečného faktoru v dané složce (akumulace).

2.

Transformace – jakýkoliv proces způsobující fyzikální, případně chemické změny znečišťující látky (např. fotochemická transformace, mikrobiální degradace). Transformace může jak snížit, tak i zvýšit nebezpečnost látek.

3.

Přenos mezi složkami prostředí – pohyb znečišťující látky mezi složkami životního prostředí, tj. mezi ovzduším, vodou, půdou a biotou. Přenos mezi složkami může mít za následek rozsáhlou distribuci znečišťující látky v prostředí a tím následně větší možnosti pro expozici člověka z různých zdrojů, případně různými cestami.

Na základě fyzikálních a chemických vlastností polutantů dochází v prostředí k následujícím procesům: •

Rozpouštění ve vodě – jedná se o závažný faktor ovlivňující osud polutantu v prostředí. Přitom i nízká rozpustnost může být velice významná. Rozpustnost závisí na pH, přítomnosti jiných látek a na teplotě prostředí.

•

Adsorpce na částice půdy – je hlavním mechanismem, kterým se látky vychytávají z roztoku. Adsorbující látky jsou minerály obsažené v půdě (zejména křemičitany a oxidy), které váží organické kationty, polární organické látky, kterých je v půdě cca 0,1 – 7,0 % jedná se o aromatické polymery, které jsou důležité pro sorpci neionizovaných látek.

•

Odpařování vody z hladiny, hlíny, rostlin – je důležitý transportní proces pro mnohé polutanty. Záleží na teplotě, stupni a pevnosti adsorpční vazby, vlastnostech půdy a obsahu vody v ní.

•

Bioakumulace – je proces, v jehož průběhu se polutant v daném prostředí koncentruje. Látky podléhající tomuto procesu jsou obvykle lipofilní a rezistentní vůči degradaci v prostředí, často jsou „vychytávány“ z prostředí nebo z přijaté potravy.

•

Degradace – je proces, který probíhá chemickými, fotochemickými a biochemickými reakcemi. Chemické reakce zahrnují hydrolýzu, oxidaci, redukci, hydrataci a reakci s volnými radikály. Mohou být katalyzovány kovovými ionty, oxidy kovů, povrchem částic hlíny, organickými látkami. Reakce může ovlivnit i pH, které se může lišit u hlíny a roztoků od pH vodního prostředí v okolí. Dalšími důležitými faktory je teplota a vlhkost půdy. Fotochemické reakce mají pravděpodobně význam zejména ve vodě a ve vzduchu. K těmto reakcím musí látka absorbovat světelnou energii patřičné části spektra nebo musí být přítomna látka zprostředkující tento proces – senzibilátor. Dostatečnou energii pro fotochemické reakce má ultrafialová složka spektra. Hlavními fotochemickými reakcemi jsou oxidace a redukce, kde světlem vytvořené volné radikály reagují s molekulárním kyslíkem nebo s organickými sloučeninami. Biologické reakce v půdě a ve vodě jsou primárně zprostředkovány mikroorganismy. Nejčastěji jde o dehalogenaci, hydrolýzu, oxidaci, redukci, konjugaci a methylaci. Reakce může ovlivnit pH, teplota, vlhkost, dostatek nutričních látek pro mikroorganismy a další faktory.

•

•

•


39

Kvantifikace expozice Kvantifikace expozice představuje určení množství škodliviny, které skutečně překračuje hranici únosnosti organismu. V rámci kvantifikace expozice byl proveden odhad průměrné denní expozice (ADD) nekarcinogenních účinků a celoživotní průměrné denní expozice (LADD) karcinogenních účinků. V následujících tabulkách jsou shrnuty koncentrace vybraných chlorovaných uhlovodíků, které byly v rámci dříve provedených hodnocení zdravotních rizik pro areál bývalé CHPaČ při výpočtech zdravotních rizik použity. Tabulka 14: Koncentrace Cl-Eth v podzemní vodě použité při výpočtech AR 1998 (µg/l) Kontaminant

VCE

1,1-DCE

1,2-cisDCE

1,2-transDCE

TCE

PCE

µg/l St-11

-

-

83,8

1,8

44,9

75,1

HP-12

-

0,07

104,0

1,9

11,8

0,3

Inhalace

∅ St-11 a HP-1

-

8,25

108,5

1316,9

2942

23087

Zemina

max. konc. [mg/kg]

-

-

-

44,1

243,0

Požití

-

Tabulka 15: Koncentrace Cl-Eth v podzemní vodě použité při výpočtech v červnu 2001 (µg/l) Kontaminant

VCE

1,1-DCE

1,2-cisDCE

1,2-transDCE

TCE

PCE

µg/l St-11

-

-

25,7

0,6

67,0

72,2

HP-12

-

-

47,2

0,5

22,0

7,6

St-11

-

-

3,7

-

29,6

5,7

∅ St-11 a HP-1

-

5,6

233,2

-

852,5

6 661,8

Požití

Inhalace

Tabulka 16: Koncentrace Cl-Eth v podzemní vodě, ovzduší a zemině použité v Hodnocení zdravotního rizika (Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě, 2005) Kontaminant

VCE

1,1DCE

Podzemní voda St-11

St-13 St-100

1,2-cisDCE

1,2-transTCE DCE

PCE

µg/l ∅ koncentrace1)

1,0

0,0

24,8

0,8

41,3

4,6

max. koncentrace

2,0

0,0

46,4

1,4

49,3

17,2

∅ koncentrace1)

550,3

1,5

1 208,0

5,5

2,2

1,2

max. koncentrace

999,0

5,0

3 970,0

13,9

4,9

7,5

∅ koncentrace1)

688,2

13,8

4 326,6

16,8

47,8

36,4


40

max. koncentrace

2 160,0

36,9

11 200,0

39,4

370,0

224,0

µg/m3

Ovzduší Průměrná koncentrace Maximální koncentrace

100 % látky2)

3 900

78

24 517

92

270

206

50 % látky3)

1 950

39

12 258

46

135

103

100 % látky2)

12 240

209

63 466

223

2 096

1 269

50 % látky3)

6 120

104

31 733

111

1 048

634

0,0461 0,0191

0,101

Zemina

mg/kg

Kumulativní koncentrace

0,0124

4,59

(1996 – 2005) 1)

- časově vážený průměr za rok 2004 - 2005

2)

- 100 % se odpaří z vody do ovzduší koupelny

3)

- 50 % se odpaří z vody do ovzduší koupelny

10,1

Tabulka 17: Koncentrace Cl-Eth v podzemní vodě použité při výpočtech rizik v roce 2008 v rámci dílčí ZZ za I. a II. etapu sanačních prací (AQUATEST a.s., 2008)

VCE

Kontaminant

1,1DCE

1,2-cisDCE

1,2-transDCE

TCE

PCE

µg/l plošný monitoring (duben 2008)

∅ koncentrace max. koncentrace

828,2

4,4 3 050,5

7,3

76,0

112,3

1 760,0

11,0 7 180,0

16,2

282,0

446,0

Tabulka 18: Koncentrace ClU v podzemní vodě použité při výpočtech AAR (listopad 2008)

VCE

1,1-DCE

1,2-cisDCE

µg/l

µg/l

µg/l

1,2transDCE

TCE

PCE

µg/l

µg/l

µg/l

max. konc.

1560

24,1

9130

50,9

2720

9910

prům. konc.

647

8,3

3543,521

25,985

390,92

797,4425

Pro výpočet expozice pro jednotlivé scénáře byly použity maximální a průměrné koncentrace jednotlivých chlorovaných ethylenů ze vzorků podzemní vody odebraných v prostoru areálu CHPaČ v rámci monitoringu společností AQUATEST a.s.(2007, 2008) a dále výsledky laboratorních analýz vzorků odebraných v rámci AAR (2008).


