2008 - Podzimní škola pro středoškolské učitele

Titulní stránka :
PODZIMNÍ ŠKOLA
12. ročník
Praha, říjen 2008
Pořádá katedra fyziky FEL ČVUT v Praze,
Česká společnost pro biochemii
a molekulární biologii, Ústav biochemie
a mikrobiologie VŠCHT Praha,
ve spolupráci s MŠMT
Generální partner : ČEZ, a.s.
Vážené kolegyně, vážení kolegové,
držíte v rukou sborník přednášek 11.ročníku týdenní školy pro středoškolské učitele přírodovědného zaměření. Letošní přednášky jsme zaměřili převážně na tematiku využití přírodovědných a technických oborů ve zdravotnictví.
Získáte nové poznatky,které přispějí k obohacení a zpestření náplně Vašich předmětů a
mohou být užitečné i v osobním životě.
Jsme malý národ, jsme zemí, která může svůj hospodářský rozvoj založit pouze
na tvůrčích schopnostech svých občanů. Nechceme-li se stát pouze levnou a podřadnou pracovní silou, musíme se intenzivně vzdělávat a vytrvale a soustavně rozvíjet své znalosti a dovednosti.Vzdělání a vzdělanosti člověk dosahuje dlouhodobou, soustavnou a cílevědomou
činností. Nedostatečná vzdělanost a malý všeobecný rozhled vede k degradaci populace na
nemyslící dav spotřebitelů všeho možného i nemožného, vytváří živnou půdu pro nejrůznější
podvodníky, extremisty, je zdrojem ignorance a agresivity. Musíme společně usilovat o zlepšení úrovně vzdělanosti středoškolské mládeže, spolupracovat při získávání studentů pro
technické a přírodovědné obory. Nemůžeme jenom nečinně přihlížet k velkému odklonu mladých lidí od technických a přírodovědních oborů na humanitní směry. Osobnost středoškolského kantora a jeho zanícený výklad, má dle mého názoru rozhodující vliv na rozhodnutí
mladého člověka, jaký obor si zvolí. My Vám můžeme být jen nápomocni při Vašem úsilí.
Podzimní škola je jedna z možností naší pomoci. Věřím, že při diskusi s Vámi během podzimní školy, získáme od Vás cenné informace, co potřebujete od nás pro náš společný cíl,
zvýšit zájem Vašich studentů o přírodovědné a technické obory.
Týdenní škola „Praha 2007“ je organizována s podporou grantu MŠMT ČR v programu
„Národní program výzkumu II. – Lidské zdroje.“ a je též podporována grantem z programu
INGO MŠMT . Rád bych poděkoval elektrárenské společnosti ČEZ,a.s.za finanční prostředky
poskytnuté pro uspořádání této školy. Poděkování též patří Ústavu biochemie a mikrobiologie
VŠCHT Praha za přípravu laboratorních praktik.
Závěrem bych Vám chtěl za organizátory této akce popřát mnoho sil a dostatek energie
při Vaší nelehké práci při výchově a vzdělávání mladé generace.
-1-
PROGRAM PODZIMNÍ ŠKOLY 2008
26.10. – 31.10.2008
Neděle 26.10.2008
místo konání VŠCHT, Technická ulice, budova B
Sraz účastníků před VŠCHT v Technické ulici před budovou B
8:00
18:30
Večeře v hotelu Krystal
Pondělí 27.10.2008
místo konání ÚOCHB AV ČR, Flemingovo náměstí 2, zasedací místnost, I. Patro
8:45 – 9:15
Registrace účastníků
9:15 – 10:00
Slavnostní zahájení
10:15 – 11:45
Ivan Holoubek: Chemické problémy znečištění životního prostředí
12:00 – 13:45
Oběd
14:00 – 15:30
Martina Macková: Jsme opravdu odsouzeni k záhubě toxickými chemikáliemi?: člověk znečišťuje x příroda napravuje
15:45 – 17:15
Viktor Kočí: Posuzování životního cyklu produktů-enviromentální
dopady lidských aktivit
17:30
Večeře
Úterý 28.10.2008
místo konání ÚOCHB AV ČR, Flemingovo náměstí 2, zasedací místnost, I. Patro
9:00 – 10:30
Lenka Thinová: Ionizující záření kolem nás
10:45 – 12:15
Milan Pospíšil: Biopaliva II. generace
12:30 – 13:45
Oběd v Masarykově koleji
14:00 – 15:30
Zdeněk Staněk: Elektromagnetická pole a elektromagnetické vlny jako faktory životního prostředí
15:45 – 17:15
Benjamin Fragner: Průmyslové dědictví kulturním potenciálem udržitelného rozvoje
17:30
večeře v Masarykově koleji
-2-
Středa 29.10.2008
Sraz 1. skupiny před budovou ČVUT FEL v Technické 2,
8:20
exkurze do čistírny odpadních vod
Sraz 2. skupiny před budovou ČVUT FEL v Technické 2,
10:20
exkurze do čistírny odpadních vod
13:20 – 14:00
Oběd v Technické menze
14:15 – 15:45
Vladimír Ždímal: Aerosoly letem světem
Jan Schröfel: Ložiska nerostných surovin ve vztahu k životnímu prostředí
večeře v Technické menze
16:00 – 17:30
17:45
Čtvrtek 30.10.2008
místo konání ÚOCHB AV ČR, Flemingovo náměstí 2, zasedací místnost, I. Patro
Stanislav Pekárek: Některé ekologické aspekty elektrických výbojů
9:15 – 10:45
za atmosférického tlaku
11:00 – 12:30 Michal.V. Marek: Uhlíková deponia v ekosystémech České republiky
12:45 – 13:45
Oběd v Technické menze
14:00 – 15:00
Asociace pro mládež, vědu a techniku, středoškolské soutěže
15:15 – 16:15
Marie Dufková: Vzdělávací program ČEZ, předvedení soupravy pro
měření ionizačního záření
16:30 – 17:30
Diskuse s účastníky o problematice výuky fyziky na středních školách
18:00
Slavnostní večeře bude upřesněna.
