Univerzita Karlova v Praze Přírodovědecká fakulta Ústav pro životní prostředí Studijní program: Ekologie a ochrana prostředí Studijní obor: Ochrana životního prostředí
Diplomová práce
Vliv lokálního topení na kvalitu ovzduší ve vnitřním a venkovním prostředí malého sídla The effect of local heating on indoor and outdoor air quality in rural settlement
Diplomant Bc. Jana Kozáková Vedoucí diplomové práce: Prof. RNDr. Martin Braniš, CSc.
Praha, květen 2011
Prohlášení: Prohlašuji, že jsem diplomovou práci zpracovala samostatně a že jsem uvedla všechny použité informační zdroje a literaturu. Předložená závěrečná práce je totožná s elektronickou verzí vloženou do SIS. Tato práce ani její podstatná část nebyla předložena k získání jiného nebo stejného akademického titulu. V Praze, 9. 5. 2011 Podpis
Poděkování: Chtěla bych poděkovat panu Prof. RNDr. Martinu Branišovi, CSc., vedoucímu mé diplomové práce, za vedení, zájem, připomínky a čas, který mi věnoval. Dále bych chtěla poděkovat ČHMÚ za poskytnutí dat. Mé poděkování patří též mé rodině a blízkým přátelům za pomoc a podporu během studia.
Abstrakt ýæ±
ý
³ǡÀ À«Àý
Àý
À
Ǥ ³âÀ«³Àõ
Àý
ǤÀ æÀ³³æÀâǤ±
«
À ³³æ±
âÀ ÀâÀ
À±õ³À
ÀÀʹͲͲͻʹͲͳͲ³³ÀǤ³ā³ ³â³
ʹǡͷǡÀ
± ȋǡÀǡ
³³ǡā±«À ȌǤâÀâÀâÀ
Ǥ õ³±
ͳͲ
±ÀææÀāÀ±³³Ǥ ±³õ³±
ͳͲ
āæÀā³³ȋͳͷǡͷɊȀ͵ǡͳǡͶɊȀ͵Ȍ ÀÀ
ý³ææÀȋ͵ͳǡͳɊȀ͵ǡʹͶǡ͵ɊȀ͵ȌǤõ³± âÀ
ͳͲʹǡͷāæÀ
±³ȋͻǡɊȀ͵ǡͺǡ͵ɊȀ͵Ȍ āÀÀȋʹͶǡͲɊȀ͵ǡʹͲǡɊȀ͵ȌǤ
âÀÀÀâÀ
ʹǡͷææÀāÀȋ³âÀȀ³æÀ
ͳǡͶͳȌ
âÀ
āæÀ
ȋ³ͲǡͷͷȌǤâÀ ³ýæÀ
Àý
Àȋ³ÀȌý
À ȋȌǤâāā³À
³æÀâÀâ ʹǡͷā͵ǤýÀǡāææÀÀ
ͳͲʹǡͷæ³
À
À³ȋæ± ±ÀȌ
ÀȋææÀÀȌǤõ³ À׳
ͳͲ³³
ȋͲǡͻʹȌǡÀÀ
āæÀȋͲǡȌǤâý
³³æ³ǡā³ À³³ý
ȋȌǡ
³Ǥ ³³³
ÒǡÀæý
ý
À
³ǤýÀ âǡā«Àõ³Àý
À
± ææÀﳫæ³Àý³Ǥ±À³æ«âÀ âÀǡÀý±õā⫱À æ³
±
Ǥ
Abstract Increased concentrations of particulate matter do not occur in urban areas only, they occur in winter time episodes of high concentrations in small settlements, as well. It is probably caused by usage of solid fuels in domestic heating. The indoor air quality is closely influenced by the outdoor air pollution. Concentrations of size‐separated PM were measured by a cascade impactor (PCIS) during two winter and one summer seasons in the years 2009 and 2010 in a village Svrčovec situated near the town Klatovy. Continuous concentrations of PM2.5 were measured in parallel by using a commercial photometer DustTrak. Following meteorological parameters were monitoring ‐ temperature, relative humidity, wind velocity, wind direction, precipitation and sun radiation. The presence of persons and their activities in the house were noted. The average PM10 concentrations in Svrčovec were higher than average PM10 concentration in Klatovy. The summer average PM10 concentrations in Svrčovec were lower than the concentrations in the town (15.5 μg/m3, 17.4 μg/m3) and the winter PM10 concentrations in Svrčovec were significantly higher (31.1 μg/m3, 24.3 μg/m3). The average indoor concentrations (PM10 and PM2.5) were lower in the summer (9.6 μg/m3, 8.3 μg/m3) than in the winter season (24.0 μg/m3, 20.7 μg/m3). When people were present in the house, the indoor PM2.5 concentrations were higher than the outdoor concentrations (ration indoor/outdoor concentration 1.41) and PM2.5 concentrations were lower in case of people absence in the house (ration 0.55). Presence of people caused increase in concentrations of fine particles (heating) and coarse particles (resuspension). The approximate delay of infiltration from outdoors to indoors ranged between 2.5 and 3 hours. The relationship between the daily concentrations of PM10 and PM2.5, daily average temperature and wind velocity was found out, as well. The highest concentrations were obtained during the low temperature and low wind velocity periods. The PM10 concentrations in Klatovy and in Svrčovec as well were highly correlated during the winter season (0.92). The correlation dropped to 0.67 during the summer. We measured very low values of wind velocity when the wind was blowing from southwest (from Klatovy). The city did not probably influence the small settlement in the periods of measuring. The PM sources were behaving similarly in the same meteorological conditions. Particulate air pollution in the small village was not found substantially different from Klatovy town. People spend more time indoors where a health problem for sensitive persons can be caused by solid fuels burning.
Obsah
1. Úvod……………………………………………………………………………………………………………......2 2. Cíle práce……………………………………………………………………………………………………......8 3. Metodika………………………………………………………………………….……………………………..9 3.1. Lokalita měření…………………………………………………………………………….…………….9 3.2. Použité přístroje……………………………………………………………………………………….12 3.3. Doba měření…………………………………………………………………………………………….14 3.4. Zpracování dat………………………………………………………………………………………….15 4. Výsledky………………………………………………………………………………………………….........17 5. Diskuze…………………………………………………………………………………………………………40 6. Závěr……………………………………………………………………………………………………….........48 7. Seznam použité literatury………………………………………………………………………...….49 1
1. Úvod Aerosol je stále jedna z nejdůležitějších znečišťujících příměsí venkovního ovzduší. Je definován jako soubor tuhých, kapalných nebo směsných částic o velikosti v rozsahu 1nm až 100 µm. Má významný vliv na takové atmosférické děje jako je vznik srážek a teplotní bilance Země. Z hlediska zdravotního působení atmosférického aerosolu na člověka byly definovány velikostní skupiny aerosolu značené jako PMX (Particulate Matter), které obsahují částice s aerodynamickým průměrem x a menším. Nejčastěji se rozlišují skupiny PM10, PM2,5, PM1,0. Podle velikosti rozlišujeme 3 typy částic:
částice nukleačního modu, které vznikají jako důsledek vysokoteplotních procesů (hoření, tavení rud a kovů, svařování) a fotochemických reakcí v atmosféře, mají velikost přibližně 20 nm ‐ 0,1 µm,
částice akumulačního modu vnikají především kondenzací plynů chemickou reakcí (konverze plyn‐částice), kondenzací vody nebo ostatních par na již existujících částicích a koagulací částic nukleačního modu, jejich velikost se pohybuje od 0,1 µm do 2,5µm,
mod hrubých částic představuje částice větší než 2,5µm vzniklé působením mechanických sil, k jejich nejvýznamnějším zdrojům patří již zmíněné lomy, těžba, cementárny a vápenky, odnos částic větrem ze stavebních pozemků a z ploch bez vegetace. Přirozené zdroje (vulkanický prach, bioaerosol, mořská sůl a minerální aerosol) patří též mezi hrubé částice (Hinds, 1999). Zvýšené koncentrace aerosolu nejsou jen dominantou velkých měst, ale
v zimních obdobích se často objevují epizody vysokých koncentrací aerosolu i v menších městech a vesnicích. Zde bývá hlavní příčina spalování pevných paliv společně s inverzní meteorologickou situací. V posledních letech nastává velký rozvoj „alternativní energie“, lidé se vracejí k tradičnímu palivu – dřevu a rozmáhá se užívání technologicky zpracované biomasy 2
(peletky, brikety…). Děje se tak často kvůli rostoucím cenám elektřiny a zemního plynu. Naopak v rozvojových zemích lidé užívají běžně tradiční dřevo a nezpracovanou biomasu jako zdroj energie pro vaření a vytápění svých obydlí. S kvalitou venkovního ovzduší je těsně spjata kvalita ovzduší uvnitř budov. Hlavní vnitřní zdroje polétavého prachu jsou činnosti spojené s lidskou aktivitou (vaření, kouření, vytápění, úklid, pohyb…) a také infiltrace částic z vnějšího prostředí. Ta závisí na ventilační rychlosti a venkovní koncentraci částic. Penetrace probíhá nejčastěji u částic akumulačního modu (tj. částice o velikosti 0,1‐2,5 µm) (Koutrakis et al., 1991). Přibližně polovina domácností světa používá nezpracovaná pevná paliva při topení či vaření a více než 80 % se na tom podílí rozvojové země jako Indie a subsaharská Afrika nebo i Čína. Dostupné studie ukazují, že znečištění vnitřního ovzduší z vaření a topení v domácnostech způsobuje závažné nemoci především v rozvojových zemích, kde se používají lokální topeniště (otevřená ohniště) a kamna především na pevná paliva (uhlí, biomasa‐dřevo, zbytkové zemědělské plodiny a dobytčí trus). Kamna na vaření, které často nemají žádný kouřovod, a zplodiny tak zůstávají uvnitř místnosti, jsou nezbytná a využívají se každý den v přítomnosti lidí. Jejich expoziční účinnost je vysoká, mnohem vyšší než ve venkovním prostředí. Nejvíce postiženou skupinou obyvatelstva v chudých oblastech představují ženy a malé děti, které jsou nejčastěji vystavovány vysokým expozicím zdrojů vnitřního znečištění ovzduší (Smith, 2002). Studie z oblasti jižní Indie potvrdila, že osobní expozice a koncentrace vnitřního prostředí významně korelují s typem paliva. Zatímco největší koncentrace respirabilních částic vznikaly při spalování zemědělských produktů (zbytků z úrody), dále pak dřevní štěpky a dřeva, menší koncentrace byly naměřeny při spalování topného oleje a nejmenší u LPG a bioplynu. Průměrné denní expozice žen, které při vaření používaly biomasu (tedy dřevo, dřevní štěpku a zemědělské zbytky) byly významně vyšší než u těch, které využívaly čistá paliva. Ženy, které se nepodílely na přípravě jídla, chodily do práce či do školy byly exponovány mnohem méně, stejně tak i pracující muži (Balakrishnan et al., 2002). 3