41

K výpočtům bylo použito následujících vztahů: Dermální kontakt s podzemní vodou

DAev x EV x SA x EF x ED

ADD/LADD =  BW x AT pro krátkodobé působení: DAev = 2 FA x Kp x CW x CF x (6 τ x Tev / π)

½

ADD/LADD

průměrná denní / celoživotní denní absorbovaná dávka (mg.kg-1.den-1)

DAev

absorbovaná dávka při jednom případu (mg.cm-2.případ-1)

EV

počet případů za den (případ.den-1)

EF

frekvence expozice (den.rok-1)

ED

trvání expozice (rok)

SA

povrch kůže (cm2)

BW

váha těla (kg)

AT

doba průměrování (den)

FA

absorbovaný podíl (0 až 1, bezrozměrný)

Kp

koeficient permeability průniku kůží (cm.hod-1)

CW

koncentrace kontaminantu ve vodě (mg.l-1)

CF

konverzní faktor (0,001 l.cm-3)

Tev

trvání případu (hod.případ-1)

τev

doba zpoždění (hod.případ-1)

Ingesce (požití) podzemní vody C x IGW x EF x ED x CF ADD/LADD =  BW x AT ADD/LADD

průměrná denní / celoživotní denní absorbovaná dávka (mg.kg-1.den-1)

C

koncentrace chemické látky ve vodě (mg.l-1) - pro výpočet byly použity průměrné a max. hodnoty zjištěné na zájmové lokalitě


42

EF

frekvence expozice (den.rok-1) - frekvence expozice je doba, během níž může být jednotlivec exponován chemickým látkám v zájmovém území. Pro dělníky provádějící stavební a výkopové práce prům. 20 dní, max. 90 dní

ED

trvání expozice (roky) - trvání expozice je doba, během níž může být jedinec vystaven chemickým látkám přítomným v zájmovém území. Pro dělníky provádějící výkopové práce 1, max. 3 měsíce.

BW

hmotnost těla (kg) - pro analýzu rizik byly použity hodnoty dle US EPA. Váha těla dospělého člověka 70 kg.

AT

doba průměrování (den), pro karcinogenní účinky je uvažována doba 70 let (25 550 dnů), pro nekarcinogenní účinky je průměrná délka expozice rovna době trvání expozice (ED).

IGW

množství požité podzemní vody (l.den-1)

Tabulka č. 19: Základní toxikologické parametry prioritních kontaminantů Karcinoge nita EPA/IARC

Referenční dávka ingesce

inhalace

Faktor směrnice karcinogenity dermální

ingesce

inhalace

dermální

mg/(kg.den) mg/(kg.den) mg/(kg.den) (mg/(kg.den))-1 (mg/(kg.den))-1 (mg/(kg.den))-1 Chlorované uhlovodíky

Vinylchlorid (VCE)

A/1

3,0.10-3

2,8.10-2

3,0.10-3

7,2.10-1

1,5.10-2

7,2.10-1

1,1-dichlorethen (DCE) 1,2-cis-dichlorethen (DCE)

D/3

5,0.10-2

6,0.10-2

5,0.10-2

-

-

-

D/2B

1,0.10-2

-

1,0.10-2

-

-

-

1,2-trans-dichlorethen (DCE)

- /2B

2,0.10-2

1,7.10-2

2,0.10-2

-

-

-

Trichlorethen (TCE)

- /2A

3,0.10-4

1,0.10-2

3,0.10-4

4,0.10-1

4,0.10-1

4,0.10-1

tetrachlorethen (PCE)

B-C /2A

1,0.10-2

8,0.10-1

1,0.10-2

5,4.10-1

2,0.10-2

5,4.10-1

(převzato z: IRIS U.S. EPA Region 9 PRGs 2004 table, HEAST, NCEA, OHEA,)

3.2.2 Odhad zdravotních rizik Karcinogenní a nekarcinogenní účinky jsou charakterizovány porovnáním vypočtených dávek (CDI resp. ADD, LADD) s maximálními přijatelnými dávkami, resp. riziky. Kvantifikace rizika nekarcinogenních účinků využívá referenčních dávek získaných z hodnocení vztahů mezi dávkou a odpovědí. Mírou rizika je poměr mezi referenční dávkou (RfD) a příjmem škodliviny (ADD), odhadnutým pro danou expoziční cestu. Tento poměr se nazývá index nebezpečnosti HI. Potenciální karcinogenní rizika jsou určena součinem průměrné celoživotní expozice LADD a příslušným faktorem směrnice karcinogenity SF. Hodnocení nekarcinogenních rizik Nekarcinogenní účinky jsou obvykle charakterizovány použitím tzv. koeficientu nebezpečnosti (HQ) a indexu nebezpečnosti (HI). Koeficient nebezpečnosti je definován jako poměr vypočtené průměrné denní dávky k jeho referenční dávce:


43

HQ = ADD / RfD kde

HQ

.......

koeficient nebezpečnosti

ADD .......

průměrná denní absorbovaná dávka (mg.kg-1.den-1 )

RfD

referenční dávka (mg.kg-1.den-1)

.......

Referenční dávka je definována jako maximální denní dávka chemické látky, která v průběhu celoživotní expozice není pravděpodobně významně riziková svými škodlivými účinky. Je obecně odvozena z dávky, která v nejcitlivějších cílových bodech nevyvolává žádné účinky na nejvnímavější skupiny populace. Pro určení je důležitý také faktor nejistoty (resp. bezpečnosti). Mezi hodnotou RfD a hodnotou pravděpodobně způsobující nekarcinogenní účinky existuje široké rozpětí. Jednotlivé koeficienty nebezpečnosti (HQ) jsou kombinovány pro různé prioritní kontaminanty a cesty podle expozičního scénáře. Hodnoty HI (indexu nebezpečnosti) jsou zavedeny pro expozici chemické látky, která působí mnoha expozičními cestami podle daných expozičních scénářů, pro různé chemické látky, resp. pro všechny chemické látky ve všech cestách expozičního scénáře. Příkladem mohou být tyto indexy nebezpečnosti:

HIexpoziční cesty = HQkontaminantu 1 + HQkontaminantu 2 + ....... + HQkontaminantu n HIkontaminantu = HQzeminy + HQpodzemní vody + ....... + HQpovrchové vody Index nebezpečnosti je zatížen řadou nejistot (nezávislost účinku, aditiva), zejména skutečností, že i referenční dávka je odhadnuta s různým stupněm nejistoty. Indexy nebezpečnosti, které jsou menší nebo rovny 1, indikují, že úrovně expozice jsou přijatelné a že taková expozice nezpůsobuje nebezpečí pro lidské zdraví. Reálné riziko nekarcinogenního účinku by mohlo nastat v případě, že HI > 1. Tyto hodnoty indikují, že existuje možnost poškození zdraví, ale nemusí být nutně indikátorem závažných zdravotních rizik, protože hodnoty ADD a RfD jsou považovány za konzervativní (nadhodnocené). Hodnocení karcinogenních rizik Pro hodnocení karcinogenních účinků se používá faktor směrnice karcinogenity SF (Slope Factor). Takto stanovená hodnota vlastně představuje konstantu karcinogenního potenciálu. Úroveň expozice se přepočítává na celkovou předpokládanou délku života exponované osoby, tj. stanovuje se průměrná celoživotní denní expozice (LADD). Riziko takto vypočtené se považuje za celoživotní vzestup pravděpodobnosti počtu nádorových onemocnění nad všeobecný průměr v populaci (ELCR) pro jednotlivce nebo pro populaci v důsledku definované expozice danému faktoru. Výpočet rizika karcinogenních účinků se dále provádí podle vztahu: ELCR = LADD x SF kde

ELCR .......

nadměrné celoživotní riziko rakoviny

LADD .......

průměrná celoživotní expozice (mg.kg-1.den-1)

SF

faktor směrnice karcinogenity (mg.kg-1.den-1)

.......