Pátek 31.10.2008
místo konání ÚOCHB AV ČR, Flemingovo náměstí 2, zasedací místnost, I. Patro
9:00 – 10:30
Jan Pokorný: Mokřady – jejich úloha a funkce v energetické bilanci
krajiny
10:45 – 11:45
Předání osvědčení o absolvování podzimní školy, závěrečná diskuse
12:00
Oběd v Technické menze.
-3-
-4-
OBSAH
Ivan Holoubek: Chemické problémy znečištění životního prostředí ...........................6
Martina Macková: Jsme opravdu odsouzeni k záhubě toxickými chemikáliemi?:
člověk znečišťuje x příroda napravuje .......................................................................13
Vladimír Kočí: Posuzování životního cyklu produktů-enviromentální dopady
lidských aktivit...............................................................................................................30
Lenka Thinová: Ionizující záření kolem nás ................................................................44
Milan Pospíšil: Biopaliva II. generace ..........................................................................62
Zdeněk Staněk: Elektromagnetická pole a elektromagnetické vlny jako faktory
životního prostředí ........................................................................................................72
Benjamin Fragner: Průmyslové dědictví kulturním potenciálem udržitelného rozvoje
.......................................................................................................................................125
Vladimír Ždímal: Aerosoly letem světem....................................................................141
Jan Schröfel: Ložiska nerostných surovin ve vztahu k životnímu prostředí ..........145
Stanislav Pekárek: Některé ekologické aspekty elektrických výbojů
za atmosférického tlaku ..............................................................................................151
Michal V. Marek: Uhlíková deponia v ekosystémech České republiky...................159
Jan Pokorný: Mokřady – jejich úloha a funkce v energetické bilanci krajiny .......167
-5-
CHEMICKÉ PROBLÉMY ZNEČIŠTĚNÍ ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ
Ivan Holoubek
1. ÚVOD
Dvacáté století bylo označováno jako století chemie. Syntéza nových chemických látek
nabyla nepředstavitelných rozměrů. V roce 1990 evidovaly v Chemical Abstracts Services v
katalogu 10 milionů chemicky definovatelných látek a uvádí se, že každoročně přibývá obrovské množství dalších. Více než půl milionu chemických látek je produkováno každoročně
v tunových objemech a s těmi pak přichází do kontaktu většina lidské populace, často v toxikologicky významných dávkách po kumulaci v potravních řetězcích.
Zkoumání toxických účinků chemických látek má dlouhou historii, ale vědeckou systematičnost přineslo až 20. století. Vývoj laboratorních metod umožnil stanovení koncentrací
chemických látek na úrovni ppm a poznání, že četné chemické kontaminanty jsou v životním
prostředí všudypřítomné.
Průmyslově užívané chemikálie a nově vyráběné syntetické chemické látky, které nekontrolovaně pronikly do životního prostředí, se staly příčinou epidemií otrav: nemoc Minamata
vznikla po kontaminaci potravin v Japonsku organickými sloučeninami rtuti, nemoc ITAIITAI byla vyvolána expozicí kadmiu, nemoci z rýžového oleje (Yusho a Yucheng) jsou v
souvislosti s jeho kontaminací polychlorovanými bifenyly, nemoc Michiganská byla ovlivněna expozicí lidí polybromovaným bifenylům. Jsou známé havarijní úniky chemických látek
do životního prostředí v italském Sevesu, i to, že američtí vojenští veteráni z Vietnamu spojují
své obtíže s expozicí defoliantu Agent Orange: v obou případech působily polychlorované
dioxiny.
Mezi lidmi, zvláště v průmyslově vyspělých zemích, se šíří hysterická obava z chemických látek - chemofobie. Více než účinků toxických se lidé obávají poškození teratogenních a
karcinogenních. Obavy z exploze zhoubných nádorů mezi exponovanou populací však byly
plané.
2. Osud chemických látek v prostředí
Velké množství chemických látek je v současné době rozšířeno prakticky po celé planetě a to
i na místech tisíce kilometrů vzdálených od místa původního použití. Řada z nich se vyráběla
a do prostředí vnášela záměrně (pesticidy), velké množství se cíleně vyrábělo a do prostředí
dostalo emisemi z vyroby, při použití, haváriích, jako odpad. A také existuje velká skupina
látek, které vznikají jako vedlejší, nechtěné produkty spalovacích a technologických procesů.
Dostávají se do jednotlivých složek prostředí z různých zdrojů a to jak přírodních, tak i antropogenních. Látky mohou být transportovány ve složkách, kam byly primárně emitovány, mohou přecházet přes mezifázové rozhraní do dalších složek prostředí, během tohoto svého
transportu mohou být chemicky transformovány a vytvářet sekundární znečištění. Mohou se
také díky svým vlastnostem kumulovat jak v abiotických složkách prostředí, tak v živých organismech. Po vstupu do živých organismů se mohou projevit jejich negativní, škodlivé
vlastnosti.
Nejvýznamější problémy dnes představují látky znamenající globální problémy jako je
narušování ozonové vrstvy či globální oteplování a také látky, jež jsou označovány jako persistentní, toxické. Sem patří jednak toxické kovy a jednak persistentní organické polutanty (POPs). U většiny těchto látek se kombinuje řada nebezpečných vlastností pro živé organismy
včetně člověka.
-6-
Můžeme si definovat tzv. environmentálně nebezpečné chemické látky - chemický prvek
nebo sloučeninu, které mohou být nebezpečné přírodnímu prostředí již v malých koncentracích, protože jsou toxické, mohou být odolné vůči různým formám rozkladu, mají tendenci ke
kumulaci v abiotických i biotických složkách prostředí.
Nejproblematičtější vlastnosti z hlediska možného nebezpečí pro životní prostředí jsou:
toxicita
persistence
schopnost kumulace a bioakumulace
schopnost dálkového transportu
produkce v určitém množství
určitá environmentální hladina
Definujme si tyto základní pojmy.
Persistence je definována jako schopnost látky zůstávat v prostředí po dlouhou dobu beze
změny. Persistentní látky jsou odolné vůči chemickému, fotochemickému, termické-mu i biochemickému rozkladu. To umožňuje jejich koloběh v prostředí a kumulaci v půdách, sedimentech i živých organismech.