Studie uskutečněná v Guatemale ve venkovském prostředí ukázala na rozdíly v průměrné porodní váze u matek užívajících při vaření kamna na čistá paliva (LPG, zemní plyn, elektřina), paliva pevná (dřevo…) a otevřená ohniště. Největší procento dětí s nízkou porodní váhou se narodilo ženám vystavovaným otevřenému ohni. Nejnižší procento zase matkám, které užívaly elektřinu a plyn. Na těchto výsledcích se ale projevují i další ekonomické a sociální faktory, protože ve venkovských oblastech rodiny více užívají jako palivo dřevo, také jsou chudší, jejich strava není tak kvalitní a mají nižší úroveň vzdělání (Boy et al., 2001). Siddigui et al. (2005) zkoumali podráždění očí a dýchací obtíže (kašel, astma, ucpaný nos, zánět dýchacích cest, rýma) u pákistánských žen. Podráždění očí, zhoršení očních symptomů a dýchací obtíže byly významně vyšší u uživatelek dřeva než u žen vařících pomocí zemního plynu. I při krátkodobém denním vaření mělo větší procento žen užívajících dřevo bolesti v krku a horních cest dýchacích. Uhlí, které se především využívá ve venkovských oblastech Číny, obsahuje na rozdíl od biomasy další znečišťující látky jako síru a její sloučeniny, arsen, fluor, olovo a rtuť. Během hoření se tyto látky uvolňují do prostředí ve své oxidované formě (Zhang and Smith, 2007). Vytápění domácností biomasou je příčinou zvýšených venkovních a vnitřních koncentrací atmosférického aerosolu s uhlíkatými částicemi i ve vyspělých zemích. Současné studie ukazují, že vytápění dřevem může být hlavní zdroj znečištění ovzduší, zvláště v severských zemích a alpském regionu, kde jsou chladné zimy a dobrá dostupnost dřeva (Hellén et al., 2008, Schmidl et al., 2008, Bari et al., 2010). Za epizody, při kterých jsou překračovány limitní hodnoty polétavého prachu, jsou často zodpovědné i meteorologické podmínky jako je inverze a malá rychlost větru, dochází tak k akumulaci části v ovzduší (Caseiro et al., 2009). Na západním pobřeží Portugalska topení dřevem v domácnostech také představuje výrazné zvýšení koncentrací PM10 v zimním období. V této části roku přispívá až 18 % do celkových emisí PM10 (Borrego et al., 2010). 4
Známé jsou studie prováděné na Novém Zélandu (Wang and Shooter, 2002, Wang et al., 2005, Krivácsy et al., 2006). Krivácsy et al. (2005) prokázali pomocí chemické analýzy, že největším primárním zdrojem tohoto aerosolu ve dvou největších městech Nového Zélandu ‐Auckland a Christchurch je spalování biomasy při vytápění domácností v zimní sezoně. Ve městě Christchurch, které má asi 360 000 obyvatel, byly koncentrace částic čtyřikrát vyšší než v Auckland (1,3 mil. obyvatel). Je to částečně proto, že většina domácností vytápí dřevem, kdežto v Auckland lidé více využívají plyn a elektřinu. Dalším důvodem byla i meteorologická situace (inverzní podmínky) a geografická pozice města, které obklopují kopce. Uhlíkové částice byly příčinou překročení 24 hodinového emisního limitu. Ve studii prováděné v dánském městě s přibližně 2 500 obyvateli, obklopeném zemědělskou krajinou, byly měřeny koncentrace PM2,5 v zimním období ve dvou letech. Měření ukázalo zvýšené koncentrace PM2,5 z důvodu spalování dřeva zvláště během chladných zimních nocí s bezvětřím. Během těchto period se ukázalo, že koncentrace PM2,5 jsou během dne velice podobné s ranním a večerním maximem. Tato maxima se shodují s očekávanými periodami, kdy lidé začínají topit, ráno když vstanou a odpoledne po příchodu z práce. Koncentrace PM2,5 byly srovnatelné s rušnou ulicí města vzdáleného asi 30 km, po které denně projede přibližně 70 000 aut. Tyto koncentrace byly měřeny současně v obou městech (Glasius et al., 2006). Mnoho látek obsažených v kouři z hoření biomasy může poškodit lidské zdraví. Nejdůležitější sloučeniny jsou CO, NOX, SO2 (případně i z uhlí), formaldehyd a polycyklické aromatické uhlovodíky zahrnující karcinogeny např. benzo(a)pyren a suspendované částice. Částice s aerodynamickým průměrem pod 10 μm (PM10) a částice s aerodynamickým průměrem menším než 2,5 μm (PM2,5) mohou pronikat hluboko do plic a bylo prokázáno, že mají velký vliv na poškození zdraví (Pope and Dockery, 2006). Vliv polétavého prachu na zdraví závisí na jeho depozici a následné schopnosti dýchacího traktu odstranit tyto částice. To přímo souvisí s jejich velikostí a chemickým složením. Hrubé částice (2,5‐10 µm) mají sklon deponovat se v nosní, hltanové a hrtanové části, zatímco jemné částice (0,1‐2,5 µm) a ultrajemné částice
5
(< 0,1 µm) se usazují v průduškách, průdušnicích a pronikají až do plicních sklípků (Bernstein et al., 2008). Pozitivní vztah byl prokázán mezi expozicí PM2,5 a výskytem zánětu průdušek (bronchitida) a také astmatem. Suspendované částice mohou nést velké množství potenciálních alergenů. Přítomné organické polutanty spolu s těmito alergeny nebo endotoxiny mohou vyvolat zánětlivý efekt, vedoucí ke zhoršení alergické reakce (Bernstein et at., 2008). Částice jsou také známy jako nosiči karcinogenů (Pearce and Crowards, 1996) a organických polutantů, které významně přispívají ke zhoršení vlivu na zdraví. Velký povrch ultrajemných částic umožňuje přenášet množství toxických látek (např. polycyklických aromatických uhlovodíků, těžkých kovů a chinonů), které se mohou usazovat ve spodní části dýchacího traktu a tím se zvyšuje jejich vliv na výskyt nebo zhoršení nemocí dýchací soustavy (Bernstein et al., 2008). Jedna z mnoha prací potvrzující vliv polétavého prachu na zdraví prováděná ve střední Evropě, také i v severozápadních Čechách (Chomutov, Most, Teplice Ústí nad Labem a Děčín) prokázala závislost mezi suspendovanými částicemi a rakovinou plic, dýchacími obtížemi a kardiovaskulárními nemocemi při dlouhodobé expozici. V souvislosti s polétavým prachem byla zjištěna zvýšená předčasná úmrtnost (Peters et al., 2000), zhoršení zdravotního stavu u lidí s onemocněním dýchacího traktu a zvýšení srážlivosti krve (Seaton et al., 1995). V dnešní době také roste veřejné povědomí o riziku spojeném se zhoršenou kvalitou vnitřního prostředí, přesto ve vyspělých zemích tráví lidé přibližně 22 hodin denně uvnitř budov (Bernstein et al., 2008). Velká část aerosolu z vnějšího prostředí penetruje dovnitř a je smíchána s původními částicemi z vnitřních zdrojů (Koutrakis et al., 1991). Mezi další látky snižující kvalitu vnitřního ovzduší řadíme různé plyny (ozon, oxid dusičitý, oxid uhelnatý, oxid siřičitý), mikrobiální a chemické těkavé sloučeniny, látky vznikající při kouření a sloučeniny pronikající z vnějšího prostředí (Bernstein et al., 2008). Problém suspendovaných částic je stále aktuální, neboť podle odhadu Státního zdravotního ústavu žilo v roce 2008 15 % obyvatel České republiky v místech, kde 6
byly překročeny podmínky pro splnění imisního limitu suspendovaných částic PM10 (roční průměrná koncentrace do 40 µg/m3 a/nebo méně než 35 překročení 24 hodinového limitu 50 µg/m3). Nejvíce postiženy jsou průmyslově zatížené lokality, velká města díky zvyšující se automobilové dopravě, a v souvislosti s růstem cen energií a spotřeby pevných paliv v domácnostech i malá sídla (Internet 3). Podle posledního sčítání lidu, domů a bytů, které bylo prováděno v roce 2001, asi 31 % bytů v České republice využívaly vytápění pevnými palivy (dřevo a uhlí) a v průzkumu z roku 2003 vytápěla své domy či byty tuhými palivy přibližně polovina domácností ve venkovských lokalitách (Internet 1 a 2). Mnohé domácnosti si též vytápějí své byty kamny nebo si s nimi přitápějí v chladnějších obdobích. Problematice kvality ovzduší v malých sídlech se také dlouhodobě věnuje laboratoř pro studium kvality ovzduší Ústavu pro životní prostředí PřF UK. Diplomové práce zabývající se měřením aerosolu ve venkovním prostředí už obhájilo na naší fakultě několik studentů. Často byly publikovány v českém i zahraničním odborném časopise (Domasová, 1999; Andělová, 2007; Vrbová, 2009). V naší práci chceme na tyto diplomové projekty navázat a přidat nové informace týkající se vztahu vnitřního prostředí a aerosolu.
7
2. Cíle práce Předkládaná diplomová práce hledá odpovědi na následující otázky: Jaký význam má topení pro vnitřní prostředí? Jaká je infiltrace zvenku, když se uvnitř netopí? Jak ovlivňuje venkovní ovzduší zimní topení? Jak mohou ovlivnit vnější ovzduší meteorologické charakteristiky či specifické vnější zdroje v blízkém okolí sídla (v našem případě kamenolom)? 8
3. Metodika 3.1. Lokalitamení ³âÀ³±
«
ʹ À³³À
,
Ò± ȋâýæâā³ͶͲͲǤǤǡ ͶͻιʹͷƲeǢͳ͵ιͳͶƲȌǦ«Ǥ ͳǤ«ͳͶͻͲõǤāÀ±³± âlǤ
ÀÀ³ýȋ³À ȌǤ
À
À
ȀͳͺͷÀ
ÀÒǡ ±ÀâÀāǤ æÀý³æÀ³ʹͲõ³ȋͳͷȌǡâæ
ȋͳͺǡȌāÀ³ýÒȋͳͻȌǤ
ǡāÀ
«
ǡÀǤ ïõ,lʹͲͲͳ±
ʹͺý
õÀ
³ÀǤ«ǤʹÀ
õ³ý
õý
À
Ǥ ³±À
ǡ³õǡ
À«
ǡ ±³āÀ
±õý
ÀȋȌǤ
À«æ³À
ǤǤ± ǤǤæÀ
³
³ǤǤǤȋýǡ ±ā±ǡȌǡǤǤȋ±Ȍ ǤǤǤâæ
ȋýý
ÀõȌǤ ǡ±³³âÀǡāÀâ
Ǥ
Àýõǡ
À
À
ͳͻǤÀǡýæ³
õ³ʹͲǤÀǤ³âǡ³æÀ
ýǤâ³â±ǡ±
ÀāǤõāÀ
ǡÀāÀ
ͻ
celoročně, využit je převážně o víkendech a školních prázdninách. Půdorysné schéma domu a umístění přístrojů ukazuje obrázek č. 3.