44

Je třeba vzít v úvahu skutečnost, že samotné použití faktoru směrnice karcinogenity vychází z lineárního vícefázového modelu a je tedy horní hranicí odhadu. Reálné riziko bude tedy pravděpodobně nižší. Pro účely analýzy rizika je považována za přijatelnou míru rizika pravděpodobnost vzniku nádorového onemocnění nad všeobecný průměr - pro jednotlivce 10-4 (do deseti ohrožených osob), pro populaci 10-6 (obvykle nad 100 ohrožených osob). Na základě výběru reálných expozičních scénářů byla provedena kvantifikace zdravotních rizik:

Potenciálně exponovaná skupina - II. dělníci provádějící výkopové, případně stavební práce Pro dělníky provádějící případné výkopové práce v rámci terénních či rekonstrukčních úprav v prostoru bývalé CHPaČ byl kvantifikován expoziční scénář, který uvažuje neúmyslnou ingesci (požití) kontaminované podzemní vody a dermální kontakt s podzemní vodou. Scénář předpokládající ingesci (požití) kontaminované podzemní vody a dermální kontakt je možný pouze v případě provádění výkopových prací v úrovni hladiny podzemní vody, tj. cca 3 – 4 m pod terénem. Práce v této hloubce lze předpokládat pouze v případě sanace stávajících základů staveb, případně budování podsklepených staveb. Kvantifikace hodnoceného expozičního scénáře předpokládá, že by pracovníci případné výkopové práce prováděli 1 měsíc (tj. 20 pracovních dnů) pro max. a průměrnou koncentraci jednotlivých kontaminantů. V následujících tabulkách jsou uvedeny hodnoty CDI resp. ADD, LADD, které byly vypočteny pro jednotlivé expoziční scénáře, tabulky s kompletními výpočty jsou uvedeny v příloze 10.2. Náhodná ingesce podzemní kontaminované vody Tabulka č. 20: Stanovené hodnoty průměrné denní (celoživotní) absorbované dávky (ADD, LADD), indexu nebezpečnosti (HI) a nadměrného celoživotního karcinogenního rizika (ELCR) pro expoziční scénář náhodná ingesce podzemní vody při výkopových pracích CW mg.l-1 vinylchlorid prům. expozice max. expozice 1,1-DCE prům. expozice max. expozice 1,2-cis-DCE prům. expozice max. expozice TCE prům. expozice max. expozice PCE prům. expozice max. expozice

EF den.rok-1

ADD mg.kg-1.den-1

LADD mg.kg-1.den-1

HQ

ELCR

0,647 1,76

20 20

1,27E-04 3,44E-04

1,81E-06 4,22E-02 4,92E-06 1,15E-01

0,0083 0,0241

20 20

1,62E-06 4,72E-06

2,32E-08 3,25E-05 6,74E-08 9,43E-05

3,544 9,13

20 20

6,94E-04 1,79E-03

9,91E-06 6,94E-02 2,55E-05 1,79E-01

0,391 2,72

20 20

7,65E-05 5,32E-04

1,09E-06 2,55E-01 7,60E-06 1,77E+00

4,37E-07 3,04E-06

0,797 9,91

20 20

1,56E-04 1,94E-03

2,23E-06 1,56E-02 2,77E-05 1,94E-01

1,20E-06 1,50E-05


1,30E-06 3,54E-06

45

Pro expoziční cestu – náhodná perorální expozice kontaminované vody je průměrná míra zdravotního rizika pro nekarcinogenní účinky jednotlivých kontaminantů (za předpokladu expozice po dobu 20 dnů průměrným koncentracím) v rozmezí 3,24.10-5 až 0,25, výsledná hodnota indexu nebezpečnosti pro prům. expozici Σ HI =0,38. Zdravotní riziko chronických účinků náhodnou ingescí kontaminované vody lze pro lidské zdraví hodnocené skupiny považovat za nevýznamné (hodnota indexu nebezpečnosti HI<1) . Za předpokladu expozice maximálním koncentracím jednotlivých kontaminantů byla průměrná míra zdravotního rizika pro nekarcinogenní účinky stanovena v rozmezí 9,43.10-5 až 1,77, výsledná hodnota indexu nebezpečnosti pro maximální expozici (Σ HI =2,26). Je-li hodnota HI=1 překročena, lze konstatovat, že při maximální expozici dojde k překročení obecně přijatelné míry zdravotních rizik. Pro látky Cl-U vykazující karcinogenní účinky byl proveden odhad celoživotního individuálního karcinogenního rizika při použití průměrných a maximálních zjištěných koncentrací jednotlivých kontaminantů podzemní vody na zájmové ploše; hodnota ELCR byla pro jednotlivé kontaminanty stanovena v rozmezí 4,4.10-7 až 1,3.10-6 pro prům. expozici a v rozmezí 3,0.10-6 až 1,5.10-5 pro max. expozici. Obecně je za přijatelné karcinogenní riziko považována hodnota 1.10-6 (pravděpodobnost, že se onemocnění rakovinou vyskytne v populaci 1 milionu osob vystavených působení průměrné denní dávky karcinogenu během celoživotní expozice v jednom případě). Vyhláškou č. 252/2004 Sb. , kterou se stanoví hygienické požadavky na pitnou a teplou užitkovou vodu jsou stanoveny nejvyšší mezné hodnoty pro obsah jednotlivých ukazatelů v pitné vodě – TCE 10 µg.l-1, PCE 10µg.l-1 a VCE 0,5µg.l-1. Po přepočtu dle US EPA (za předpokladu spotřeby 2 l vody za den po dobu 70 let, atd.) tyto hodnoty odpovídají míře přijatelného karcinogenního rizika pro TCE a PCE v řádech 10-4 a pro VCE 10-6. Dle Metodického pokynu Ministerstva životního prostředí České republiky pro analýzu rizik kontaminovaného území uveřejněného ve Věstníku MŽP ročník XV, částka 9 v září 2005 lze považovat za přijatelnou míru rizika hodnoty ELCR v rozmezí 1.10-4 až 1.10-6 v závislosti na počtu potenciálně exponovaných osob. Dermální expozice kontaminované podzemní vody Pro expoziční cestu – dermální kontakt s kontaminovanou podzemní vodou je i za předpokladu max. expozice (při max. koncentraci) výsledná hodnota indexu nebezpečnosti Σ HI=0,23. Zdravotní riziko chronických účinků dermální expozice kontaminované vodě lze pro lidské zdraví hodnocené skupiny považovat za nevýznamné (hodnota indexu nebezpečnosti HI<<1) . Pro látky Cl-U vykazující karcinogenní účinky byl proveden odhad potenciálního celoživotního individuálního karcinogenního rizika při použití průměrných a maximálních zjištěných koncentrací jednotlivých kontaminantů v podzemní vodě na zájmové ploše; hodnota ILCR byla pro jednotlivé kontaminanty stanovena v řádech 1.10-9 až 1.10-7. Za přijatelnou míru rizika lze považovat hodnotu 1.10-6, odhadnutá karcinogenní rizika z dermální expozice kontaminované podzemní vodě pro hodnocený expoziční scénář nepřesáhnou obecně přijatelnou míru rizika.