Bioakumulace (hromadění v živých organismech) je proces, během kterého živé organismy mohou zachytávat a koncentrovat chemické látky buď přímo z okolního prostředí, ve
kterém žijí nebo nepřímo z jejich potravy.
Jako toxicita se definuje schopnost látky způsobovat poškození nebo smrt živých organismů. POPs jsou toxické pro různé organismy. Některé z nich mohou způsobovat vznik rakoviny, jiné podporují její průběh, řada z nich způsobuje vznik imunologických, reprodukčních, vývojových a dalších poruch.
Dálkový transport je to schopnost látky cestovat od původního zdroje do oblastí vzdálených stovky až tisíce kilometrů, kde se nikdy nevyráběly a nepoužívaly (například Arktidy a
Antarktidy).
Pohyb látek v prostředí, přechody mezi složkami v prostředí a reakce v prostředí označujeme jako osud chemických látek v prostředí. Zahrnuje:
vstup do jednotlivých složek prostředí během produkce a spotřeby
transport danou složkou prostředí, event. kumulace v této složce
přechod do jiné složky prostředí přes mezifázové rozhraní
transport novou složkou a další přechody – koloběh prostředím
chemické, biochemické, fotochemické, termické reakce v prostředí, vznik metabolitů
a reakčních produktů vedoucích k sekundárnímu znečištění
Výsledkem je distribuce chemické látky v prostředí, její koloběh prostředím, možný globální výskyt a možné vlivy na organismy, jejich populace, společenstva a ekosystémy.
Pravděpodobně nejproblémovější skupinou organických sloučenin v prostředí jsou látky
označované jako semivolatilní, persistentní organické polutanty (SPOPs). Jsou definovány
jako skupina organických sloučenin, jejichž dominantními fyzikálně-chemickými a environmentálně-chemickými vlastnostmi jsou odolnost vůči různým degradačním procesům, malá
rozpustnost ve vodě, lipofilní charakter, z toho plynoucí výrazná tendence k bioakumulaci a
polotěkavost umožňující globální atmosférický transport.
Vlastnosti těchto látek umožňují jejich cirkulaci mezi jednotlivými ekosystémy, přičemž
ovzduší je hlavním složkou, v němž k přenosu dochází. Vzhledem k převládajícímu charakteru globálního atmosférického proudění, semivolatilitě a jejich sklonu k postupnému znovu-7-
vypařování, dochází k systematické migraci těchto látek do chladnějších zeměpisných oblastí
bez ohledu na umístění původních zdrojů. Atmosférická depozice je pak převládající cestou
mnoha těchto polutantů do moří a oceánů.
Rozsáhlá měření a data z modelů dálkového transportu a difuze ukazují, že persistentní
látky jsou v globálním ekosystému všudypřítomné, podléhají dálkovému transportu ovzduším, řekami a oceánickými proudy a jsou trvale detekovány ve vzdálených oblastech, především v citlivých a zranitelných polárních ekosystémech. Tedy na místech velmi vzdálených
od místa původní produkce, užití či likvidace a na místech, kde se většinou nikdy nepoužívaly.
Ovzduší je tedy často prvotní složkou vstupu POPs do prostředí, odtud se mohou dostávat
do dalších složek prostředí a kontaminovat potravní řetězce včetně potravních řetězců člověka. Tyto látky mají v prostředí ustálený koloběh, který vede k expozici různých živých organismů, včetně člověka.
Laboratorní i terénní experimenty publikované v odborné literatuře potvrzují fakt, že řada
persistentních organických polutantů má škodlivé účinky na lidské zdraví. Mnohé z nich mohou poškozovat vnitřní orgány (játra, ledviny, žaludek), mohou porušovat imunitní, nervový a
dýchací systém, působí na hladiny jaterních enzymů, způsobují reprodukční poruchy (například poškození plodu, jeho sníženou hmotnost, spontánní potraty), narušují hormonální rovnováhu. Některé z nich také vyvolávaly u experimentálních zvířat vznik zhoubných nádorů.
Množství persistentních látek, které se dostávají do lidského organismu dýcháním, požíváním potravy nebo kontaktem s pokožkou, nepředstavují okamžité ohrožení zdraví (akutní
otravu). Je však nutné mít na zřeteli, že jejich působení je dlouhodobé a v současné době nedokážeme předpovědět na základě obsahu těchto látek v lidském organismu, zda konkrétní
člověk onemocní například rakovinou nebo ne. Je také nutné si uvědomit, že na organismus
člověka i jiných druhů nepůsobí pouze tyto látky, ale celá řada dalších faktorů. V lidském
organismu se v současné době nacházejí i jiné, neméně škodlivé chemické látky, uplatňuje se
vliv nesprávné výživy, stav imunitního systému organismu, dědičnosti i další faktory.
Vlastnosti POPs látek umožňují jejich cirkulaci mezi jednotlivými ekosystémy, přičemž
ovzduší je hlavním složkou, v němž k přenosu dochází. Vzhledem k převládajícímu charakteru globálního atmosférického proudění, semivolatilitě a jejich sklonu k postupnému znovuvypařování, dochází k systematické migraci těchto látek do chladnějších zeměpisných oblastí
bez ohledu na umístění původních zdrojů. Atmosférická depozice je pak převládající cestou
mnoha těchto polutantů do moří a oceánů.
Rozsáhlá měření a data z modelů dálkového transportu a difuze ukazují, že POPs jsou v
globálním ekosystému všudypřítomné, podléhají dálkovému transportu ovzduším, řekami a
oceánickými proudy a jsou trvale detekovány ve vzdálených oblastech, především v citlivých
a zranitelných polárních ekosystémech. Tedy na místech velmi vzdálených od místa původní
produkce, užití či likvidace a na místech, kde se většinou nikdy nepoužívaly.
Jak již bylo řečeno, je atmosféra hlavním transportním mediem POPs na planetě. POPs se
mohou v atmosféře vyskytovat v různých podobách:
adsorbované na tuhých částicích,
v plynné fázi,
asociované s atmosférickými aerosoly.