kamenolom
Svrčovec
Klatovy
Obr. č. 1 Lokalita měření
obec Dolany
Klatovy
elektřina 4%
uhlí 17% dřevo 4%
dřevo 29%
elektřina 4%
uhlí 67%
plyn 75%
Obr. č. 2 Procenta vytápěných bytů v obci Dolany a Klatovy (Internet 1)
10
Obr. č. 3 Schéma domu a umístění přístrojů (červené značky)
P
P < 0,25 μm
D
D 0,5 - 0,25 μm
C
C 1 - 0,5 μm
B
B 2,5 - 0,5 μm
A
A 2,5 - 10 μm
Obr. č. 4 Kaskádový impaktor PCI
Obr. č. 5 TSI DusTrak 8520
11
3.2. Použitépístrojeaprácesnimi KaskádovýimpaktorPCIS(personalcascadeimpactorsampler) ÀæÀÀ
À
À ± Ǧ
ǡ Ǥ ͶÒõ
±ǤāÒ
«
ͷ
À
ȋ«ǤͶȌǤ,
±õ³À
ÀâÀͳͲǦʹǡͷρǡʹǡͷǦͳρǡͳǦͲǡͷρǡ ͲǡͷȂͲǡʹͷρæÀāͲǡʹͷρ(Misraetal.,2002)Ǥ«ýõ
ͻȀǡý
À
À
±ý õ
Ǥ
À±«Ǥ
«
āÀÀ õ³ʹͷǤæÀ«
À®± õ³͵ȋǷ
dzÒȌǤ «
±
ï«ÀͷͲΨǤāý
˱
ǡ««À× ±âÀǤ
ÀāÀǤ
ý
ͷǤ
ý³³ëý
Ǥ âāýāÀȋâ
ȌÀ±³ʹͶ
ý«â«±æ³ÀÀ
Ǥâ±āÀâÀÀ± ÀȋʹͲάʹιǡͷͲάͷΨȌǤā
ͶͲͲý
õ ȋʹͷȌǡͶ«õæ±³³Àȋ
³À
À ³À
À«ȌǤͶͲõā±Ǥý
õȋ͵Ȍ
ͳͲͲǡͳ«ͳͲā±Ǥ
³ÀÀÀǤ ±«ǡ«ý
ý
«õǡý
õ âÀ³âÀǤ ³âÀÀ³â³ǤââÀ À³³æÀÀȂ
ǡ
À
Ò ͳʹ
Ǥ³âÀâʹͲõ ͶͲāæÀÀǤ âÀ
âā³ʹͷõǤ± À³ýæ
âā³ͳͷ
ÀȋÀ
Àõ³³ ±«³ȌǤ
ý³ÀͻÀǤ
³ý
«õǡ³
Ǥâý³³³âõ
±
Àõ³ȋͷͳͲ
ȌǤ TSIDustTrak8520 ³ā³³â
ʹǡͷ
Àâ±±ǡ ǡͺͷʹͲȋ«ǤͷȌǡý ±«ÀÀ
À«
ȋȀ͵ȌǤ
³âÀā
±
«
Ǥ«
ǡ±âÀāÒ³âǡ ͲǡͳāͳͲρǤ«À³âÀ
À͵Ͳ Ǥ â³âÀÀâÀâÀ«±ǡë
ǤǷDzȋͳ ͳʹͳͲ͵ǦͳȌǤ ³
âÀ
ææÀÀ
Àā«À ǡæ³À
³À
À
ȋÀ±ææÀȌâÀ
³âÀ³«
õ±«ÀȋGörneretal.,1995;Chow etal.,2002)ǤāÀ
Àõ³ÀâÀ
³æÀ
ÀǤ³
õõ±â«ÀǤâÀÀ³±āâā³ ý
À׳ǡýæ
ͳͷͲ
ȋâȌͳͲ
ȋȌÀǤ± õý
³õÀ
À õ³±Ǥ āâÀ± ǦͲǡͲͲͳāΪͲǡͲͲͳȀ͵ǡâÀǤ «æ³«À«
± ͳ͵
ǤÀͳͶÀæ Ǧ³âÀǡ««æ³À«À «ǡõǡâÀ±ǡ«
âÀǤ ³³âÀÀǡ±ï« À
ȋâÀǡ³Àǡïǡ³ÀÀȌǤ ±ā
±ȋǡÀȌ âÀÀâÀ
À± ȋ͵ͳʹͳȌ͵Ͳý
Ǥ æÀ
±ȋǡÀǡāǡ«À ǡ
³³ȌÀ
±
âÀ³³± â±æ
Ǥ
«,±
±ïǤ ͳͲǡāÀÀæïǡ
āæÀ
ȋȌȋâýæ͵ͻͶǡ ǣͶͻιʹͶƲ ʹǤͳͺͻ̶eͳ͵ιͳƲͳʹǤͻʹͶ̶ȌǤǡā ā «ÀǡÀ± āâÀȋ
«ÀȌǡýā
Ǥ±
³ͳͲāÀæ ïæ³ʹǡʹǡ͵Ǥ 3.3. Dobamení ±À³ʹ«ǦÀÀ
À «
âÀȋȌ âÀǤ³âÀ
À± ͷ À
ǤāͻÀȂ͵ÀȋʹͲǤʹǤȂͳǤ͵ǤʹͲͲͻǡͳͻǤͳͳǤȂʹͺǤͳͳǤʹͲͲͻǡ͵ͳǤ ͳǤȂͻǤʹǤʹͲͳͲȌǡʹÀȋͳʹǤǤȂʹͳǤǤʹͲͲͻǡʹͺǤǤȂǤͺǤʹͲͲͻȌǤ³â³ Àæ³ʹǤ͵ǤʹͲͲͻͳͲǤͷǤʹͲͲͻʹʹǤǤʹͲͲͻʹǤǤʹͲͲͻȋͳǤǡ ʹǤ͵ǤÀȌǡ
ͳͷʹÀǤ«ǤÒ³âÀâÀõǤ ͳͶ
Obr..6asováosamenípístroj
3.4. Zpracovánídat Výpoetkoncentracíadetekníholimitu À
ͳͲ«ǡāā³ Àõ±«æ
Ǥ
ʹǡͷ ³ǡ«âÀæȋͳǤǦȌǤ «Àǡ³âÀ³âÀǡ«À
Àý
õǡ
āͳͲΨæ
Ǥ³
³Àǡ ÀâÀ±
±³³Ǥ«À «³±
āý
õ³±ÀÀõȋͻȀȌǤ«À«À æë±±Ǥæ
æÀā«À Ǥ«À±³ͳǡͲͲ ɊȀ͵±ʹǡͻ͵ɊȀ͵Ǥ ͳͷ
±³
ÀʹǡͷæÀ±ͷ ɊȀ͵³â±âÀǤ Statistickéhodnocení ý³âý
âý
«ǡāý À
ȋǦ
Ȍ
À
Àȋ
ͻÀ
ȌǤ À
³±ýǡ±ā«ÀýǤ ï±āÀ«Àǡā«ââÀ «±«
ý
õȋõȌÀâÀÀ Ǥ«ââ±±āÀý
±ǡâ«āõ ý
±³Ǥ
±ý
Àý³±
«À
õǡÀā«ā±
À«À
õǤ ÀÀ
«À
õÀ³³± â
±ýõǡāý±±ÀÀ ³õÀõÀ
õǤÀõā
³³±âý
õǤ
Àý³±āÀǤ³āȋ
ȌǤ ǦÀ³ýȋǤÀýͳǦͳȌǡ« âÀ±ǦÀ³Ǥ Ǧ³āȋǤÀ ͲȌ«ÀýǤ
±³³
³æÀÀ
± õÀ
³ý
(HavránekT.,2003)Ǥý±â «āÀâā±
õ«æ³ÀæÀǤ âý±æë
Ǥǡā ÀÀ³Àǡ«Àýā«À
Ǥ
ý
Ǥ ͳ
4. Výsledky
±±À³æÀõ³±
± ȋͳͲȌ³â±
«
ǤÀÀ õ³±
ͳͲææÀ
±Àā
ǤÀ À
ææÀ
³³ȋ«ǤͳȌǤ õ³±âÀ
ͳͲʹǡͷāæÀ
±³ǡ ³õ³
ͳͲâāõ³ýͳͲ ³âý
³³ǤâÀõ³±
ͳͲÀ ±ýǤ Tabulka.1Popisnástatistika24hod.hmotnostníchkoncentracíaerosolu(g/m3) celéobdobí:
ͳͲ«
ʹǡͷ«
ͳͲ
ͳͲâ
ʹǡͷ â
õ³
ʹͶǡͻ
ʹͳǡͶ
ʹͳǡͷ
ͳͺǡͷ
ͳͷǡͻ
ͳͶǡͳ
ͳͷǡͷ
ͳͶǡͳ
ͳͷǡͳ
ͳʹǡͶ
ͳͺǡ
ͳͷǡʹ
ͳǡͲ
ͳͳǡͷ
ͳͲǡʹ
Ͳǡͻ
ͳǡʹ
Ͷǡ
ͷǡͷ
ͷǡͷ
ǡͺ
Ͷǡͺ
ͷǡͳ
Ͷǡͻ
ͶǡͶ
létoǣ
õ³
ͳͷǡͷ
ͳͳǡͺ
ͳǡͶ
ͻǡ
ͺǡ͵
ͳͺǡͶ
ǡʹ
͵ǡ͵
Ͷǡͳ
ʹǡͳ
ͳ͵ǡͺ
ͳͲǡͻ
ͳǡͷ
ͺǡͻ
ͺǡͲ
ͶͲǡͳ
͵ǡ͵
ʹͶǡͺ
ʹͶǡͲ
ͳ͵ǡ͵
ǡʹ
Ͷǡͻ
ͳʹǡͶ
ͷǡʹ
Ͷǡ
zimaǣ
õ³
͵ͳǡͳ
ʹǡͺ
ʹͶǡ͵
ʹͶǡͲ
ʹͲǡ
ͳͺǡͲ
ͳǡͶ
ͳǡͷ
ͳǡͺ
ͳ͵ǡ
ʹͺǡʹ
ʹ͵ǡ͵
ͳͻǡͻ
ͳͻǡ
ͳǡͶ
Ͳǡͻ
ͳǡʹ
Ͷǡ
ͷǡͷ
ͷǡͷ
ǡͺ
Ͷǡͺ
ͷǡͳ
Ͷǡͻ
ͶǡͶ
ͳ
80
koncentrace (μg/m3)
70 60 50
PM10 obec PM10 uvnitř PM10 město
40 30 20 10 0
a)1.kampa 80
koncentrace (μg/m3)
70 60 50
PM10 obec PM10 uvnitř PM10 město
40 30 20 10 0
b)2.kampa
koncentrace (μg/m3)
80 70
PM10obec
60
PM10uvnit
50
PM10msto
40 30 20 10 0
c)3.kampa
ͳͺ
80 koncentrace (μg/m3)
70 60 50
PM10obec PM10uvnit PM10msto
40 30 20 10 0
d)4.kampa 80
koncentrace (μg/m3)
70 60 50 40 30 20 10 0 e)5.kampa Obrázky.7aePorovnánídenníchkoncentracíPM10v5kampaních
«Ǥ Ǧ À
± ± Àǡ ³³ âÀ
± ³ ³ ÀǤ ±ǡ ā À
³³ ³ ý õ³Ǥ âÀ
±
³ý
À
ý³æǡâā³ ³³ǡõýǤ
±ÒÀ ³âý
Ǥ â À À À × À ææÀ
± ± À À À âÀ ȋ
ǡ³Ȍâȋ«ǤͺǦȌǤ ͳͻ
zimní
d)
60 50 40 30 20 10
zimní
10
20
30
40
50
sezóna
letní
sezóna
zimní
10
20
30
40
50
60
70
sezóna
letní
b) koncentrace PM2,5 uvnitř (μg/m3)
70 60 50 40 30 20
koncentrace PM10 uvnitř (μg/m3) koncentrace PM10 Klatovy (μg/m3)
zimní
10
letní
c)
e)
sezóna
koncentrace PM2,5 Svrčovec (μg/m3)
70 60 50 40 30 20 10
koncentrace PM10 Svrčovec (μg/m3)
letní
a)
letní
sezóna
zimní
Legenda: odlehlé pozorování maximum (pokud není odlehlé pozorování), 75% kvantil, medián, 25% kvantil, minimum (pokud není odlehlé pozorování)