46

Tabulka č. 21: Stanovené hodnoty průměrné denní (celoživotní) absorbované dávky (ADD, LADD), indexu nebezpečnosti (HI) a nadměrného celoživotního karcinogenního rizika (ILCR) pro expoziční scénář - dermální kontakt s podzemní vodou při výkopových pracích CW mg.l-1 vinylchlorid prům. expozice max. expozice 1,1-DCE prům. expozice max. expozice 1,2-cis-DCE prům. expozice max. expozice TCE prům. expozice max. expozice PCE prům. expozice max. expozice

EF den.rok-1

ADD mg.kg-1.den-1

LADD mg.kg-1.den-1

HQ

ELCR

0,647 1,76

20 20

3,50429E-06 9,53255E-06

2,74309E-09 7,46188E-09

1,17E-03 3,18E-03

1,98E-09 5,37E-09

0,0083 0,0241

20 20

1,19609E-07 3,47298E-07

9,36272E-11 2,71857E-10

2,39E-06 6,95E-06

3,05 7,18

20 20

2,82029E-05 6,63924E-05

2,20766E-08 5,19706E-08

2,82E-03 6,64E-03

0,391 2,72

20 20

7,05464E-06 4,90757E-05

5,52222E-09 3,84154E-08

2,35E-02 1,64E-01

2,21E-09 1,54E-08

0,797 9,91

20 20

4,95331E-05 0,000615901

3,87735E-08 4,82114E-07

4,95E-03 6,16E-02

2,09E-08 2,60E-07

3.3 Hodnocení ekologických rizik Zájmové území se nachází v jižní části města Uherský Brod, které od obytné zástavby odděluje komunikace Vlčnovská a železniční trať procházející Uherským Brodem. Území je určeno územním plánem jako průmyslová, výrobní zóna - plochy pro podnikání, výrobní služby a řemesla, bez přítomnosti významnějších ekosystémů. Povrch areálu je převážně tvořen budovami, zpevněnými komunikacemi a zpevněnými plochami. Místy na travnatých plochách rostou vzrostlé stromy a keře, jižní část areálu (přiléhající k břehu Olšavy) je tvořena rozsáhlejším travním porostem. U stromů a keřů rostoucích v areálu bývalé CHPaČ nebyly zaznamenány žádné zjevné příznaky jejich poškození přítomností kontaminantů v podzemní vodě. Z důvodu oplocení areálu lze v zájmovém areálu předpokládat výskyt pouze drobných hlodavců a volně žijících ptáků. Vzhledem k tomu, že se hladina podzemní vody vyskytuje 4 -5 m pod terénem, nelze předpokládat ovlivnění fauny kontaminovanou podzemní vodou. V okolí se nevyskytuje žádné zvláště chráněné území přírody, které by mohlo být dotčeno činností areálu. Zájmová lokalita není součástí Územního systému ekologické stability, není situována v biocentru, ani jí neprochází biokoridor. Nejbližším prvkem ÚSES je lokální biokoridor - niva řeky Olšavy s přilehlým břehovým pásem, který spojuje LBC Nad Stavem do LBC Pod Katovkou, který se nachází ve vzdálenosti cca 50 m od jižní hranice areálu bývalé CHPaČ. Niva řeky je ve smyslu zákona č. 114/1992 Sb., o ochraně přírody a krajiny významným krajinným prvkem (VKP).


47

Úsek toku Olšavy je v prostoru za zájmovým areálem zarostlý vodními rostlinami, vyskytují se zde spíše drobnější druhy ryb. Vzhledem k migraci ryb se však zde vyskytují také druhy lososovitých ryb z horního úseku pstruhové Olšavy. K hodnocení potenciálních vlivů na říční ekosystémy byly použity limity dané Nařízením vlády č. 61/2003 Sb. v platném znění „O ukazatelích přípustného znečištění povrchových vod a odpadních vod“ Příloha č. 3 Imisní standardy ukazatelů přípustného znečištění povrchových vod. Tyto limity lze považovat za toxikologicky podložené přípustné koncentrace jednotlivých kontaminantů z hlediska ochrany vodních ekosystému, vodních organismů a v neposlední řadě zdraví lidí. Obsah chlorovaných uhlovodíků v povrchové vodě (odběrná místa Olšava nad a Olšava pod) nepřekračuje imisní limity stanovené NV č. 61/2003 Sb. v platném znění. Kvalitu povrchové vody rovněž dokazuje také přítomnost druhů ryb citlivých na kvalitu povrchové vody (candát, pstruh, ostroretka atd.) v řece Olšavě. V kapitole 2.2.4.3 Šíření znečistění povrchovými vodami byl proveden modelový výpočet příronu kontaminace jednotlivých ClU do řeky Olšavy. Za předpokladu úplného přestupu kontaminace ověřené v místě HN-2 (nový vrt u řeky) do řeky Olšavy dojde k překročení limitních hodnot NV č. 61/2003 Sb. v platném znění především u 1,2 cis DCE a k mírnému překročení limitu pro VCE (jedná se o maximální rizikovou variantu). Je však nutno poznamenat, že při výpočtech nebyly brány v úvahu ostatní procesy, která v daném území probíhají (průtok neovlivněné podzemní vody v poříční nivě, probíhající proces atenuace, kolmatace břehu atd.), které v konečné fázi podstatně sníží obsah kontaminantů vstupujících do řeky Olšavy. Ačkoliv po dobu monitorování kvality povrchové vody v řece Olšavě dosud nedošlo k významnému překročení limitních hodnot NV, nelze toto riziko zcela vyloučit. Za předpokladu přestupu maximální kontaminace z centra znečištění by překročení hodnot NV bylo daleko vyšší. Na základě vyhodnocení dosud provedených průzkumných prací ověřujících šíření znečištění kontaminace z prostoru bývalé CHPaČ saturovanou zónou (viz kapitola 2.2.4.2) a vzhledem k hodnocení šíření znečistění povrchovými vodami (viz kapitola 2.2.4.3) lze konstatovat, že v případě ponechání současného stavu znečištění bez dalších sanačních zásahů nelze zcela vyloučit ovlivnění kvality povrchové vody v řece Olšavě a říčních ekosystémů.

3.4 Shrnutí celkového rizika Na základě posouzení potenciálních karcinogenních a nekarcinogenních rizik pro zájmovou lokalitu můžeme pro jednotlivé potenciálně ohrožené skupiny osob vyvodit tyto závěry:

Potenciálně ohrožená skupina II - dělníci provádějící výkopové, případně stavební práce Scénář předpokládající neúmyslnou ingesci (požití) kontaminované podzemní vody, případně dermální kontakt s podzemní vodou, je možný pouze v případě provádění výkopových prací v úrovni hladiny podzemní vody tj. cca 4-5 m pod terénem. Práce v této hloubce lze předpokládat pouze v případě sanace některých stávajících základů staveb nebo hlubším zakládání staveb nových. Lze předpokládat, že tyto práce budou prováděny strojově a přímý kontakt pracovníků s kontaminovanými médii bude minimální. Pro hodnocenou skupinu byl stanoven odhad celkového indexu nebezpečnosti a celoživotního individuálního karcinogenního rizika při současném působení všech výše hodnocených kontaminantů a za předpokladu společné expozice obou hodnocených expozičních cest (náhodná perorální expozice a dermální kontakt s podzemní vodou).


48

Tabulka č. 22: Stanovené hodnoty sumarizace rizik náhodná ingesce chem. sloučenina

vinylchlorid prům. expozice max. expozice 1,1-DCE prům. expozice max. expozice 1,2-cis-DCE prům. expozice max. expozice TCE prům. expozice max. expozice PCE prům. expozice max. expozice

HQ

ELCR 0,04 0,11

1,30E-06 3,54E-06

dermální kontakt HQ

ELCR

1,17E-03 3,18E-03

1,98E-09 5,37E-09

suma ingesce + derm.