-8-
V porovnání s celkovým množstvím POPs je specifická část v atmosféře v daném okamžiku relativně malá. Větší část POPs v plynné fází se vyskytuje především:
ve vzdálených oblastech (koncentrace atmosférických tuhých částic jsou nízké),
v oblastech s vysokými atmosférickými teplotami.
Atmosférický transport těchto látek je řízen jejich:
fyzikálně-chemickými vlastnostmi jako jsou tenze par, rozpustnost ve vodě,
chemickou stabilitou za environmentálních podmínek (zejména resistencí k fotolytické, hydrolytické či oxidativní degradaci).
I když fotochemická oxidace může přispívat k degradaci POPs, rychlosti degradace
nejsou příliš známy. Doba zdržení POPs v ovzduší je ovlivněna zejména mokrou atmosférickou depozicí, suchou atmosférickou depozicí na tuhých částicích a výměnou plynů na rozhraní ovzduší - zemský povrch. Rychlost depozice na povrch a emise z povrchu se velmi liší pro
plyny a pro částice.
POPs mohou vstupovat do atmosféry:
přímo:
rozprašováním,
průmyslovými emisemi,
ze spalovacích procesů,
nepřímo:
vypařováním,
větrnou erozí,
jemnými částicemi.
Pohyb POPs v atmosféře se děje jak ve vertikálním, tak i horizontálním směru. Vertikální
mísení mezi atmosférickými vrstvami je relativně pomalý proces ve srovnání s horizontálním
pohybem. Vstupy do atmosféry mají největší význam pro následnou distribuci v terrestrických a akvatických ekosystémech.
Dálkový transport z místních a regionálních zdrojů je řízen prostorovým rozložením a
strukturou atmosférických, globálních toků a je zodpovědný za pohyb POPs ze zdrojů do
vzdálených oblastí.
Významnou roli v distribuci a redistribuci POPs hrají:
hlavní směry atmosferické cirkulace vzdušných mas,
koncentrace aerosolů a jejich složení,
teplotní gradienty.
Pohyb vzdušných mas je velmi rychlý, rychlost větru může dosahovat až 500 km.hod-1.
Globální atmosférická cirkulace má následující charakter:
kompletní hemisférické mísení: ~ 1 měsíce ( vzdušné masy ze střední Evropy mohou
díky tomu během jednoho roku "oběhnou" zeměkouli 8-10krát),
výměna vzdušných mas mezi hemisférami: ~ 1 - 2 roky.
Hlavní roli v atmosférických transportních procesech mají oblasti nízkého a vysokého
tlaku s jejich cyklonálními a anticyklonálními vzdušnými toky.
-9-
Dominantní globální pohyby vzdušných mas probíhají:
ve středních zeměpisných šířkách (mezi 30 oN a 60 oN) - ze západu na východ,
v rovníkových regionech:
ze severu na východ (severní hemisféra),
z jihu na východ (jižní hemisféra),
jako výsledek hlavních větrných proudů z východu na západ.
Troposférické vzdušné masy se mohou pohybovat dále na sever v letním období díky rozšíření jihovýchodních větrů přes rovník na sever. K tomu přistupují hlavní směry větrů ze
severního Pacifiku a severního Atlantiku do Arktidy. V zimním období dochází k pohybu
silných vzdušných mas z euroasijského kontinentu do Arktidy a přes ni potom do Severní
Ameriky.
Doba setrvání POPs v atmosféře závisí na rozdělení mezi plynnou fázi a tuhé částice a na
době zdržení tuhých částic. Doba zdržení chemické látky v atmosféře je řízena chemickými
transformacemi, které vedou ke vzniku různých reakčních metabolitů a tím ke vzniku xenobiotik druhé a třetí generace.
Lze rozlišit jednak transport vzdušným prouděním z oblastí městských a průmyslových
aglomerací, jednak resuspendaci a transport kontaminovaných sedimentů ze znečištěných
oblastí. POPs primárně emitované do atmosféry z různých zdrojů podléhají v atmosféře transformačním reakcím a mohou být transportovány na značné vzdálenosti, především sorbované
na tuhé částice. Z atmosféry jsou odstraňovány suchou a mokrou atmosférickou depozicí, její
pomocí se dostávají do vody a půdy. Oceány představují velké rezervoáry POPs s jejich rovnovážnými koncentracemi v mořské vodě tisíckrát až desetticískrát vyššími než jsou koncentrace v ovzduší. Teplotní závislost fyzikálně-chemického stavu POPs podporuje jejich transport a kumulaci v oblastech s nižšími teplotami a v polárních oblastech. Oceány jako medium
přímo spojené s vodními zdroji mohou být důležité v časovém měřítku jednoho až dvou let,
avšak jsou pravděpodobně důležitější jako rezervoáry POPs, jež do nich vstupují atmosférickou depozicí.
Vodním sloupcem se postupně dostávají do sedimentů. Atmosférickou depozicí, vodou či
půdou se mohou dostat do živých organismů všech typů a v nich se významně kumulovat.
Například bioakumulační faktor pro vodní organismy se pohybuje v rozmezí stovek až milionů. V řadě vodních i terestrických organismů může docházet k jejich biodegradaci.
Půda je těmito látkami znečišťována především v důsledku aplikací pesticidů v zemědělství,
dále pak suchou a mokrou depozicí z atmosféry. Dalším zdrojem znečišťování půd mohou být
i zavlažování a použití kalů z čistíren odpadních vod v zemědělství, dále úniky z úložišť popílku a skládek apod. POPs se poměrně silně váží na půdní organickou hmotu a to tím více,
čím je půda bohatší na humus. Proto se poměrně zřídka dostávají průsaky půdními vrstvami
do podzemních vod. Výjimkou jsou pouze písčité půdy. Poločas života v půdě se v případě
některých pesticidů pohybuje mezi roky až desítkami roků. Odbourávání POPs v půdách způsobují hlavně mikroorganismy, částečně jsou odnášeny větrem z povrchu, mohou se z půdy
vypařovat, na povrchu půdy může docházet k rozkladu slunečním zářením, mohou být splachovány dešťovou vodou a v menší míře i přijímány vegetací.