Obrázky č. 8a-e Porovnání koncentrací PM10 a PM2,5 v obci (venku, uvnitř) a ve městě podle sezóny
20
8 6
8
2
4
četnost
četnost 4 6 2
0
0 10 20 30 40 koncentrace PM10 Svrčovec (μg/m3)-léto
0
20
40
60
80
koncentrace PM10 Svrčovec (μg/m3)-zima
b)
četnost
0
0
1
2
2
3
4
4
četnost
5
6
6
8
7
a)
0
10
20
30
40
koncentrace PM2,5 Svrčovec (μg/m3)-léto
d)
0 10 20 30 40 50 60 70 koncentrace PM2,5 Svrčovec (μg/m3)-zima
4
četnost
e)
12 14 16 18 20 22 24 26 koncentrace PM10 Klatovy (μg/m3)-léto
0
0
1
2
2
3
4
četnost
6
5
6
8
7
c)
f)
0
20
40
60
80
koncentrace PM10 Klatovy (μg/m3)-zima
Obrázky č. 9a-f Četnosti koncentrací PM10 a PM2,5 ve Svrčovci a PM10 v Klatovech podle sezóny
21
500
venkovní prostředí vnitřní prostředí
1200 1000
dm/dlogDp (μg/m3)
dm/dlogDp (μg/m3)
1400
800 600 400 200
400 300 200 100 0
0 0,01
0,1
1
0,01
10
0,1
Dp (μm)
1
10
Dp (μm)
a)celémeníb)1.kampa 500 dm/dlogDp (μg/m3)
dm/dlogDp (μg/m3)
500 400 300 200 100 0
400 300 200 100 0
0,01
0,1
1
10
0,01
Dp (μm)
0,1
1
10
Dp (μm)
dm/dlogDp (μg/m3)
dm/dlogDp (μg/m3)
c)2.kampad)3.kampa 500 500 400 300 200 100 0
400 300 200 100 0
0,01
0,1 Dp (μm) 1
10
0,01
0,1 Dp (μm) 1
10
e)4.kampaf)5.kampa
Obrázky.10afHmotnostnídistribuceaerosoluprovšechnameníapodlekampaní
ʹʹ
70 60 50 40 30 20 10 0
koncentrace (μg/m3)
koncentrace (μg/m3)
A B C D P
70 60 50 40 30 20 10 0
A B C D P
70 60 50 40 30 20 10 0
A B C D P
koncentrace (μg/m3)
koncentrace (μg/m3)
mpa a))1.kampab)2.kam 70 60 50 40 30 20 10 0
A B C D P
koncentrace (μg/m3)
mpa c)3.kampad)4.kam 70 60 50 40 30 20 10 0
A B C D P
e))5.kampa Ob brázek.11aeVelikosttnrozlišený ýaerosolvevenkovnímprostedíve evšechkampaních
ʹ͵ ͵
70 60 50 40 30 20 10 0
koncentrace (μg/m3)
koncentrace (μg/m3)
70 60 50 40 30 20 10 0
A B C D P
A B C D P
70 60 50 40 30 20 10 0
koncentrace (μg/m3)
koncentrace (μg/m3)
a)1.kampab)2.kampa
A B C D P
70 60 50 40 30 20 10 0
A B C D P
koncentrace (μg/m3)
c)3.kampad)4.kampa 70 60 50 40 30 20 10 0
A B C D P
Legenda: A>2,5m B2,51m C10,5m D0,50,25m P<0,25m
e)5.kampa Obrázky.12aeVelikostnrozlišenýaerosolvevnitnímprostedívevšechkampaních(ervené znakypítomnostosobvdom)
ʹͶ
À
ͻǦ«
ÀͳͲʹǡͷ ³âý
«
ÀÀ׳ǤÀ
«
À«ǤͳͲǦǤ ³âÀ³æÀ
ʹǡͷ
±±À
ýǤâÀâÀ
± õ³³±ÀǤâÀÀ³â±³æÀ
ââÀ³âÀ
āæÀǤ«Ǥʹ ³âÀ
³æÀ
ÀǤ Tab..2PomrykoncentracíPM2,5
situace pomrvnitní/vnjšíkoncentracePM2,5
±³âÀ ͲǡͻͶ âÀ Ͳǡͷͷ âÀÀ ͳǡͶͳ ÀÀ ͳǡͲͶ ÀÀ ͲǡͶͷ ÀÀ ͳǡͷ͵ ÀÀ Ͳǡ͵ ÀÀ Ͳǡͷ͵ ÀÀ ͳǡͳͲ
âÀ³õýæÀ
À± ʹǡͷǡ³³³ÀǤýæÀ±
ͳͲā± âǤ«ǤͳͳǦͳʹǦÀÀæÀ ³æÀǡâÀâÀâÀý
Ǥ«Ǥͳ͵ ±À
Òõ
âÀÀâÀǤ õ³±
ͳͲʹǡͷâÀâÀ ææÀ
À׳
ǡ±âÀǤýÀ õ³ý
ͳͲʹǡͷ³
âÀÀ
ǡ±³ýǤÀÀ׳ǡā ³ǡõ³±
±±
æ ȋ«Ǥ͵ȌǤ ʹͷ
40
koncentrace (μg/m3)
35 30 25 A > 2,5 μm
20
B 2,5-1 μm
15
C 1-0,5 μm
10
D 0,5-0,25 μm
5
P < 0,25 μm
0 venku - celé uvnitř - celé venku bez měření měření přít. lidí
uvnitř bez přít. lidí
venku s lidmi
uvnitř s lidmi
Obrázek.13Koncentracejednotlivýchvelikostníchfrakcíaerosoluvrznýchsituacích
Tabulka.3Popisnástatistika24hod.vnitníchkoncentracíaerosolu( g/m3)
celé období: prmr SD medián MAX MIN léto: prmr SD medián MAX MIN zima: prmr SD medián MAX MIN
uvnitbez lidíPM10 10,2 4,8 10,4 26,2 4,9 8,8 1,6 8,7 12,2 6,9 11,9 6,5 10,1 26,2 4,9
uvnits uvnitbez lidmiPM10 lidíPM2,5 33,3 9,6 18,0 4,8 34,8 8,4 75,5 25,7 7,2 4,4 13,4 8,2 6,5 1,6 11,1 7,8 24,0 11,7 7,2 6,4 41,2 11,4 14,7 6,5 37,7 9,6 75,5 25,7 21,9 4,4
uvnits lidmiPM2,5 26,9 15,5 23,8 56,5 6,2 9,4 2,5 9,1 13,3 6,2 33,8 12,9 30,6 56,5 16,1
³æÀÀ³
À±õā³
ÀâÀõǡý
͵Ͳ
Ǥ ʹ
À
«ǤͳͶǡͳͷǡͳȋͳǤÒǡ͵ǤÒͶǤÒȌ
±ǡ±«Àõ±«ÀÀ
À ³À
ÀýæÀâÀ
Ǥeõ« ³À«
ǡāýâÀǡý³Àý« ǡ³³À
«ÀȋâÀǡ³ÀǡïȌǤ «Ǥͳ±ā®Àõ³
«ÀââÀ
âÒÀ
À³æÀ
ǤͳͻǤʹͳǤͳͳǤʹͲͲͻ³ ýǡÀ
³ÒǤ³æÀ
À
³
â
õÀ
ȋͳǣͲͲȌÀ«Ǥ Àǡā±â
Àõ
³ÀǤ³³æ³À
ÀǡÀ ý
Àȋõ³ͲǡʹȀȌǤæÀ
â
³ÀææÀȋõ³͵ǡͶ͵ȀȌǡ±ǡā
ʹǡͷ ÀæÀ
ǡ«
Ǥ³âý
âÀ
«
ȋ«ǤͳͷȌǤ«Ǥͳͳͺ Àõ³
ÀʹǡͷʹǤȋÀȌͷǤȋÀȌǤ
Obrázek.14KontinuálníprbhkoncentracíPM2,5vdob1.kampan
ʹ
Obrázek.15KontinuálníprbhkoncentracíPM2,5vdob3.kampan
Obrázek.16KontinuálníprbhkoncentracíPM2,5vdob4.kampa
ʹͺ
Obrázek.17KontinuálníprbhkoncentracíPM2,5vdob2.kampan
Obrázek.18KontinuálníprbhkoncentracíPM2,5vdob5.Kampan Legendakobr.14,15,16:zelenýpruhvtrání,žlutýpruhvaení,šedýpruhzatápní(kotel,kamna), topení,fialovýpruhvíceinnostínajednou(vaení,vtrání,úklid);POZOR:letníazimníkampanmají jinémítkoosyY.