∑HQ 0,04 0,12

3,25E-05 9,43E-05

2,39E-06 6,95E-06

3,49E-05 1,01E-04

0,07 0,18

2,82E-03 6,64E-03

0,07 0,19

∑ELCR 1,30E-06 3,55E-06

0,26 1,77

4,37E-07 3,04E-06

2,35E-02 1,64E-01

2,21E-09 1,54E-08

0,28 1,94

4,39E-07 3,06E-06

0,02 0,19

1,20E-06 1,50E-05

4,95E-03 6,16E-02

2,09E-08 2,60E-07

0,02 0,26

1,22E-06 1,52E-05

Společné působení kontaminantů ClU ∑ prům. expozice 0,38 2,94E-06 ∑ max. expozice 2,26 2,15E-05

0,03 0,23

2,51E-08 2,81E-07

0,41 2,50

2,97E-06 2,18E-05

Pro hodnocenou skupinu byl za předpokladu společného působení obou expozičních cest a všech hodnocených kontaminantů stanoven sumární index nebezpečnosti pro průměrnou expozici Σ HI=0,41; zdravotní riziko chronických účinků expozice kontaminované vodě na lidské zdraví hodnocené skupiny lze považovat za nevýznamné (hodnota indexu nebezpečnosti HI<1) . Za předpokladu expozice maximálním koncentracím jednotlivých kontaminantů byla výsledná hodnota indexu nebezpečnosti Σ HI=2,5. Lze konstatovat, že při maximální expozici dojde k překročení obecně přijatelné míry zdravotních rizik. Překročení obecně přijatelné míry zdravotních rizik je způsobeno především použitím maximální zjištěné koncentrace TCE při hodnocení náhodné ingesce podzemní vody. Zdravotní riziko chronických účinků dermální expozice kontaminované vodě na lidské zdraví hodnocené skupiny lze považovat za nevýznamné (hodnota indexu nebezpečnosti Σ HI<1) . Pro látky Cl-U vykazující karcinogenní účinky byl proveden odhad sumárního potenciálního celoživotního individuálního karcinogenního rizika při použití průměrných a maximálních zjištěných koncentrací jednotlivých kontaminantů podzemní vody na zájmové ploše; pro prům. expozici Σ ELCR=3.10-6 a pro max. expozici Σ ELCR=2.10-5. Obecně je za přijatelné karcinogenní riziko považována hodnota 1.10-6. Vyhláškou č. 252/2004 Sb. , kterou se stanoví hygienické požadavky na pitnou a teplou užitkovou vodu jsou stanoveny nejvyšší mezní hodnoty pro obsah jednotlivých ukazatelů v pitné vodě – TCE 10 µg.l-1, PCE 10µg.l-1 a VCE 0,5µg.l-1. Po přepočtu dle metodiky US EPA (2005b) tyto hodnoty odpovídají míře přijatelného karcinogenního rizika pro TCE a PCE v řádech 10-4 a pro VCE 10-6. Dle MP MŽP (částka 9, září 2005) lze za přijatelnou míru rizika pro skupinu do deseti pracovníků považovat hodnoty ELCR 1.10-4.


49

Na základě výše uvedených odhadů lze konstatovat, že v případě maximální expozice hodnocené skupiny náhodnou ingescí kontaminované vody dojde ke zvýšení zdravotního rizika chronických účinků. Pro látky s karcinogenními účinky lze nadměrné celoživotní karcinogenní riziko považovat za přijatelné. Potenciální rizika v případě tohoto expozičního scénáře lze významným způsobem redukovat použitím ochranných pomůcek, důsledným dodržováním hygienických předpisů a zvyklostí a řádným poučením pracovníků provádějících zemní práce v kontaktu s podzemní vodou. Je třeba upozornit na to, že hladina podzemní vody se v tomto prostoru pohybuje v hloubce 4-5 m pod terénem, ke kontaktu s podzemní vodou tedy dojde jen v případě provádění hlubších výkopů, zasahujících do této hloubky. V případě provádění výkopových prací v rámci běžných terénních úprav ke kontaktu s kontaminanty v podzemní vodě nedojde.

Ostatní potenciálně exponované skupiny Za velmi málo pravděpodobné scénáře lze považovat skupinu I. Zaměstnance a návštěvníky areálu CHPaČ, kteří se, při běžném pohybu převážně po zpevněných cestách, s podzemní vodou v hloubce 4 - 5 m pod terénem nesetkají. Předpokladem vyloučení tohoto scénáře je dodržení zákazu odběru podzemní vody ze studny St-100 i v dalším období. Kontaminace saturované zóny přesahuje svým rozsahem hranice areálu, je nutné uvažovat o možných příjemcích a rizicích pro okolní prostředí. Ve směru proudění vod se nenachází obytná zástavba, pouze SOU, hala firmy Rumpold, ČOV a Betonárka. Další prostor k nejbližším RD v zástavbě ( vzdálenost cca 1300 m) v Havřicích vyplňují pouze pole. V meziprostoru nejsou vybudovány studny a tak není pravděpodobný kontakt ze znečištěným vodním prostředím v hloubce cca 5 m pod povrchem. Potenciálním příjemcem tak může být pouze nekontrolovaný odběratel vody z kontaminovaných studní, čemuž lze vhodnými opatřeními zamezit – platí pro skupinu III. V případě uvažované skupiny osob IV - pracovníci zahradnictví Šimoníková - dochází k dermálnímu kontaktu s podzemní vodou. Objekt St-1 je umístěn proti směru proudění podzemní vody a nebyla zde zjištěna kontaminace, proto nelze předpokládat zdravotní rizika překračující přijatelnou míru rizika a tedy nejsou nutná další opatření. V areálu SOU a OU Uherský Brod byl zastaven odběr podzemní vody z kontaminovaných studní St-13 a St-200, jako náhradní zdroj užitkové podzemní vody byl vybudován náhradní vrt St-300. Pokud budou splněny zásady pro odběr užitkové podzemní vody, lze v AAR (2001) uvažované expoziční scénáře pro potenciálně ohroženou skupinu V - učni a pracovníci v SOU - považovat za nereálné.

3.5 Omezení a nejistoty Přehled nejistot a neurčitostí, které se projevily při zpracování zdravotních rizik analýzy rizika: •

Nejistoty do hodnocení potenciálních rizik vnáší již samotné metody kvantitativního hodnocení, které zahrnuje určité zjednodušující předpoklady, konstanty a empirické vztahy, které nemusí plně odpovídat poměrům zájmové lokality.

•

Aby byla zajištěna bezpečnost a ochrana i pro velmi citlivé jedince, jsou při hodnocení rizik z hlediska bezpečnosti zaváděny konzervativní předpoklady a některé výsledky jsou vzhledem ke skutečnosti velmi nadhodnoceny. Výsledky výpočtů nemohou být


50

posuzovány striktním porovnáváním vypočtených čísel s limity, ale spíše z hlediska řádové shody a s přihlédnutím ke všem specifikům lokality. •

Při hodnocení se předpokládá, že se koncentrace kontaminantů v prostředí podzemní vody nemění. Do hodnocení nejsou zahrnuty degradační, transportní a přenosové procesy, které mohou změnit koncentraci kontaminantu. Proto jsou výpočty pro budoucí expozici pravděpodobně nadhodnoceny.

•

Při výpočtech expozičních scénářů bylo použito maximálních naměřených hodnot obsahu škodlivin, čímž bylo riziko také podstatně nadhodnoceno.

•

Při hodnocení expozicí se předpokládá, že jedinec je vystaven maximálním koncentracím po celou dobu trvání expozice, že tato kontaminace je rozdělena rovnoměrně, že nedochází k degradačním procesům, které by postupem času snížily koncentraci chemických látek. Expozice se může také lišit v závislosti na druhu, stáří, citlivosti jedince apod.

•

Faktory směrnice karcinogenity SF jsou obecně odvozovány použitím linearizovaného vícestupňového modelu pro hodnocení vztahu dávka – účinek bez ohledu na mechanismus vzniku nádorového onemocnění (U.S. EPA, 1989, 1996). Tento model generuje nejvyšší (a tedy nejkonzervativnější) hodnoty faktoru směrnice ve srovnání s jinými modely. Většina faktorů směrnice pro prioritní kontaminanty v zemině, sedimentu, podzemní vodě či ovzduší, které jsou používány pro odhad rizika, je odvozena z informací o vztahu dávka – účinek ze studií provedených na zvířatech. Všechny tyto faktory směrnice karcinogenity vnášejí do analýzy rizik vysoký stupeň konzervativního přístupu. Navíc může extrapolace výsledků z pokusných zvířat na člověka vnést chyby vzhledem k různým mechanismům působení, cílovým orgánům a k variabilitě populace.