Rostliny nejsou schopné ve významné míře koncentrovat POPs nacházející se v půdách.
Přenos do nadzemních částí kořenovou soustavou u většiny druhů není významný. Nadzemní
části rostlin (listy, plody) však mohou být znečištěné půdou, depozicí z ovzduší, případně
postřikovými přípravky obsahujícími POPs. Protože plody a listy rostlin mají povrchovou
voskovou vrstvu, POPs z ovzduší se v ní rozpouštějí. Pokud se plody nacházejí v půdě, jejich
povrchové části obsahují POPs, většinou však toto znečištění není významně vyšší než jsou
obsahy v půdách.
- 10 -
Kontaminace zvířat nastává konzumací znečištěného krmiva, případně vdechováním. Jateční zvířata přijímají POPs převážně z rostlinných krmiv, konzumací rybí moučky ale také
půdy, kterou s krmivem požírají při pastvě. Podobně vodní živočichové mohou ve svých organismech zakoncentrovávat POPs přítomné ve vodě nebo sedimentech.
Významná je i postupně se zvyšující koncentrace těchto látek v potravních řetězcích.
Dravci představující nejvyšší články těchto přírodních vztahů mezi organismy, obsahují ve
svých tělech často významně vyšší hladiny POPs než konzumované oběti.
Ovzduší je tedy často prvotní složkou vstupu POPs do prostředí, odtud se mohou dostávat
do dalších složek prostředí a kontaminovat potravní řetězce včetně potravních řetězců člověka. Tyto látky mají v prostředí ustálený koloběh, který vede k expozici různých živých organismů, včetně člověka.
Transport a distribuce POPs v prostředí jsou určeny řadou fyzikálně-chemických vlastností a to se odráží v hodnotách charakteristik, jako jsou rozpustnost ve vodě, tenze par, konstanta Henryho zákona, rozdělovací koeficient n-oktanol-voda (KOW) nebo sorpční koeficient pro organickou složku půdy či sedimentu (KOC).
3. Hlavní skupiny POP látek
Mezi persistentní organické látky patří řada organických sloučenin či lépe skupin organických sloučenin jako jsou polycyklické aromatické uhlovodíky (PAHs), řada chlorovaných
pesticidů (OCPs), polychlorované bifenyly (PCBs), naftalény (PCNs), terfenyly (PCTs), polychlorované dibenzo-p-dioxiny a dibenzofurany (PCDDs/Fs).
Vyskytují se jako jediná chemická látka nebo jako směs chemických látek, které tvoří
specifickou skupinu tím, že:
mají podobné vlastnosti a dostávají se do životního prostředí společně,
tvoří směs, která je dostupná jako určitý technický přípravek.
Toxické účinky
Laboratorní i terénní experimenty publikované v odborné literatuře potvrzují fakt, že řada
persistentních organických polutantů má škodlivé účinky na lidské zdraví. Mnohé z nich mohou poškozovat vnitřní orgány (játra, ledviny, žaludek), mohou porušovat imunitní, nervový a
dýchací systém, působí na hladiny jaterních enzymů, způsobují reprodukční poruchy (například poškození plodu, jeho sníženou hmotnost, spontánní potraty), narušují hormonální rovnováhu. Některé z nich také vyvolávaly u experimentálních zvířat vznik zhoubných nádorů.
Vysoké dávky dioxinů, furanů a PCBs (profesionální expozice, konzumace potravin náhodně kontaminovaných vysokými hladinami těchto látek) vedou ke vzniku znetvořujících,
těžko léčitelných vyrážek, tzv. chlorakné.
Neexistují přímé důkazy o poškození zdraví běžné lidské populace při expozici obvyklými denními dávkami POPs, i když existují předpoklady vycházející z dlouhodobých studií, že
odpovědnost například za zvyšující se výskyt rakoviny prsu mohou mít látky jako jsou PCBs,
DDT či jeho metabolit DDE.
Vstupy POPs do lidského organismu
Množství POPs, které se dostávají do lidského organismu dýcháním, požíváním potravy
nebo kontaktem s pokožkou, nepředstavují okamžité ohrožení zdraví (akutní otravu).
Je však nutné mít na zřeteli, že působení POPs je dlouhodobé a v současné době nedokážeme předpovědět na základě obsahu těchto látek v lidském organismu, zda konkrétní člověk
onemocní například rakovinou nebo ne. Je také nutné si uvědomit, že na organismus člověka i
jiných druhů nepůsobí pouze POPs, ale celá řada dalších faktorů. V lidském organismu se v
- 11 -
současné době nacházejí i jiné, neméně škodlivé chemické látky, uplatňuje se vliv nesprávné
výživy, stav imunitního systému organismu, dědičnosti i další faktory.
Hranice propuknutí některé tzv. „civilizační choroby“ je u každého jedince zcela individuální a nikdo ji v současné době nedovede jednoznačně určit. V případě některých škodlivin,
včetně POPs, je sice možné na základě údajů získaných hlavně z dlouhodobých pokusů na
zvířatech a odhadnuté průměrné denní dávky určité lidské populace hodnotit riziko poškození
zdraví této populace, tento údaj je však hrubým odhadem poskytujícím pouze všeobecnou
informaci.
Dalším problémem je to, že dosud máme minimum informací o synergických účincích více různých POPs přítomných v organismu vedle sebe, případně jejich spolupůsobení s dalšími
chemickými látkami. Tyto látky však jsou v reálném prostředí nejčastěji přítomny v podobě
komplikovaných směsí.
Jisté však je - čím méně persistentních organických polutantů se nachází v našem těle, tím
je menší pravděpodobnost ohrožení zdraví.
POPs jsou v současné době všudypřítomné a expozici živých organismů těmito látkami se
prakticky nemůžeme vyhnout. Je tedy nutné - nejrůznějšími cestami od mezinárodních dohod
až po každodenní činnost každého občana - dosáhnout toho, aby množství, které se každodenně dostává do organismu, nepřekročilo jistou, ještě tolerovatelnou hranici.