ʹͻ
³âÀǡā³Àǡ³ýâÀ æÀÒ³ÀǤââý
âý
À
ǡ«±«³
âÀ ³æÀâÀâÀǤ
³âǡ À
«
³æÀâÀǡâÀ³æÀ
À
ǤÀý
õ
À͵Ͳ ý
À
õ³ā±«ÀÀ
Àā± âāā³À
Ǥʹǡͷ͵Ǥ«À
Àā
ÀͳͷͲǡâæÀÀ Àȋ«ǤͳͻȌǤ 0,78 0,76 korelační koeficient
0,74 0,72 0,7 0,68 0,66 0,64 0,62 0,6 0
30
60
90
120
150
180
210
časový posun (minuty)
Obrázek.19Urenípibližnédobyinfiltracepomocíkorelacemeziposouvanýmidatovými souboryvnitníchavnjšíchkoncentracíaerosolu
±Àý³ÒÀ
Ǥ³âÀâÀ±«±æÀ
ý³ýæǤǡ«ÀææÀ
³ǡÀāæÀ
Ǥ
ÀÀǤ³â³âÀ ý±
ȋ«ǤʹͲǡʹͳȌǤýÀǤ ͵Ͳ
âāæÀ
Ǧ±³ȋ±³Ȍ
À ȋ±ÀȌǤÀæâÀ³«Ǥʹʹǡʹ͵Ǥ 80
y = -6,491x + 36,92 R2 = 0,180
koncentrace PM10 (μg/m3)
70 60 50 40 30 20 10 0 0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
rychlost větru (m/s)
Obrázek.20PorovnáníkoncentracePM10arychlostivtruzaceloudobumení 80
y = -5,132x + 30,94 R2 = 0,128
koncentrace PM2,5 (μg/m3)
70 60 50 40 30 20 10 0 0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
rychlost větru (m/s) Obrázek.21PorovnáníkoncentracePM2,5arychlostivtruzaceloudobumení
͵ͳ
80
y = -0,884x + 33,10 R2 = 0,224
koncentrace PM10 (μg/m3)
70 60 50 40 30 20 10 0 -10,0
-5,0
0,0
5,0
10,0
15,0
20,0
25,0
30,0
teplota (°C)
Obrázek.22PorovnáníkoncentracePM10ateplotyzaceloudobumení
70
y = -0,927x + 29,28 R2 = 0,255
koncentrace PM2,5 (μg/m3)
60 50 40 30 20 10 0 -10,00
-5,00
0,00
5,00
10,00
15,00
20,00
25,00
teplota (°C)
Obrázek.23PorovnáníkoncentracePM10arychlostivtruzaceloudobumení
͵ʹ
æ³Àǡ
³Àý«æ³ÀǦ³ «
ǡÀ
³â±«
õ³ýÀ³³Ǥ³õā
³³õ ³ý
ȋͲιǦǡý
Ǧý
ǡý
Ǧý
ǡǡ ǦǡȌǤ³æÀõ³±
ͳͲ ³âý
Ǧý
Àȋ«ǤʹͶȌǤ 40
S
30
ZSZ
VSV
20 10
koncentrace PM10 (μg/m3)
0
ZJZ
VJV
J
Obrázek..24VtrnáržiceakoncentracePM10
âǡā³
ÒÀýǡ ýý
Ǥ³æÀý õ³±
æ
ȋ«ǤʹͷȌǤææÀõ³±
±æ³ý
Ǧý
ÀǤ«Ǥ ʹʹÀǡā
ͳͲʹǡͷý
À³³³³ ±ȋõǣ͵ͻǡʹǢ͵ǡͻȌǤ
͵͵
S
ZSZ
16 14 12 10 8 6 4 2 0
VSV
A > 2,5 μm B 2,5-1μm C 1-0,5μm D 0,5-0,25μm P < 0,25μm
VJV
ZJZ
J
Obrázek.25Vtrnáržiceakoncentrace(μg/m3)všechpaterimpaktoru
Obrázek26PorovnáníkoncentracíPM10sesmremvtru
͵Ͷ
Obrázek.27PorovnáníkoncentracíPM2,5sesmremvtru
Obrázek.28ZávislostkoncentracíPM10veSvrovciavKlatovechvletníazimnísezón
͵ͷ
ͳͲ«
À Àǡā««±³À³Ǥ
À׳āæÀȋ«ǤͶȌǤ«ǤʹͺÒ
À ͳͲ³âý
³³Ǥ
Tabulka.4SpearmanovykorelaníkoeficientymeziPM10KlatovyaPM10Svrovec
období
±³âÀ À À
korelaníkoeficient Ͳǡͺͺ Ͳǡͻʹ Ͳǡ
âý³³
ͳͲǡʹǡͷ³âý
«
ͳͲ
âõý
³
³Ǥý
À³ ³ǡ
Àǡ«À
ȋͲǡͻͻǢͲǡͻͻȌǡý
À³±ý
ȋͲǡͻͺǢͲǡͻȌ āÀ³³āæÀ
ȋͲǡͷͻǢͲͶͶȌǤ«À
À
ǡ Àǡý³À
ÀǤ«ǡÀ æÀ
ÀāͳȀǤǡā³«±À ý
À³Ǥ³æ³âÀ³³ Ò
ǤÀæ
«
ý
À
³Ǥ
ÀæÀâÀ³± «æ³ÀǤ³±
ÀýÀ
ȋ
ȌǤýÀ
õǡ± âÀÀ³ÀͺͶΨ
±ȋ«ǤȌǤ
͵
Tabulka.6Jednotlivékomponenty,promnnéajejichfaktorovézátže Komponent ͳ ʹ ͵ Ͷ ͷ Ǧǡʹʹ ,634 Ǧǡʹͷͳ ǦͳǡͲ͵ʹǦͲʹ ,511 ǡͳ ,843 ͺǡͶͲǦͲ͵ ǡͳͶ Ǧʹǡͺ͵ǦͲʹ ǡ͵ͺ ,744 ǡʹͺ ǡͲǦͲʹ ǡͳͲ ǡʹ͵ ,777 ǡͶͺ͵ ǡͺͻͺǦͲʹ ǡʹͲʹ ͷǡͺͺǦͲʹ ,643 ǦͶǡͶͳͲǦͲʹ ǦͺǡʹͲͺǦͲʹ ǡͳͲ͵ ǡͶǦͲʹ ,949 ͷǡͲ͵ǦͲʹ Ǧʹǡʹ͵ͺǦͲ͵ Ǧǡͳͳ͵ ʹ ǡ͵͵Ͳ ,554 ,588 Ǧǡʹ͵ͺǦͲʹ ǡͳͶͺ ͻǡͶʹǦͲʹ ǦǡʹͶͺ ͳǡͻʹǦͲʹ ǦͷǡͲͻͻǦͲʹ ǡͳͺ͵ Ǧǡʹͻʹ ǦͻǡͶͻͷǦͲ͵ ,614 ǦǡʹͲ Ǧǡͳ͵ʹ ǡͳʹʹ ǡͶͷ ǡ͵ͳͻ ǡͳͺ ͷǡͺͲǦͲʹ Ǧǡʹͳ ǦǡʹͳͲ ,890 ǦͻǡͳͲͷǦͲʹ Ǧǡͳͻ ,921 ǡͺʹͶǦͲ͵ ǡͳͻͺǦͲʹ ǡͳͻͷ ǦͶǡͳͲͲǦͲʹ ,909 ͺǡǦͲʹ ǡʹͲ͵ǦͲʹ ǡʹͺͳ ʹǡͺͳͷǦͲʹ ,583 ǡͶͲͳ ǡͳͳ ǡ͵ͻ ǡͶͳͻ ǡ͵ͷʹ ,646 ǡ͵ʹ ǡʹ ǡͶͷͶ ǡ͵͵͵ ǡʹͷͷ ǦͶǡͲͳʹǦͲʹ ,732 ǡͳͲ ǦǡͶͺͲ Ͷǡ͵ͶͶǦͲʹ ,540 Ǧǡͳͳʹ ,596 ǡʹͻ ǦͷǡͶ͵ͶǦͲʹ ,864 Ǧǡͳ͵ͳ ǦͷǡͶͷͶǦͲ͵ ,906 ǡʹͻ ǦʹǡͷͲǦͲ͵ Ǧͳǡ͵ͳͶǦͲʹ ǡͶͺͻǦͲʹ ,909 ǡͻͺǦͲʹ ǡʹʹͳǦͲʹ ʹǡͲͲǦͲʹ ǦͺǡͻʹǦͲʹ ǦʹǡͷͶ͵ǦͲ͵ ǦǡʹͲͶ ǡʹͶ͵ ,775 ǦǡͳͷͶ ,601 ǦʹǡͺͳǦͲʹ ǡʹͶǦͲʹ ,602 ͺǡͶͲ͵ǦͲʹ Ǧ͵ǡ͵ͷͳǦͲʹ ǡͳͲ͵ ǡͳͲ ͳǡͺ͵ͶǦͲʹ ,880 ,807 ǡ͵ͳ͵ ʹǡͳ͵ͺǦͲʹ ǡʹͳͻ ǡͳͺͻ ,787 ǡʹͲ͵ ǡͻͲͷǦͲʹ ǦͺǡͳǦͲʹ ǡ͵͵ͷ ʹͷ ǡʹͶ͵ ,865 ǡʹͺͻ ͵ǡͻʹǦͲʹ ǡͳͳ ʹͷ ǡͶͻ ǡͶͳʹ ͻǡͺͶͷǦͲʹ ,632 ǡʹͻͳ ͻǡͷͳǦͲ͵ ,660 ǡ͵Ͷ ǡͶʹ ǡͷͻͳǦͲʹ 84% 40,3 16,1 11,4 6,8 5,2
Àǡͻ
ÀȋÀȌ
ǦͷǡͶʹǦͲʹ ǦͻǡͻͺǦͲʹ Ǧǡͳʹ ǡͳͲʹ ǡ͵ͺ Ǧǡͳͳ͵ ǦǡͳͷͶ ,808 ,522 ,626 Ǧǡͳ͵Ͷ ͶǡͺǦͲʹ Ǧͳǡͷ͵ͳǦͲʹ ǦǡͺͻǦͲʹ ʹǡʹͶͺǦͲʹ ǡʹͳͷ ǦͳǡͷͳʹǦͲʹ Ǧ͵ǡͳʹͻǦͲʹ ͺǡͲͻ͵ǦͲʹ ǡͳ͵ͷ Ǧǡͳͳʹ ǦʹǡͶʹͻǦͲʹ ǡʹͷ ǡ͵ͲǦͲͶ ǡʹͳͷ ǡͳͶͶ ǡͳ͵ͺ ͺǡͻ͵ǦͲʹ 4,2
Legenda:tunvýznamnéfaktorykomponent
AOUTpatroimpaktoruAvenku BOUTpatroimpaktoruBvenku COUTpatroimpaktoruCvenku DOUTpatroimpaktoruDvenku POUTpatroimpaktoruPvenku AIMkoncentracePM10Klatovy SO2oxidsiiitý PKTsrážkyKlatovy SRKTslunenísvitKlatovy RHOUTrelativnívlhkostvenku
TOUTteplotavenku AINpatroimpaktoruAuvnit BINpatroimpaktoruBuvnit CINpatroimpaktoruCuvnit DINpatroimpaktoruDuvnit PINpatroimpaktoruPuvnit RHINrelativnívlhkostuvnit TINteplota uvnit OSOBYpítomnéosobyvdom VARvaení
ZAMETzametání ZATKAzatopenívkamnech ZATKOzatopenívkotli TOPKAtopenívkamnech TOPKOtopenívkotli PM25OkoncentracePM2,5venku PM25IkoncentracePM2,5uvnit WVKTrychlostvtruKlatovy
͵
ÀȋȌÀ
â³ͳǤ
Àý³±āÀ ³āȋ
ȌͲǡͷȋǦͲǡͷȌǤ «ý±³±Ǥǡ ǡāÀÀǤ ͳǤ³ͶͲǡ͵Ψ
±Ǥ 汫ÀȋǡâÀǡ³ÀÀ
ȌÀÀ
Àýæ±
À
±ȋ Ȍ±ȋǡȌǤ ʹǤ³ͳǡͳΨǤ³æ
«æ³À æÀÀâÀǤ±ǡāæÀȋýȌ «ÀȋÒȌÀ«æ³À ³³âǤ³æÀ«æ³ÀÀæÀ
â³³³³âÀȋ ³±Ǧ
³±
±
ȌǤ ͵Ǥ³À
ÀͳͳǡͶΨǡā
⫱
ææÀāÀ
ÀÀæÀ«À Ǥ
«
À
õ
ý ȋýȌÀǤææÀ±³āȋ
ȌâÀ ÀÀ³Àǡā³
ǡâ± À±³³ÀÀǤ ͶǤ³ǡͺΨǤǡā
³æÀ
âÀȋ«±Ȍ
±õ³ʹͷͲ À³³À
ǤⱫÀ±« Ǥ«Àýæ±
±ǡ âǤ³Àǡā³³ «À
±ýæÀ±
ÀǤ ͷǤ³ͷǡʹΨǤā³À æÀʹȋýÀǡÀÀȌǤ ͵ͺ
âÀÀǤÀÀ³ÀǡāÀæ À³ýǡÀǡ³³
ǡ«āõā âÀ³³ÀǤ Ǥǡ³À
À±³ǦͶǡʹΨǡā
±ǤÀǡ
āǡæÀ ³³±«
ȋææÀÀȌǤæ³
āæÀ «ÀǤ ͵ͻ
5. Diskuze Diplomové práce, které zkoumaly koncentrace aerosolu ve venkovských oblastech, především v malých sídlech, obhájilo na naší fakultě několik studentů. Práce pak byly často publikovány v českých i mezinárodních periodikách. V jednom z diplomových projektů byly měřeny 24hodinové koncentrace PM10 během dvou zimních a jedné letní kampaně ve vesnici Žloukovice na Berounsku. Tato vesnice je počtem obyvatel a domů podobná vesnici Svrčovec, ve které probíhalo naše měření. Autoři předpokládali hlavní zdroj znečištění domácí topení, neboť hlavní energií pro vytápění podle jejich průzkumu byla pevná paliva ‐ uhlí, dřevo (95,2 %), pouze 2 domy byly vytápěny elektřinou. Průměrné koncentrace PM10 ve venkovním prostředí v obou zimních sezónách dosahovaly vyšších hodnot (průměr 38,22 μg/m3; 40,99 μg/m3 ) než ve Svrčovci (průměr 31,10 μg /m3). Letní průměrná koncentrace byla skoro dvakrát větší (průměr 27,54 μg/m3) než v naší obci (průměr 15,50 μg/m3) (Domasová, 1999; Braniš a Domasová, 2003). Podobná diplomová práce sledovala vliv lokálního topení na kvalitu ovzduší v obci Albrechtice na Liberecku. Podle dotazníkového šetření je přes 90% domácností vytápěno pevnými palivy (uhlí, dřevo). 24hodinové koncentrace PM10 byly měřeny pomocí Harvard Impaktoru (gravimetrická metoda) a jemná frakce PM2,5 pro kontinuální měření pomocí fotometrického přístroje DustTrak (TSI). Průměrné 24hodinové koncentrace PM10 byly o trochu větší v zimní i letní sezóně (průměr 37,0 μg/m3 ; 20,5 μg/m3) (Andělová a Braniš, 2009), ale ne tak vysoké jako v obci na Berounsku (Braniš a Domasová, 2003). Třetí diplomový projekt, který se věnoval problematice znečištění ovzduší v malém sídle Mokrá v Orlických horách, kontinuálně měřil velikostní distribuce částic během 15 zimních dní. Velikostní distribuce a hmotnostní koncentrace byly stanoveny pomocí přístroje SMPS (3936L25,TSI)‐Scanning mobility particle sizer. Průměrná hmotnostní koncentrace submikronového aerosolu (PM1) byla 16,2 μg/m3, 40
ve Svrčovci byla průměrná koncentrace PM1 v zimní období přibližně o polovinu nižší (8,6 μg/m3) (Vrbová, 2009). Kotlík et al. (2005) zjišťovali kvalitu ovzduší ve třech českých obcích do 5 000 obyvatel (Havlovice, Habartice, Třešť). Jejich cílem bylo popsat a charakterizovat zátěž skupiny obyvatel na venkově, dále pak určit příčiny znečištění a navrhnout postupy vedoucí ke snížení úrovně znečištění. Měření probíhalo v délce jednoho roku, stanice byla osazena moduly pro měření imisních hodnot SO2, NOx a suspendovaných částic, dále umožňovala souběžný sběr vzorků pro stanovení vybraných prvků (As, Cd, Pb, Mn) ve vzorcích suspendovaných částic a odběr vzorků pro stanovení polycyklických aromatických uhlovodíků‐PAU. Jedna z obcí ‐ Habartice, ve které se měření provádělo, se nalézá asi 8 km východně od Klatov (tedy 12 km od naší sledované vesnice). Průměrná koncentrace PM10 (přepočet TSP na PM10) činila za celé sledované období 22 μg/m3 (medián 18 μg/m3), což je srovnatelné s našimi hodnotami (průměr 24,9 μg/m3; medián 18,6 μg/m3). U dalších dvou obcí byly hodnoty PM10 vyšší. Nejhorší byla situace v Havlovicích nedaleko Turnova, kde je výrazná převaha spalování hnědého uhlí na rozdíl od Habartic, kde převládá vytápění dřevem. Úroveň znečištění suspendovanými částicemi frakce PM10 ve všech třech obcích lze považovat za srovnatelnou s velkými městy. V malých sídlech má však výrazně větší mezisezónní variabilitu, kdy výskyt vyšších koncentrací je v topném období. Statistické analýzy prokazují, že kvalita ovzduší v takových sídlech závisí hlavně na palivu používaném pro vytápění (Kotlík et al., 2005, Kotlík et al., 2006). Znečištěním venkovního ovzduší ve venkovských oblastech se zabývají i státy severní, západní i jižní Evropy. V těchto zemích se na vesnicích převážně vytápí dřevem na rozdíl od České republiky. Caseiro et al. (2009) zkoumal, jak ovlivňuje vytápění dřevem koncentraci PM10 ve třech rakouských regionech (vídeňský, salcburský a region Graz. Výsledkem jejich práce bylo zjištění, že hlavním zdrojem organického aerosolu v zimních měsících je vytápění domácností. 41