4. DOPORUČENÍ NÁPRAVNÝCH OPATŘENÍ 4.1. Doporučení cílových parametrů nápravných opatření Sanačních limity pro podzemní vody a zeminy stanovené rozhodnutím ČIŽP OI Brno č.j. 7/OV/135/98/Bu ze dne 12.10.1998 na základě Analýzy rizika (1998) vycházely z výpočtů pro přijatelnou míru rizika, uvažující expoziční scénář nahodilá perorální expozice podzemní vody a inhalace par z kontaminované podzemní vody při zalévání z domovních studní a v zahradnictví. Jako limitní byly použity měřítka agentury US EPA (HI > 1 a ILCR > 1x10-4). Pro cílové parametry sanačních opatření byly aktualizovaným Rozhodnutím ČIŽP OI Brno ( č.j. 7/OV/135/98/Bu) stanoveny hodnoty pro podzemní vody :


51

Tabulka č. 23: Dosud platné sanační limity pro podzemní vody z roku 1998 VCE

1,1-DCE 1,2-DCE

TCE

PCE

Σ Cl-Eth*

µg/l Cílový limit ČIŽP- centrum

-

100

200

200

500

1000

Cílový limit ČIŽP – okraj areálu

-

50

100

150

250

550

TCE

PCE

Σ Cl-Eth*

20

3

63

* součet 1,1-DCE, 1,2-DCE, TCE a PCE

a také hodnoty pro zeminy : Tabulka č. 24: Dosud platné sanační limity pro zeminy roku 1998

VCE

1,1-DCE 1,2-DCE mg/kg

Cílový limit ČIŽP

-

20

20

Při srovnání aktuálních koncentrací v zeminách v nových vrtech a s přihlédnutím ke skutečnostem, že v současnosti je areál jen velmi málo využit, že svrchní vrstvy zemin byly odtěženy, že prakticky nehrozí ( mimo stavební práce ) zdravotní rizika a že další využití areálu bude opět průmyslové, považujeme za neadekvátní limity pro TCE a PCE a navrhujeme jejich další aktualizaci na 200 mg/kg pro TCE a 60 mg/kg pro PCE, s tím, že by mělo dojít k sanaci kontaminovaných zemin v okolí vrtů S-3, S-4 a S-12, HV-5, HP1-5. Vzhledem k tomu, že maximální koncentrace jsou zjišťovány až v hloubkách cca 9 m p.t., mohla by být provedena pouze nepřímá sanace ( např. čerpáním vod a nasazením např. stripovací sestavy nebo levnějšími biodegradačními metodami se syrovátkou pomocí penetračních sond). Sanační varianta je však ekonomicky náročná a reálnější je provést nulovou variantu sanace s monitoringem nejbližších objektů po směru proudění podzemních vod od zmíněných kontaminovaných částí areálu (centra). Vzhledem ke změně způsobu využívání podzemní vody (zamezení využívání kontaminované podzemní vody v areálu CHPaČ, vybudování náhradního zdroje podzemní vody v SOU zahradnickém) lze původně uvažované expoziční scénáře považovat za nereálné. Ve směru proudění podzemní vody se v současnosti nenachází populace, která by byla kontaminací ClU ohrožena. Z důvodu vysoké míry kontaminace podzemní vody je však nutno vhodnými opatřeními zamezit kontaktu osob s podzemní vodou. Zdravotní rizika vyplývající z užívání podzemní vody lze vyloučit pouze při dodržování následujících pravidel využívání podzemní vody: •

Zásobování vodou (pitnou i užitkovou) areálu CHPaČ by mělo být zajištěno výhradně z jiných zdrojů – z veřejného vodovodu nebo dovozem. Podzemní voda ze studny St-100 nesmí být čerpána ani využívána k žádným účelům (mimo monitoring), což by mělo být zajištěno masivním betonovým krytem pevně spojeným s vlastní studnou.


52

•

Zásobování vymezeného zájmového území pitnou vodou z veřejného vodovodu ( viz příloha č.16).

•

V areálu SOU zahradnické nebudou pro odběr podzemní vody využívány původní studny St-13 a St-200 ani jiné objekty. Obě studny jsou překryty betonovým krytem, další opatření nejsou vzhledem k dosud dodržovanému zákazu odběru nutná. Jako zdroj užitkové vody pro zalévání bude výhradně využíván vybudovaný náhradní objekt St-300, u kterého doporučujeme pravidelně sledovat parametry ClU v rámci plošného monitoringu. Podzemní voda nebude využívána pro lidskou potřebu (umývání, příprava pokrmů). Vzhledem k tomu, že objekt St-300 je využíván jen k občasné zálivce a vzhledem k mocnosti kolektoru a vydatnosti zvodně není nutno odběr podzemní vody dále regulovat. Uživatel areálu bude o výsledcích aktualizace analýzy rizik informován.

•

Stávající vrty v zájmovém území (viz příloha 16) by měly být opatřeny uzamykatelnými poklopy.

•

Ve vymezeném zájmovém území nebude povolována realizace nových studní, či vrtů pro využívání podzemní vody, včetně hlubinných vrtů za účelem získávání zemského tepla – viz příloha č.16.

bude zajištěno výhradně

Jak již bylo uvedeno, zdravotní rizika vyplývající z kvantifikovaného expozičního scénáře pro dělníky provádějící výkopové práce v prostoru CHPaČ lze vhodnými opatřeními eliminovat na únosnou míru. Takto zjištěná zdravotní rizika nelze využít pro zpětný propočet cílových limitů. Návrh změny cílových limitů nebyl proveden na základě kvantitativního hodnocení zdravotních rizik přijatých expozičních scénářů. Dle našeho názoru je kontaminace vázána v dostatečné hloubce pod terénem, přímé zdravotní ohrožení lze tedy vyloučit. Návrh změny cílových limitů vychází z vývoje koncentrací ClU za uplynulých 12 let, výpočtů faktoru ředění na výstupním profilu do toku řeky Olšavy a z koncepce dalšího využití území. Situace však musí být pravidelně monitorována v jasně stanovené síti vrtů, tak aby byl zřetelný vývoj v jednotlivých objektech. Pro podzemní vody na okraji areálu se jeví problematickým dosažení limitů u 1,2 DCE, jakožto parametru rozpadové dechlorační řady. Vzhledem k tomu, že nebyli stanoveni reální přijemci podzemních vod v odtokovém směru, považujeme za únosné stanovit nový limit na 1,2 DCE na 5 000 µg/l v centru areálu a 2 500 µg/l na okraji areálu. Zároveň by měl být stanoven cílový limit na VCE na okraji areálu. Navrhujeme limit 250 µg/l pro vrty mimo areál ve směru proudění podzemní vody ( k JZ). Souběžně by mělo dojít k úpravám cílového limitu pro celkové ClU. Návrhy změn limitů vycházejí mj. z propočtů ředění kontaminace ve vodoteči – viz tabulka 5, výsledné koncentrace v toku budou reálně po uskutečnění dalších faktorů nižší. Návrh změn cílových limitů musí být před jejich aplikací schválen příslušným orgánem ČIŽP. Tabulka č. 25: Návrh upravených sanačních limitů pro podzemní vody - rok 2008 VCE

1,1-DCE 1,2-DCE

TCE

PCE

Σ Cl-Eth*

µg/l Cílový limit ČIŽP- centrum Cílový limit ČIŽP – okraj areálu

-

100

5 000

200

500

5 800

250

50

2 500

150

250

3 200

* součet VCE, 1,1-DCE, 1,2-DCE, TCE a PCE


53

a také hodnoty pro zeminy : Tabulka č. 26: Návrh upravených sanačních limitů pro zeminy – rok 2008