Státní orgány musí zajistit vydání právních dokumentů, které určují nejvyšší přípustné
množství nebo koncentrace (limity) těchto škodlivin v různých potravinách, emisích apod.
Dodržování limitů je nutné důsledně kontrolovat tak, aby člověk, konzumující potraviny z
běžné obchodní sítě, nebyl vystavený během celého života takovým dávkám POPs látek, které
by mohly zapříčinit ohrožení jeho zdraví.
Většina zahraničních studií potvrzuje skutečnost, že mezi prvotní a významné cesty vstupů POPs do životního prostředí patří emise do ovzduší a transportním mediem je atmosféra.
Proto je nezbytné přijmout taková opatření, jež povedou ke snížení emisí POPs, zlepšení kvality ovzduší, následně ke snížení jejich obsahu v potravinách a konečném důsledku i v lidském organismu. Řada těchto opatření však je finančně velmi náročná.
- 12 -
JSME OPRAVDU ODSOUZENI K ZÁHUBĚ TOXICKÝMI
CHEMIKÁLIEMI?: ČLOVĚK ZNEČIŠŤUJE X PŘÍRODA NAPRAVUJE
Martina Macková
1. Úvod
Znečistění (pollution) prostředí bylo definováno jako vnášení látek nebo energie,které
mohou ohrozit zdraví člověka, poškodit jiné organismy, způsobit ekologickéškody nebo zabraňovat běžnému využívání prostředí. Znečisťující látka se nazývá polutant (xenobiotikum,
škodlivina, toxikant). Polutant může být prvek, přírodní látka nebo syntetická látka, jejíž
koncentrace byla lidskou činností nebo přírodním procesem zvýšena tak, že se stala škodlivou. Polutantem v širším smyslu tedy může být jakákoliv látka, neboť všechny látky včetně
látek organismu vlastních a pro život nezbytných mohou mít za určitých okolností (v určité
koncentraci…) nepříznivé účinky. Polutantem může být i nežádoucí organismus. V praktickém životě se za polutanty většinou považují chemické látky poškozující zdraví při přímém styku s organismem, v návaznosti na něj, v pozdějších obdobích života nebo u dalších generací.
Polutantem se může stát doslova jakýkoliv prvek, látka nebo i organismus. Nicméně existují rizikové látky, u nichž je potenciální nebezpečí zvlášť velké. Míra ohrožení životního
prostředí a jeho složek a osud kontaminantu v životním prostředí závisí primárně na fyzikálních a chemických vlastnostech kontaminantu. Zásadní rozdíly v chování kontaminantů lze
vysledovat v závislosti na jejich skupenství.
Plynné kontaminanty (například freony nebo SO2) představují přímé ohrožení kvality
ovzduší, zatímco ostatní složky (zeminy, podzemní vody) v první fázi prakticky neovlivňují.
V dalších fázích je ovšem jejich působení již komplexní. Freony jsou například díky atmosférické cirkulaci transportovány z teplejších oblastí do oblastí světových pólů a kumulují ve
vysokých oblastech atmosféry, kde negativně ovlivňují ozónovou vrstvu. Jiné plynné kontaminanty se (v závislosti na bodu varu/tensi par) mohou spolu se sněhovými nebo dešťovými
srážkami koncentrovat a ovlivňovat tak okolí v místech spadu .
Tuhé kontaminanty, pokud jsou nerozpustné, zůstávají z převážné části deponovány ve
svrchních několika centimetrech povrchové vrstvy zeminy. Do spodnějších půdních horizontů
se mohou dostávat pouze transportem se srážkovými vodami puklinami v půdách. Migrace z
místa primární kontaminace nastává téměř výhradně větrnou erosí a přenosem jemných půdních částic. Pokud mají měřitelnou tensi par (zejména organické kontaminanty) mohou být ve
větší či menší míře jako páry transportovány vzdušnými masami do vzdálenějších až polárních oblastí planety. Rozpustné tuhé kontaminanty jsou srážkovými vodami transportovány
do spodních vrstev půdního horizontu a představují akutní ohrožení kvality podzemních vod.
Výrazně složitější je potom chování kapalných (téměř výhradně organických) kontaminantů. Kontaminanty rozpustné ve vodě, jsou vždy akutním ohrožením pro podzemní vody,
protože jejich transport srážkovými i podzemními vodami je relativně rychlý. Na druhé straně
tato vlastnost positivně ovlivňuje rychlost a ekonomiku dekontaminace.
Podpovrchová kontaminace ve vodě omezeně rozpustným kontaminantem může potenciálně existovat ve čtyřech fázích:
plynná fáze: kontaminanty jsou přítomny jako páry v nenasycené zóně (významná u
VOCs)
tuhá fáze: kontaminanty jsou v kapalné formě adsorbovány na částečky zeminy v nasycené i nenasycené zóně
vodná fáze: kontaminanty jsou rozpuštěny ve vodě v pórech podle své rozpustnosti
jak v nasycené tak v nenasycené zóně
- 13 -
nemísitelná fáze: kontaminanty jsou přítomny jako nevodná kapalná fáze (NAPLs Non-Aqueous Phase Liquids) primárně v nenasycené zóně.
Hlavní skupiny polutantů jsou:
biotické polutanty:
patogenní organismy člověka (tj. mikroorganismy a živočichové vyvolávající oemocnění)
rostliny obsahující toxické, dráždivé a jinak škodlivé látky, invazní rostliny, pyly
patogenní mikroorganismy plodin, hospodářských a domácích zvířat
živočišní škůdci plodin, hospodářských a domácích zvířat
plevele v kulturních rostlinách
patogenní mikroorganismy a škůdci jiných organismů
abiotické polutanty:
plyny (SO2, NOx, O3,...)
polétavý prach a jiné částice
minerální sloučeniny dusíku, fosforu, síry a jiných prvků (nitráty, nitrosoaminy, fosfáty, sulfáty a sulfidy,…)
těžké kovy (Hg, Cd, Pb,...)
jiné kovy a anorganické látky (Al, azbest,…)
organické sloučeniny (pesticidy, ropné látky, PCBs, PAHs, VOCs,… - vysvětlení
těchto zkratek je uvedeno dále)
radionuklidy (radon,...)
záření, energie, hluk, vibrace.