Publikací s podobnou tématikou je více, například z Německa a celého alpského regionu (Bari et al., 2009, Bari et al., 2010, Schimd et al., 2008), severských zemí (Hellé et al., 2008), z Dánska (Glausius et al., 2006), ale i z jižních zemí jako je Protugalsko (Borrego et al., 2010), Itálie‐Lombardie (Caserini et al., 2010) a Francie (Sciare et al., 2007). Známé studie o této problematice pocházejí z Nového Zélandu (Wang et al., 2002, Wang et al., 2005). Sezónní variabilitu koncentrací PM10 a PM2,5 ve venkovské oblasti Rakouska Gomišček et al. (2004) nezaznamenal. Průměrné koncentrace PM2,5 a PM10 se v zimním i letním období příliš nelišily (15,6 μg/m3, 14,4 μg/m3). Monn et al. (1995) porovnával tři typy švýcarských oblastí (městská, příměstská/maloměstská a alpská). V průměru za celý rok měla příměstská oblast až o polovinu nižší koncentrace PM10 než oblast městská a oblast alpská dokonce dvakrát nižší než městská. Sezónní variabilita příměstské oblasti se výrazně neprojevovaly. Ve Svrčovci, v malé obci na Berounsku (Braniš a Domasová, 2003) i ve třech českých vesnicích (Kotlík et al., 2005) byly mezisezónní změny koncentrací částic výrazně pozorovány. Jeong et al. (2008) vedli studii v menším městě Golden v jihovýchodní části Kanady v Provincii Britská Kolumbie. Místo se nachází v údolí obklopeném horami, které jsou součástí dvou národních parků. Městečko křižují se dvě dálnice, ale přesto průměrná 24hodinová koncentrace (11,5 μg/m3) celého období (listopad 200 až srpen 2006 ‐ měření každý třetí den) nedosahovala takové hodnoty jako v naší vesnici (21,4 μg/m3). V zimním období byl průměr koncentrací 18,0 μg/m3 , zatímco v letních měsících 6,1 μg/m3, v obou případech tedy o polovinu nižší. Byla také porovnávána denní variabilita, pro nás nejzajímavější je kromě ranních a odpoledních maxim v pracovních dnech z automobilové dopravy i večerní nárůst koncentrací PM2,5, CO,NO2, a NO během zimních večerů, který je způsoben vytápěním a spalováním dřeva, často zvýšený při špatných rozptylových podmínkách. Zimní měření jemné frakce PM2,5 a dalších znečišťujících látek prováděl Glaucius et al. (2006) v malém dánském městě obklopeném zemědělskou krajinou. V bezprostředním okolí měření se primárně vytápělo dřevem. Kontinuální měření 42
opět ukazuje na zvýšené koncentrace PM2,5 zvláště během chladných nocí při bezvětří. Zvýšení příspěvku PM2,5 z vytápění domácností pozorují ve dvou situacích denně‐ráno, když lidé vstávají a k večeru po příchodu z práce. Tyto variability během dne sledujeme též my, nejmarkantněji v listopadové kampani (především 19. 11. 2009‐21. 11. 2009). V Christchurch, ve druhém největším městě Nového Zélandu (asi 360 000 obyvatel) byly pozorovány vysoké koncentrace PM10 hlavně v nočních hodinách v chladných dnech, příčinou je přitápění domácností dřevem. Mediány pro den (53,17 μg/m3) a noc (90,61 μg/m3) to výrazně dokazují. Současně bylo prováděno měření v Auckland (1,3 mil. obyvatel), kde lidé mnohem více využívají čistších paliv (plyn, elektřina), mediány pro den (19,15 μg/m3) a noc (18,47 μg/m3) byly podstatně nižší. Vysoké koncentrace v Christchurchu byly navíc podpořeny špatnými rozptylovými podmínkami, které jsou ale v zimě časté (Wang and Shooter, 2002). Hodnota mediánu v našich podmínkách činila 28,2 μg/m3). Úroveň znečištění ovzduší malých sídel v zimních měsících můžeme srovnat s úrovní znečištění velkých měst. Velkou část dne lidé tráví uvnitř budov. Kvalita vnitřního prostředí je tedy minimálně stejně důležitá, jako venku. Znečištění vnitřního ovzduší v důsledku používání pevných paliv je zkoumáno především v rozvojových zemích, kde se ve velkém počtu případů denně vaří a topí často ve špatně táhnoucích kamnech nebo otevřeném ohništi. Nejvíce postiženou skupinou jsou ženy a malé děti, které jsou vystaveny vysokým koncentracím znečišťujících látek vzniklých spalováním pevných paliv, případně osoby většinou nemocné, které s nimi tráví čas uvnitř (Smith., 2002). Ve studii uskutečněné ve venkovském prostředí jižní Indie, byly zkoumány průměrné denní koncentrace respirabilních částic a průměrné denní expozice žen, které se podílejí na přípravě jídla a tak tráví několik hodin denně nad kamny. Byly zahrnuty domácnosti používající několik typů paliva‐dřevo, dřevní štěpku, zemědělské produkty/zbytky, topný olej a LPG. Nejvyšší průměrné koncentrace respirabilnách částic dosahovaly v domácnostech, kde se vytápělo dřevní štěpkou
43
(průměr 1 343 μg/m3) a zemědělskými zbytky (1 327 μg/m3), dále pak dřevem (847 μg/m3), topným olejem (80 μg/m3) a plynem (70 μg/m3) (Balakrishnan et al., 2002). Tyto hodnoty v porovnání s našimi naměřenými ‐ průměrem koncentrací PM10 a PM2,5 za zimní období, kdy se vytápělo (41,2 μg/m3, 33,8 μg/m3), jsou velmi vysoké, ale v podmínkách chudých venkovských domácností v rozvojovém světě běžné. Begum et al. (2009) určovali úroveň znečištění obytných prostorů v domácnostech venkovských oblastí Bangladéše. Naměřené koncentrace PM10 a PM2,5 byly porovnávány s typem paliva, typem kuchyně, a jejím umístění v rámci domu. Nižší koncentrace byly samozřejmě pozorovány tam, kde se užívá LPG a jiná čistší paliva než je biomasa. I když výběr paliva má vliv na kvalitu prostředí v obytných prostorách domů, jeho role je druhotná, neboť důležitější se stává charakter ventilace a pozice kuchyně (uvnitř/vně domu). Kurmi et al. (2008) porovnával koncentrace respirabilních částic v nepálských domácnostech žijících na venkově a ve městě. Venkovské domácnosti topili a vařili především pomocí dřeva, které se nacházelo v okolí, městské majoritně plynem. Aerosol byl měřen pomocí fotometru DusTrak, tak i gravimetrickou metodou. Vnitřní koncentrace částic ve venkovské oblasti se pohybovaly v rozmezí 136‐2 610 μg/m3 (24 hodinový průměr za celé období 792 μg/m3). V městských domácnostech v rozsahu 29‐112 μg/m3 (24hodinový průměr 67 μg/m3). V nepálských venkovských domácnostech je tedy více jak desetkrát vyšší koncentrace respirabilních částic než v městských. Koncentrace jsou vysoké díky špatné ventilaci vzduchu v místnostech a silným zdrojům‐spalování dřeva. Kontinuální měření DusTrakem ukázalo denní variabilitu aerosolu PM2,5 podle lidské činnosti (vaření, topení). Vnitřní koncentrace venkovských oblastí mnohem více kolísaly než městských, kde se vytápělo převážně plynem. Podobnými studiemi na téma znečištění vnitřního ovzduší spalováním biomasy ve venkovských oblastech rozvojových zemí se zabývali další autoři, např. Brauer et al. (1996), Ezzati and Kamenn (2001), Zhi et al. (2008), Clark et al. (2009). 44
Užití lepších kamen s funkčním komínem v těchto domácnostech vede ke zlepšení situace. Výzkum prováděný v čínské oblasti Xuan Wei porovnával koncentrace PM10 při topení v kamnech s nefunkčním nebo žádným a dobře táhnoucím komínem. Průměrná koncentrace za celou kampaň byla třikrát nižší u kamen s funkčním komínem (Tian et al., 2009). Oblast Xuan Wei je známá dvacetinásobně větším výskytem rakoviny plic u žen než je průměr v ostatních oblastech Číny. Důvodem je užívání tamního uhlí pro vaření a topení, které obsahuje vysoké koncentrace křemenných částic menších než 10μm (Large et al., 2009). Studie realizovaná v rurální i městské oblasti Ghany a Etiopie dokázala, že jednoduchá kamna na etanol produkují menší množství PM2,5 v průměru až o 68% a oxid uhelnatý o 58% než tradiční jílová kamna nebo otevřený oheň (Pennise et al., 2009). Koncentrace aerosolu vnitřního prostředí v rozvinutých zemích obvykle nedosahují tak vysokých koncentrací. Studie uskutečněná Allenem et al. (2009) v kanadských městech Smithers a Telkwa (region Britská Kolumbie) v domácnostech, které vytápěly pomocí dřeva, zkoumala rozdíl v koncentracích PM2,5 mezi starými (stávajícími) kamny a poté novými nízkoemisními (EPA‐certifikace). Dvě kampaně (před a po výměně) trvaly po dobu šesti dnů v zimním období. Vnitřní koncentrace frakce PM2,5 neukázaly rozdíl mezi těmito typy kamen. Mediány v obou případech (12,8 μg/m3, 12,2 μg/m3) jsou ale přibližně 2,5 krát nižší než medián vnitřních koncentrací naměřených v našem zkoumaném domě v zimním období v přítomnosti osob (30,6 μg/m3). Další kanadská studie ze dvou malých měst nacházejících v provincii Québec porovnávala dvě skupiny domácností. První využívala k vytápění dřevo (topná zařízení umístěna v suterénu nebo v přízemí), druhá skupina elektřinu. Největší 24hodinové koncentrace PM10 v obytném prostoru byly naměřeny v domech vytápěných dřevem s kamny umístěnými v přízemí. Běžný rozsah koncentrací byl od méně než 11 μg/m3 do 49 μg/m3. Nejnižší koncentrace byly naměřeny při vytápění elektřinou (maximum 19 μg/m3) (Lévesque et al., 2001). 45