VCE

1,1-DCE 1,2-DCE

TCE

PCE

Σ Cl-Eth*

200

60

300

mg/kg Cílový limit ČIŽP

-

20

20

* součet 1,1-DCE, 1,2-DCE, TCE a PCE

4.2. Doporučení postupu nápravných opatření Přestože nebyla prokázána reálná karcinogenní ani nekarcinogenní zdravotní rizika, resp. nebyly nalezeny reálně potenciálně exponované skupiny osob, koncentrace některých chlorovaných uhlovodíků v podzemní vodě mnohonásobně přesahují stanovené cílové limity dle ČIŽP (i nově navrhované limity), a to i přes zohlednění, že se jedná o průmyslovou oblast. Ve druhé etapě sanačních prací (leden 2006 až prosinec 2007) byly vyhloubeny zasakovací vrty HV-4 až HV-9 a tlakové sondy S-1 až S-13, do nichž byl aplikován KMnO4 ve formě 4% a 2% roztoku do 6 – 7 vrtů do různých hloubkových úrovní. Celkem bylo aplikováno 50 000 kg manganistanu (1 512,9 m3 roztoku). Vzhledem ke skutečnosti, že v listopadu 2006 došlo k úniku do funkční kanalizace a následně do řeky Olšavy, byla tato metoda na měsíc pozastavena a v říjnu 2007 definitivně ukončena. Rozšíření KMnO4 v podzemní vodě bylo ověřováno v dubnu 2008 (téměř 7 měsíců od ukončení zásaku manganistanu). Tmavě fialové zabarvení vody nebylo ověřeno v žádném objektu, fialové zabarvení bylo ověřeno pouze v 1 objektu (HV-4) a světle fialové zabarvení bylo ověřeno pouze ve 2 objektech (HP-1 a HP-21). Ve 26-ti objektech byl již manganistan spotřebován, což se projevilo přítomností burelu a hnědým zabarvením (HP 1-1, HP 1-2, HP 1-3, HP 1-5, HV-1 až HV-9, S-2 až S-5, S-7, S-8 a S-11 až S-13) nebo byla voda bez zabarvení (HP 1-4, S-1, S-9 a S10). Manganistan v listopadu 2006 pokrýval téměř celé centrum kontaminace a v dubnu 2007 už byl téměř spotřebován. Vzhledem k možným dalším únikům do povrchového toku bylo upuštěno od dočištění lokality manganistanem draselným a jako vhodná byla navržena alternativa použití nulamocného železa. Přípravné práce zahrnovaly laboratorní ověření účinnosti rozkladu Cl-Eth nulamocným železem na vzorcích zeminy a podzemní vody odebraných v prostoru vrtů HP-3 a HP-4, realizace probíhala od listopadu 2006 do března 2007 a byla vyhodnocena v závěrečné zprávě autorky L. Lacinové z Technické univerzity Liberec. V závěru zprávy bylo uvedeno, že nulamocné nanoželezo je možné úspěšně použít pro odstranění chlorovaných uhlovodíků na lokalitě Uherský Brod. Dostatečně účinná koncentrace nanoželeza pro testované vzorky byla cca 1 - 2 g/l. Rovněž bylo konstatováno, že průběh dekontaminace je podstatně ovlivněn sorpcí Cl-Eth na jílové frakci zeminy, kdy odbourávání Cl-Eth na vzorcích s vyšším podílem jílové frakce probíhá mnohem pomaleji. Určitou výhodou této metody se jeví, že se při aplikaci roztoku nanoželeza do horninového prostředí se nejedná o vnášení závadné látky a nemusí být tedy požádán vodoprávní úřad


54

o povolení výjimky k použití závadné látky. Negativní vlivy spojené s vnášením železa do horninového prostředí jsou podstatně nižší než u manganistanu nebo jiných oxidačních činidel. Použití nanoželeza pro aplikaci do horninového prostředí je v současnosti ve stadiu testů a pilotních zkoušek, byla potvrzena vhodnost bimetalických částic (Pd/Fe, Pd/Zn) pro odstranění ClU z vodného prostředí. Také částice nanoželeza s malým přídavkem paladia byly ověřeny pro rychlý rozklad PCE, TCE, 1,1 DCE i 1,2 DCE na méně toxické sloučeniny. Výhodou nanočástic železa je i to, že oproti biodegradačním reakcím vzniká podstatně méně chlorovaných meziproduktů či konečných produktů – jako VCE. Účinnost reakce však klesá v rozpadové řadě PCE-TCE-cis DCE-VCE, tzn. u méně chlorovaných uhlovodíků, takže tato metodika by byla vhodná spíše pro centrum znečištění s výskytem PCE a TCE. Konečným produktem by pak byl prakticky neškodný ethan. Na okrajích areálu by mohla být použita bioremediační metoda s využitím mikroorganismů, která byla úspěšně odzkoušena na dekontaminaci ClU v areálu České zbrojovky v Uherském Brodě s použitím syrovátky jako primárního zdroje energie pro organismy a intenzifikace celého procesu. Zároveň použitím aerobní biodegradace dojde k odstranění vznikajících meziproduktů (1,2 DCE a VCE). Tuto metodu lze podpořit procesem aerace, tzn. zasakováním zdrojů kyslíku a NPK, což usnadní rozklad 1,2 DCE a VCE. Nezbytnou součástí všech navrhovaných prací musí být monitoring na vybrané síti vrtů. Doposud probíhající plošný monitoring zahrnující vrty HP-3, HP-4, HP-1-7, St-11, St-13 a St-100 doporučujeme doplnit o nový vrt HN-2 a zdroj užitkové vody v areálu SOU St-300. Monitoring by měl být prováděn po dobu sanace a následných 3 let s četností čtvrtletně v době sanace a půlročně po sanaci. Monitoring by byl vyhodnocen v rámci zprávy o sanaci a později v samostatné zprávě o monitoringu vždy na konci roku.