Polutanty se také mohou dělit na primární, které škodí ve formě, v níž se dostaly do prostředí, a sekundární, které v prostředí vznikly v důsledku fyzikálně chemických nebo i biologických procesů z neškodných nebo méně škodlivých látek. Původ polutantů, tj. zdroj znečistění, je někdy snadné určit; jindy, a to zejména v případech znečistění ovzduší nebo podzemních vod, může být nalezení zdroje znečistění obtížné.
Řada polutantů se v prostředí (ve vzduchu, v půdě, vodě a sedimentech) běžně vyskytuje
v nízkých koncentracích. V tomto případě se hovoří o kontaminaci prostředí polutantem. I
když polutanty v nízkých koncentracích nemusí vykazovat evidentní přímé toxické účinky,
kontaminace má závažné souvislosti a důsledky:
polutanty přijímané v potravě a ve vodě v malých množstvích po dlouhou dobu mohou vykazovat chronické toxické účinky a působit jako karcinogeny, mutageny, teratogeny či alergeny,
některé chemické látky jsou i v nízkých koncentracích (ppm až ppb) toxické pro vodní
organismy, např. ryby, některé polutanty se biokoncentrují, bioakumulují a bionásobí.
Jako persistentní organické polutanty (POP) se označuje různorodá skupina látek, jejichžspolečnou vlastností je obrovská rezistence vůči degradaci (biotické i abiotické) a také to, že
jejich jediným zdrojem je lidská činnost. Tyto látky mohou způsobovat vážné zdravotní a
environmentální účinky, které mohou zahrnovat karcinogenitu, reprodukční poruchy, změny
vývojového, imunitního systému a endokrinní poruchy, což může vest ke snížení reprodukční
schopnosti. Mnoho z persistentních polutantů je vysoce toxických (např. DDT, hexachlorcyklohexan, endosulfan). Všechny tyto vlastnosti mohou vést k poškození zdraví člověka i
poškození biosféry (Holoubek a kol., 2003).
- 14 -
I přes chemickou různorodost můžeme většinu POP definovat jako (poly)aromatické
sloučeniny či n-alkany, které mají jeden nebo více halogenovaných substituentů. V drtivé
většině případů je to chlor. Vazba uhlík-chlor je vysoce odolná vůči hydrolýze a má za následek nesnadnou degradabilitu těchto sloučenin (Holoubek a kol., 2003). Tyto chemické struktury jsou až na výjimky vysoce polární a tedy špatně rozpustné ve vodě. Kromě halogenovaných n alkanů s menším počtem uhlíků mají POP nízkou tenzi par. Vzhledem k velké lipofilitě těchto látek se vyskytuje problém bioakumulace. Sloučeniny se ukládají v tukové tkáni a
mohou způsobovat i takzvané chronické otravy.
2. Proč jsou látky persistentní?
V dalším textu se soustředíme právě na abiotické polutanty, chemické sloučeniny (POP),
které se do přírody dostávají především činností člověka, a to díky průmyslovým a zemědělským aktivitám, nebo jako odpadní látky či následek havárií. V této fázi rozlišujeme označení
polutant (látka, která se může v přírodě vyskytovat přirozeně, ale její koncentrace dosáhla
hladiny, která je nepřirozená pro živou přírodu a působí toxicky – např. alifatické, aromatické
uhlovodíky) a xenobiotikum (látka uměle synthetizovaná člověkem (přírodě cizí – polychlorované bifenyly, polybromované difenylethery).
Pokud se tyto látky dostanou do prostředí a jsou toxické pro živé organismy dochází
k tomu, že bud zcela zahubí veškeré živé formy, nebo dojde ke zničení pouze méně odolných
druhů. Jiné organismy naopak dokáží příslušný toxikant transformovat nebo degradovat na
méně toxický produkt, který zdaleka nepůsobí takové škody jako výchozí toxikant. Může také
dojít k sorpci na neživé součásti přírody (sedimenty, zemina atd.) nebo i povrchové součásti
buněčné hmoty. V obou případech dojde k „imobilizaci škodliviny“, která se tak může stát
nedostupnou a většinou působí menší škody. Je samozřejmě nezbytné počítat i s faktem, že
existuje řada sloučenin, které jsou toxické jen pro určité skupiny organismů.
Míru resistence sloučeniny vůči degradaci a tedy označujeme jako tzv. persistenci. Ta
je určována několika hledisky:
1) mnoho chemických reakcí je cizí pro makro- i mikroorganismy
2) mnoho látek se nevyskytuje a nevyskytovalo jako produkty nebo intermediáty metabolismu organismů
3) čím je struktura xenobiotika odlišnější od struktur, které se v organismech vyskytují,
tím je pravděpodobnost degradace nižší
4) látka není přístupná pro mikroorganismy
5) přítomnost nefysiologických substituentů (xenoforů) může významně ovlivnit degradovatelnost jinak jednoduché látky
6) např. skupiny Cl, NO2, SO3H, Br, CN, CF3
7) mohou též -CH3, NH2, OH, -OCH3
8) ještě závaznější jsou případy zvýšení počtu xenofobů
9) naopak ke stimulaci dochází v přítomnosti OH, COOH
10) koncentrace látky je příliš vysoká, toxická i pro mikroorganismy, jež by mohly látku
degradovat
11) koncentrace látky je příliš nízká (pod prahovou -threshold - hranicí),
12) chybí jedna nebo více živin potřebných pro růst mikroorganismů,
Mikroorganismy potřebují určité množství energie pro zachování svých životních funkcí
(maintenance energy). Heterotrofní organismy získávají tuto energii rozkladem organických
látek. Jestliže je k dispozici nadbytek využitelného substrátu, buňka má nejen energii k zachování životních funkcí, ale i dostatek energie k růstu a dělení. Vpřípadě nízké koncentrace
substrátu (prahová koncentrace - threshold) jsou veškerý přijatý substrát a získaná energie
využity na zachování života, buňky nerostou, nedělí se, i když se substrát metabolizuje a mi- 15 -
neralizuje. Při ještě nižší koncentraci substrátu tento není ani přijímán a metabolizován. Prahová koncentrace, tj. koncentrace při které není látka biodegradována nebo je rozkládána jen
velmi pomalu, je různá u různých látek a v různém prostředí, ale u mnoha organických polutantů činí 0,1 - 5 mg na litr vody nebo kg půdy.