Vnitřní prostředí aerosolu kromě vytápění ovlivňují další činnosti spojené s pobytem osob v domě. Jedna z nejčastějších aktivit prováděná v domech či bytech je vaření. Průměrná hmotnostní koncentrace PM2,5, která byla naměřena při vaření vody dosáhla 81,4 μg/m3, při smažení na pánvi 130 μg/m3 a při fritování dokonce 190 μg/m3 (See and Balasubramanian, 2008). Distribuce počtu částic při různých činnostech v kuchyni (pečení v elektrické a plynové troubě, užívání toastovače.) zkoumal Wallace et al. (2008). Glytsos et al. (2010) a Hussein et al. (2006) popsali koncentrace aerosolu při dalších aktivitách jako je vysávání prachu, užívání fému při vysoušení vlasů i následná úprava lakem ve spreji, kouření, pálení vonných tyčinek či svíček. Poměr mezi vnitřními a vnějšími koncentracemi PM2,5 ve Svrčovci v době bez přítomnosti osob byl za celé období 0,55 (v zimě 0,45) a ve dnech s přítomností lidí činil 1,44 (respektive v zimě 1,53). K podobným zjištěním přišel Monn et al. (1997), který studoval poměr vnitřních a vnějších koncentrací PM2,5 v zimní sezóně. Pro domy bez lidské aktivity dosahoval poměr hodnoty 0,54 a pro domy s přítomností osob opět vyšší než 1 (1,23). V situacích, kdy v domě nikdo nepobývá, ovlivňují vnitřní prostředí hlavně venkovní zdroje. Dovnitř infiltrují především částice akumulačního módu (Hinds, 1999). Rychlost infiltrace závisí na rychlosti směru větru, závětrné/návětrné straně, orientaci a výšce budovy. Přibližná doba infiltrace, kdy se vyrovnává vnitřní prostředí vnějším koncentracím, se v našem případě pohybovala v rozmezí 150 až 180 minut. Optimální výměna vzduchu v místnosti podle české státní normy by se měla pohybovat v rozmezí přibližně 3 hodin až 1,5 hodiny v závislosti na využití prostor, prováděné činnosti atd. (Internet 4, Internet 5). Thatcher and Layton (1995) ve své studii zkoumali zpoždění infiltrace částic z vnějšího prostředí. Ve třech letních dnech jim vyšly poměrně rozdílní časy (3,5 h, 5,5 h a 7 h). Hänninen et al. (2004) měřil ventilační rychlost na 4 místech, průměrně se vzduch v místnosti vyměnil na těchto místech za přibližně jednu hodinu. Největší penetrační schopnost mají částice o aerodynamické průměru 0,1‐10 µm. Pro mezery o průměru 1 mm je penetrace částic v rozmezí aerodynamického průměru
46
0,01 – 7 µm více než 90%. Čím je mezera menší, tím se snižuje penetrační účinnost a velikostní rozsah částic, které mohou infiltrovat (Liu et al., 2001). Při porovnání venkovních koncentrací PM2,5 a PM10 naměřených ve Svrčovci s meteorologickými parametry (teplota a směr větru) je patrná nepřímá úměrnost. Korelační koeficienty se pohybují v rozmezí (‐0,34 až ‐0,51). Nejtěsnější vztah je mezi teplotou a koncentrací PM2,5 (‐0,51). Ve švýcarské studii Monn et al. (1995) zjistil korelace mezi teplotou a koncentrací PM10 v rozmezí ‐0,05 až ‐0,65 a mezi rychlostí větru a koncentrací PM10 ‐0,15 až ‐ 0,35. Turalıog˘lu et al. (2005) nalezl mnohem těsnější korelace mezi těmito meteorologickými parametry a částicemi (‐0,795, ‐ 0,640). Nižší koncentrace aerosolu a jiných polutantů (CO a NO2) při vyšší rychlosti větru zjistil i Zee et al. (1998) a Noble et al. (2003).
47
6. Závěr Provedené měření sice pokrývá dostatečně dlouhou dobu během roku, tedy i sezónní variabilitu sledovaných parametrů kvality ovzduší, nicméně se uskutečnilo pouze v jedné lokalitě, v jedné obci a v jednom domě. Z tohoto důvodu nemohou být naše výsledky v širším smyslu zobecněny. Naše zjištění však odpovídají poznatkům, které už byly uvedeny v nejrůznějších studiích (viz citace výše). Lze se tedy domnívat, že i přes výše uvedená omezení, představují získané výsledky spíše obecnou charakteristiku malých sídel, než výjimečnou případovou studii. Problém znečištění ovzduší v malých sídlech hlavně v zimním období tedy nadále přetrvává. Tato práce posiluje domněnku, že využívání pevných paliv v malých sídlech má za následek znečištění ovzduší srovnatelné nebo dokonce vyšší než ve velkých městech. Ke zhoršení situace mohou napomoci špatné rozptylové podmínky, které obvykle přetrvávají několik dní. Pro obyvatele malých sídel, kteří tráví většinu času ve vnitřním prostředí, kde se využívá k topení pevných paliv, tak může tato konstelace představovat určité zdravotní riziko. Zejména to platí pro citlivé jedince. Předběžné výsledky naší práce byly publikovány ve sborníku konference Ovzduší 2011(Braniš M., Kozáková J., 2011). Text práce bude po úpravě zaslán k recenznímu řízení do relevantního mezinárodního periodika.
48
7. Seznam použité literatury
Allen R. W., Leckie S., Millar G., Brauer M. (2009) The impact of wood stove technology upgrades on indoor residential air quality; Atmospheric Environment 43: 5908–5915 Andělová L. (2007) Sledování vlivu lokálních topenišť na kvalitu ovzduší v malé obci na Liberecku; Diplomová práce; Univerzita Karlova v Praze, Přírodovědecká fakulta, 105 str. Andělová L. a Braniš M. (2009) Sledování koncentrace aerosolu (PM10 a „Black Smoke“) v malé obci na Liberecku‐vliv lokálního topení na kvalitu ovzduší; Ochrana ovzduší 2: 10‐14 Balakrishnan Parikh J., Sankar S., Padmavathi R., Srividya K., Venugopal V., Prasad S. and Pandey V. L. (2002) Daily average exposures to respirable particulate matter from combustion of biomass fuels in rural households of southern India; Environmental Health Perspectives 110 (11): 1069‐1075 Bari Md. A., Baumbach G., Kuch B., Scheffknecht G. (2010) Temporal variation and impact of wood smoke pollution on a residential area in southern Germany; Atmospheric Environment; 44: 3823‐3832 Bari Md. A., Baumbach G., Kuch B., Scheffknecht G. (2009) Wood smoke as a source of particle‐phase organic compounds in residential areas; Atmospheric Environment; 43: 4722‐4732 Begum B. A., Paul S. K., Hossain M. D., Biswas S. K., Hopke P. K. (2009) Indoor air pollution from particulate matter emissions in different households in rural areas of Bangladesh; Building and Environment 44: 898–903 Bernstein J. A., Neil A., Bacchus H., Bernstein I. L., Fritz P., Horner E., Ning Li, Mason S., Nel A., Oullette J., Reijula K., Reponen T., Seltzer J., Smith A., and Tarlo S. M. (2008) The Health effect of nonindustrial indoor air pollution; Journal of Allergy and Clinical Immunology 121(3): 585‐591 Borrego C., Valente J., Carvalho A., Sá E., Lopes M., Miranda A. I. (2010) Contribution of residential wood combustion to PM10 levels in Portugal; Atmospheric Environment; 44: 642‐651 49
Boy E. Bruce N., and Delgado H. (2001) Birth weight and exposure to kitchen wood smoke during pregnancy in rural Guatemala; Environmental Health Perspectives 110(1): 109‐114 Braniš M., Domasová M. (2003) PM10 and black smoke in a small settlement:case study from the Czech Republic; Atmospheric Environment 37: 83‐92 Braniš M., Kolomazníková Jana (2010) Year‐long continuous personal exposure to PM2.5 recorded by a fast responding portable nephelometer; Atmospheric Environment 44: 2865‐2872 Braniš M., Kozáková J. (2011) Velikostně rozlišené koncentrace aerosolu ve vnitřním a vnějším prostředí rodinného domu venkovského sídla; Ovzduší 2011, Sborník konference, Brno 4. ‐ 6. 4. 2011, str. 92‐96, ISBN 978‐80‐210‐5450‐9, Muni press Brauer M., Bartlett K., Regalado‐Pineda J. and Perez ‐ Padilla R. (1996) Assessment of Particulate Concentrations from Domestic Biomass Combustion in Rural Mexico; Eevironmental Science & Technology; 30(1): 104‐109 Caseiro A., Bauer H., Schmidl Ch., Pio C. A., Puxbaum H. (2009) Wood burning impact on PM10 in three Austrian regions; Atmospheric Environment; 43: 2186‐2195 Chow J. C., Watson J. G., Lowenthal D. H., Richards L. W. (2002) Comparability between PM2.5 and particle light scattering measurements; Environmental monitoring and assessment 79: 29‐45 Clark M. L., Reynolds S. J., Burch J. B., Conway S., Bachand A. M., Peel J. L. (2009) Indoor air pollution, cookstove quality, and housing characteristics in two Honduran communities; Environmental Research 110: 12‐18 Caserini S., Livio S., Giugliano M., Grosso M., Rigamonti L. (2010) LCA of domestic and centralized biomass combustion: the case of Lombardy (Italy); Biomass and bioenergy 34: 474‐482 Domasová M. (1999) Měření kvality ovzduší metodou PM10 v malé obci na Berounsku během zimních období 1997/98 a 1998/99; Diplomová práce; Univerzita Karlova v Praze, Přírodovědecká fakulta, 77 str. Ezzati M., Kammen D. M. (2001) Indoor air pollution from biomass combustion and acute respiratory infections in Kenya: an exposure‐response study; Lancet 358: 619‐ 624
50