55

5. ZÁVĚR Předmětem prováděných prací byla aktualizace dříve provedených hodnocení zdravotních rizik Analýzy rizika (Geotest Brno, 1998), Aktualizace analýzy rizika (AQUATEST a.s., 2001), Hodnocení zdravotního rizika (Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě, 2005) a Hodnocení zdravotních rizik (AQUATEST a.s., 2008) vyplývajících ze znečištění horninového prostředí a podzemní vody způsobených činností areálu bývalé CHPaČ v Uherském Brodě na ulici Vazová s ohledem na provedené sanační práce a výsledky sanačního a postsanačního monitoringu. Hlavními kontaminanty jsou ClU, částečně i NEL. V rámci geologických prací byly vybudovány dva nové vrty západně od areálu mimo centrum znečistění v předpolí a na vybrané síti vrtů po celém zájmovém území byly odebrány vzorky podzemních vod pro zjištění aktuálních hodnot kontaminace při jejím horizontálním šířením saturovanou zónou, do hodnocení byly zahrnuty i vzorky odebrané firmou AQUATEST v roce 2008. Sanace zemin byla v letech 1999 – 2002 provedena pouze v místech s nejvyšším znečistěním zemin u nádrží, tzn. že zdroj kontaminace nebyl dosud zcela zlikvidován, což potvrzují výsledky analýz zemin při hloubení pozdějších vrtů. Proto je zřejmé, že i v současnosti probíhá vyluhování do saturované zóny a prostřednictvím podzemní vody dochází k šíření do okolního prostředí. Maximální koncentrace celkových ClU v centru v saturované zóně byla zjištěna v roce 1996 na úrovni cca 60 000 µg/l ve vrtu HP-3, přes 90 000 µg/l ve vrtu HV-2 v roce 2005 a 119 000 µg/l ve vrtu HV-6 v roce 2006, 60 000 µg/l bylo zjištěno v roce 2005 také ve vrtu HP1-2 a 58 000 µg/l bylo v roce 2004 také ve vrtu HP-21. Převažovaly obsahy PCE a TCE, pouze u vrtu HP1-2 byl nejvýraznější složkou 1,2 cis DCE. Všechna tato maxima vysoko překračovala stanovený cílový limit 1000 µg/l. Při vzorkování v dubnu 2008 firmou AQUATEST a.s. byly v centru zjištěny maximální hodnoty 1200 až 1700 µg/l celkových ClU ve vrtech HP-3, HP1-3 a HP1-7, s tím však ostře kontrastuje námi zjištěná hodnota ve vrtu HP1-1 na úrovni téměř 22 000 µg/l, z čehož poloviční množství tvoří původní PCE. Mimo centrum kontaminace byly v podzemních vodách nejvyšší hodnoty zjištěny ve starších vrtech HP-4, studních St-100 a St-13 a také v novém vrtu HN-2, kde jsou hodnoty celkových ClU v intervalu 3800-8900 µg/l, přičemž prakticky veškerá kontaminace je tvořena produktem dechlorace 1,2 cis DCE. Ve všech zmíněných objektech (pro nový vrt HN-2 chybí srovnání) je současná koncentrace výrazně vyšší než v roce 1996 a je tím zřetelně dokumentován pohyb kontaminančního mraku. Také tyto hodnoty vysoko překračují cílový limit 550 µg/l pro celkový obsah ClU a 100 µg/l pro 1,2 cis DCE. Rovněž vysoké jsou obsahy VCE, které se pohybují v intervalu 1560-1760 µg/l (tzn. 90 x převyšují limit C dle MP), na tento parametr však nebyl dosud stanoven cílový limit. Sledováním parametrů přirozené atenuace ve vrtech bylo potvrzeno, že ve vrtech s výraznou kontaminací je snížena úroveň volného kyslíku a dusičnanů (u síranů nejsou rozdíly výrazné), naopak zde došlo k nárůstu množství železa a částečně manganu, protože ve znečistěných vrtech převažuje redukční prostředí. Rovněž byl sledován i růst mikrobiálních kultur, kdy byla potvrzena přítomnost bakterií v kontaminovaných vrtech. Kontaminace saturované zóny přesahuje svým rozsahem hranice areálu, ve směru proudění podzemních vod se nenachází obytná zástavba. Další prostor k nejbližším RD v zástavbě (vzdálenost cca 1300 m) v Havřicích vyplňují areály podniků a dále pole. Uherský Brod – CHPaČ Vazová - AAR

56

Vzhledem ke změně způsobu využívání podzemní vody (zamezení využívání kontaminované podzemní vody v areálu CHPaČ, vybudování náhradního zdroje podzemní vody v SOU zahradnickém) lze uvažované expoziční scénáře, které byly hodnoceny v rámci dříve provedených hodnocení zdravotních rizik, považovat za neaktuální. Ve směru proudění podzemní vody se v současnosti nenachází ohrožené skupiny, které by byly kontaminací ClU ohroženy. Potenciálním příjemcem tak může být pouze nekontrolovaný odběratel vody z kontaminovaných studní, kterého lze vhodnými opatřeními eliminovat. Proto navrhujeme úpravu sanačních limitů pro 1,2 DCE na okraji areálu a TCE a PCE v centru kontaminace a zavedení limitu pro VCE na okraji areálu. Na základě vyhodnocení dosud provedených průzkumných prací ověřujících šíření znečištění kontaminace z prostoru bývalé CHPaČ saturovanou zónou a vzhledem k hodnocení šíření znečistění povrchovými vodami nelze zcela vyloučit ovlivnění kvality povrchové vody v řece Olšavě a říčních ekosystémů. Pro splnění cílových limitů byla navržena jako metoda sanačního zásahu pro centrum znečištění rozklad Cl-Eth nulamocným železem. V okrajové části areálu doporučujeme použití bioremediační metody s využitím mikroorganismů. Pro sledování průběhu a účinnosti sanace doporučujeme pravidelný monitoring na vybrané síti cca 8 vrtů a následný postsanační monitoring po dobu 3 let.

Zpracovali : Ing. Pavel Žíla Ing. Jana Cholevová

Schválil :

Ing. Milan Horák

vedoucí střediska HG a ŽP

V Ostravě 12.12.2008


57

POUŽITÁ LITERATURA • • • • • • • • • • • • • • • • • • • • • • • •

Bláha, K., Cikrt, M.: Základní pojmy spojené s hodnocením rizika. Státní zdravotní ústav, Praha, 1994. Bláha, K.: Základy hodnocení zdravotních a ekologických rizik. Odbor ekologických rizik MŽP ČR, 1997. Czudek T. et al.: Geomorfologické členění ČSR, Stud. geogr. 23, Brno, 1972. Databáze US EPA, http://www.epa.gov http://www.epa.gov/region09/superfund/prg/ Databáze IRIS - Integrated Risk Information System, U.S. EPA, Demek J., Quitt E., Raušer J.: Fyzickogeografické regiony ČSR, Stud. geogr., Brno, 1975. Ekotoxikologická databáze, http://www.piskac.cz/ETD Geografický informační systém města Uherský Brod http://www.ub.cz/ Innemanová P., Vencelides Z., Šráček O.: Monitorovaná přirozená atenuace ropných uhlovodíků a chlorovaných alifatických uhlovodíků v podzemní vodě, MŽP ČR, 2001. Integrovaný registr znečišťování http:/www.irz.cz Jetel J.: Určování hydraulických parametrů hornin hydrodynamickými zkouškami ve vrtech. ČSAV, Praha,1982. Jiřík V. (2005): Hodnocení zdravotního rizika: Ekologická havárie v areálu bývalé CHPaČ Uherský Brod – část I a II. Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě Koppová, H. (1998): Uherský Brod - chemická čistírna a prádelna – Analýza rizika znečištěného horninového prostředí a doplňující hydrogeologický průzkum. GEOtest Brno, a.s., Brno. Koppová, H. (2001): Uherský Brod - chemická čistírna a prádelna. – Analýza rizika znečištěného horninového prostředí a doplňující hydrogeologický průzkum AQUATEST, a.s., Praha/Olomouc. Koppová, H. (2008): Uherský Brod - chemická čistírna a prádelna. – Dílčí ZZ za I. a II. etapu sanačních prací AQUATEST, a.s., Praha/Olomouc. Kříž H.: Regiony mělkých podzemních vod, Stud. geogr., Brno, 1971. Marhold, J.: Přehled průmyslové toxikologie - Organické látky. Avicenum Praha, 1986. Matrka, M., Rusek, V.: Průmyslová toxikologie – Úvod do obecné a speciální toxikologie. VŠCHT v Pardubicích,1991. Matrka, M., Rusek, V.: Průmyslová toxikologie – Úvod do obecné a speciální toxikologie. VŠCHT v Pardubicích,1991. Metodický pokyn Ministerstva životního prostředí České republiky pro analýzu rizik kontaminovaného území uveřejněný ve Věstníku MŽP ročník XV, částka 9 v září 2005 Michlíček E.: Hydrogeologické rajóny ČSR - svazek 2.GEOtest Brno, 1986. Moravský rybářský svaz - místní organizace Uherský Brod - http://rybari.uh.brod.cz/. Novák, S. (2002): Oznámení záměru stavby "Změna užívání prádelny a čistírny na porážku a zpracovnu masa, I. etapa, Uherský Brod - Vazová"


58

• • • • •

Pitter, P.: Hydrochemické tabulky. SNTL Praha, 1987. Pitter, P.: Hydrochemie. SNTL Praha, 1999. Server PLUMBUM – Český ekologický ústav. Toxicology Data Network, http://www.toxnet.nlm.nih.gov U.S. Departement of Labor, Occupational Safety & Health Administration http://www.osha.gov • Vyhláška 252/2004 Sb.v platném znění, kterou se stanoví hygienické požadavky na pitnou a teplou vodu a četnost a rozsah kontroly pitné vody. •


59

UHERSKÝ BROD CHPaČ ulice Vazová

Recommend Documents