Glasius M., Ketzel M., Wåhlin P., Jensen B., Mønster J., Berkowicz R., Palmgren F. (2006) Impact of wood combustion on particle levels in a residential area in Denmark; Atmospheric Environment; 40: 7115‐7124 Glytsos T., Ondráček J., Džumbová L., Kopanakis I., Lazaridis M. (2010) Characterization of particulate matter concentrations during controlled indoor activities; Atmospheric Environment 44: 1539‐1549 Gomišček B, Hauck H., Stopper S., Preining O. (2004) Spatial and temporal variations of PM1, PM2.5, PM10 and particle number concentration during the AUPHEP‐project; Atmospheric Environment 38: 3917‐3934 Görner P., Bemer D., Fabriés J. F. (1995) Photometer measurements of polydisperse aerosols; Journal of Aerosol Science 8: 1281‐1302 Hänninen O. O., Lebret E., Ilacqua V., Katsouyanni K., Künzli N., Srám R. J., Jantunen M. (2004) Infiltration of ambient PM2.5 and levels of indoor generated non‐ETS PM2.5 in residences of four European cities; Atmospheric Environment 38: 6411‐6423 Havránek T. (2003) Statistika pro biologické a lékařské vědy; Academia Praha; 382‐ 397 Hellén H., Hakola H., Haaparanta S., Pietarila H., Kauhaniemi M. (2008) Influence of residential wood combustion on local air quality; Science of the total environment, 393: 283‐290 Hinds W. C. (1999) Aerosol technology: properties, behavior, and measurement of airborne particles; A Wiley‐Interscience publication; New York; 483 str. Hussein T., Glytsos T., Ondráček J., Dohányosová P., Ždímal V., Hämeri K., Lazaridis M., Smolík J., Kulmala M. (2006) Particle size characterization and emission rates during indoor activities in a house; Atmospheric Environment 40: 4285‐4307 Jeong Ch.‐H., Evans G. J., Dann T., Graham M., Herod D., Dabek‐Zlotorzynska E., Mathieu D., Ding L., Wang D. (2008) Influence of biomass burning on wintertime fine particulate matter: Source contribution at a valley site in rural British Columbia; Atmospheric Environment 42: 3684‐3699 Koutrakis P., Brauer M., Briggs S. L. K. and Leaderer B. P. (1991) Indoor exposures to fine aerosols and acid gases; Environmental health perspectives 95: 23‐28
51
Krivácsy Z., Blazsó M., Shooter D. (2006) Primary organic pollutants in New Zealand urban aerosol in winter during high PM10 episodes; Environmental Pollution 139: 195‐205 Kotlík B., Kazmarová H., Kvasničková S., Keder J. (2005) Kvalita ovzduší na českých vesnicích ‐ svat v roce 2003 (malá sídla); Ochrana ovzduší 1: 26‐28 Kotlík B., Kazmarová H., Morávek J., Keder J. (2006) Kvalita ovzduší na českých vesnicích‐příčiny a zamyšlení nad možnými způsoby nápravy; Ochrana ovzduší 4: 5‐8 Kurmi O. P., Semples., Steiner M., Henderson G. D., Ayres J. G. (2008) Particulate Matter Exposure during Domestic Work in Nepal; Annals of occupational hygiene 52(6): 509‐517 Large D. J., Kelly S., Spiro B., Tian L., Shao L., Finkelman R., Zhang M., Somerfield C., Plint S., Ali Y. and Zhou Y. (2009) Silica−Volatile Interaction and the Geological Cause of the Xuan Wei Lung Cancer Epidemic; Environmental Science & Technology 43(23): 9016‐9021 Lévesque B., Allaire S., Gauvin D., Petros Koutrakis P., Gingras S., Rhainds M., Prud’Homme H., Duchesne J. F. (2001) Wood‐burning appliances and indoor air quality; The Science of the Total Environment 281: 47‐62 Liu D. L., Nazaroff W. W. (2001) Modeling pollutant penetration across building envelopes; Atmospheric Environment 35: 4451‐4462 Misra CH., Singh M., Shen S., Sioutas C., Hall P. M. (2002) Development and evaluation of a personal cascade impactor sampler (PCIS); Aerosol Science 33: 1027–1047 Monn Ch., Braendli O., Schaeppi G., Schindler Ch., Ackermann‐Liebrich U., Leuenberger Ph. and Sapaldia Team (1995) Particulate matter < 10 μm (PM10) and total suspended particulates (TSP) in urban, rural and alpin air in Switzerland; Atmospheric Environment; 29(19): 2565‐2573 Monn Ch., Fuchs A., Högger D., Junker M., Kogelschatz D., Roth N., Wanner H.‐U. (1997) Particulate matter less than 10μm (PM10) and fine particles less then particles less than 2,5μm (PM2,5): relationship between indoor, outdoor and personal concentrations; Science of the Total Environment 208: 15‐21 Noblea Ch. A., Mukerjee S., Gonzales M., Rodes Ch. E., Lawless P. A., Natarajan S., Myers E. A., Norris G. A., Smith L., Özkaynak H., Neas L. M. (2003) Continuous measurement of fine and ultrafine particulate matter, criteria pollutants and meteorological conditions in urban El Paso, Texas; Atmospheric Environment 37: 827‐840 52
Pearce D. and Crowards T. (1996) Particulate matter and human health and the United Kingdom; Energy policy; 24(7): 609‐619 Peters A., Skorkovsky J., Kotesovec F., Brynda J., Spix C., Wiechmann H. E., Heinrich J. (2000) Associations between mortality and air pollution in central Europe; Environmental health perspectives; 108(4): 283‐287 Pope C.A., Dockery D.W. (2006) Health effects of fine particulate air pollution: lines that connect; Journal of the Air and Waste Management Association 56: 709‐742 Sciare J., Sarda‐Este`ve R., Favez O., Cachier H., Aymoz G., Laj P. (2007) Nighttime residential wood burning evidenced from an indirect method for estimating real‐time concentration of particulate organic matter (POM); Atmospheric Environment 42: 2158‐2172 Schmidl Ch., Marr I. L., Caseiro A., Kotianová P., Berner A., Bauer H., Kasper‐Giebl A., Puxbaum H. (2007) Chemical characterisation of fine particle emissions from wood stove combustion of common woods growing in mid‐European Alpine regions; Atmospheric environment 42: 126‐141 Seaton A., MacNee W., Donaldson K., Godden D. (1995) Particulate air pollution and acute health effect; Lancet 345: 176‐178 See S. W., Balasubramanian R. (2008) Chemical characteristics of fine particles emitted from different gas cooking methods; Atmospheric Environment 42: 8852‐ 8862 Siddiqui A. R., Lee K., Gold E. B. and Bhutta Z. A. (2005) Eye and respiratory symptoms among women exposed to wood smoke emitted from indoor cooking: a study from southern Pakistan; Energy for Sustainable Development 9(3): 58‐66 Smith K.R. (2002) Indoor air pollution in developing counties: recommendations for research; Indoor air 12: 198‐207 Thatcher T. L., Layton D. W. (1995) Deposition, resuspension, and penetration of particulates within a residence; Atmospheric Environment 29 (13): 1487‐1497 Tian L., Lan Q., Yang D., He X., Yu I. T. S., S., Hammonde K. (2009) Effect of chimneys on indoor air concentrations of PM10 and benzo[a]pyrene in Xuan Wei, China; Atmospheric Environment 43: 3352‐3355 Turalıog˘lu F. S., Nuhog˘lu A., Bayraktar H. (2005) Impacts of some meteorological parameters on SO2 and TSP concentrations in Erzurum, Turkey; Chemosphere 59: 1633‐1642 53
Vrbová J. (2009) Submikronový aerosol v ovzduší malého sídla; Diplomová práce, Univerzita Karlova v Praze, Přírodovědecká fakulta, 77 str. Wallace L. A., Fang W., Reed C.H. and Persily A. (2008) Contribution of gas and electric distributions and emission and coagulation rates; Environmental Science & technology 42 (23): 8641‐8647 Wang H., Shooter D. (2002) Coarse–fine and day–night differences of water‐soluble ions in atmospheric aerosols collected in Christchurch and Auckland, New Zealand; Atmospheric Environment 36: 3519–3529 Wang H., Kawamura K., Shooter D. (2005) Carbonaceous and ionic components in wintertime atmospheric aerosols from two New Zealand cities: Implications for solid fuel combustion; Atmospheric Environment 39: 5865‐5875 Zee S. C., Hoek G., Harssemna H. and Brunekreef B. (1998) Characterization of particulate air pollution in urban and non‐urban areas in the Netherlands; Atmospheric Environment 32(21): 37173729 Zhang J., Smith K.R. (2007) Household air pollution from coal and biomass fuels in China: Measurements, health impact, and intervention; Environmental health perspectives 115(6): 848‐855 Zhi G., Cheny. , Feng Y., Xiong S. , Li J. , Zhang G. , Sheng G. and Fu J. (2008) Emission Characteristics of Carbonaceous Particles from Various Residential Coal‐Stoves in China; Environmental Science Technology 42: 3310‐3315 Internetové zdroje Internet 1: Obydlené byty v rodinných a bytových domech podle energie používané k vytápění [online] 24. 7. 2007 http://vdb.czso.cz/vdbvo/tabdetail.jsp?cislotab=OB081+%28kraje%29&stranka=6& kapitola_id=20 [20. 2. 2008] Internet 2: Vybavenost bytů spotřebiči na hnědé uhlí v krajích, Vybavenost bytů spotřebiči na zemní plyn v krajích, Vybavenost bytů spotřebiči na palivové dřevo v krajích [online] 22. 4. 2005 http://www.czso.cz/csu/2005edicniplan.nsf/p/8109‐ 05 [20.2.2008] Internet 3: Kotlík B., Kazmarová H., Puklová V. (2009) Expozice obyvatel suspendovaným částicím [online] 23.9.2009 http://www.szu.cz/tema/zivotni‐ prostredi/expozice‐obyvatel‐suspendovanym‐casticim‐ve‐venkovnim‐1 [10.4.2010] 54
Internet 4: Mathauserová Z. (2006) Přirozené větrání, infiltrace a exfiltrace [online] 23. 10. 2006 http://www.tzb‐info.cz/3608‐prirozene‐vetrani‐infiltrace‐a‐exfiltrace [2.5.2011] Internet 5: Řízené větrání obytných prostor od firmy TECH‐TRADE [online] 19. 2. 2007 http://www.stavebnictvi3000.cz/clanky/rizene‐vetrani‐obytnych‐prostor‐od‐ firmy‐tech‐trad/ [6. 5. 2011]
55