3. Procesy členěné podle typu dekontaminovaného média
Dekontaminační procesy lze dělit na základě několika hledisek (Matějů a kol., 2006).
Jedno hledisko představují technologie členěné podle typu kontaminovaného materiálu.
3.1 Technologie pro zeminy, sedimenty a kaly
Fyzikální/chemické
Venting
Sanační čerpání
Promývání/praní zeminy
Pneumatické drcení
Extrakce rozpouštědly
Solidifikace/Stabilizace (in situ, ex situ)
Chemická redukce/oxidace
Dehalogenace - alkalicky katalyzovaný rozklad
Dehalogenace glykoláty
Termické
Termicky urychlený venting
Nízkoteplotní termická desorpce
Vysokoteplotní termická desorpce
Dekontaminace horkým plynem
Pyrolýza
Vitrifikace (in situ, ex situ)
Spalování
Venkovní spalování/Venkovní výbuch (Open Burn/Open Detonation)
Biologické
Biodegradace (in situ)
Bioventing
White rot fungus (houba bílé hniloby)
Kompostování
Landfarming (Zemědělské zpracování)
Řízené biologické ošetření tuhé fáze
Řízené biologické ošetření suspenze (kalu)
Fytoremediace a rhizoremediace
Jiné
Vybagrování, uložení na skládku
Přirozené zředění (snížení koncentrace)
- 16 -
3.2 Technologie pro podzemní vody, povrchové vody a průsaky
Fyzikální/chemické
Provzdušňování
Stripování vzduchem
Extrakce (odsávání) dvou fází
Znovuzískání (recyklace) volného produktu
Filtrace
Srážení
Výměna iontů
Adsorpce na uhlíkaté sorbenty v kapalné fázi
Pasivní stěny (Passive Treatment Walls)
Kalové stěny
UV - oxidace
Termické
Stripování horkou vodou nebo párou
Biologické
Bioreaktory
Kometabolické procesy
Obohacení nitráty
Obohacení kyslíkem prostřednictvím provzdušňování (air sparging)
Obohacování kyslíkem prostřednictvím peroxidu vodíku
Fytoremediace
Jiné
Přirozené zředění (snížení koncentrace)
3.3 Technologie pro vzdušné emise/odpadní plyny
Fyzikální/chemické
Membránová separace
Oxidace
Adsorpce na uhlíkaté sorbenty v plynné fázi
Biologické
Biofiltrace
4. Obecná charakteristika bioremediace
Obecné možnosti řešení remediace prostředí spočívají ve využití abiotických či biotických faktorů. Ty později zmiňované pak spočívají ve využití principů založených na přirozených vlastnostech biologických systémů, případně spoluzapojení technologických postupů
(Demnerová 2005):
- 17 -
A) osud látek kontaminujících prostředí
sorpce
vytěkání
abiotická transformace (chemická, fotochemická)
biotransformace, biodegradace – mineralizace
B) technická řešení
mechanické odstranění toxického materiálu
fyzikálně-chemické procesy
bioprocesy (samočisticí, neřízené, řízené)
Biodegradace (biotransformace) je označení pro odbourávání organických sloučenin mikroorganismy a rostlinami (http://www.lbl.gov/NABIR/generalinfo/glossary.html). Romantschuk a kol (Romantschuk et al., 2000) uvádějí několik možností, jak mikroorganismy získávají schopnosti odbourávat určitou sloučeninu nebo skupinu sloučenin. Přirozenou cestou je
jejich genotypický vývoj, kdy jsou indigenní (v prostředí přirozeně se vyskytující) mikroorganismy vystaveny působení kontaminantu po dostatečně dlouhou dobu. Tento způsob je však
relativně pomalý. U indigenních mikroorganismů přizpůsobených kontaminované látce může
také dojít k přenosu požadovaných schopností konjugací, transdukcí nebo transformací
s buňkami rozšířenými z jiného místa v daném prostředí (McGowan et al., 1998). I tento proces je však relativně pomalý. Indigenní mikroorganismy, dobře přizpůsobené přítomnosti
kontaminantu, mohou degradační schopnosti získat i uměle, zásahem člověka. Pro vnesení
genů odpovědných za degradační vlastnosti se používají konjugační plasmidy nesoucí daný
soubor genů. Buňky s nově vnesenou genetickou informací, používané jako donory, jsou pak
uměle rozšířeny do kontaminovaného prostředí. Pro tento účel se mohou použít přímo bakterie původně pocházející z kontaminovaného prostředí, které jsou dostatečně schopné přežívat
v konkurenci ostatních indigenních mikroorganismů (Romantschuk et al., 2000). Výsledkem
studie schopnosti biodegradace daných mikroorganismů je určení hodnoty zbytkové koncentrace původních sloučenin ve zkoumaném vzorku a stanovení toxicity dekontaminované zeminy.
Mikrobiální degradace v zemině je závislá na obsahu mikroorganismů, proto je nutné zajistit vhodné podmínky pro jejich růst a rozmnožování, což souvisí jak s obsahem uhlíku, kyslíku a vody v daném prostředí, tak s obsahem minerálních látek (Mg, K, P, N). Z toho vyplývá, že složení zeminy je jedním z faktorů ovlivňujících odbourávání xenobiotik.
Na mikroorganismy přítomné v zemině působí také mnoho fyzikálních a chemických faktorů vnějšího prostředí, vůči kterým mohou být více či méně odolné. Z fyzikálních vlivů má
velký význam působení teploty. Teplota ovlivňuje vývoj organismu tak, že může stimulovat i
inhibovat růst, mít vliv na morfologii mikroorganismu, jeho metabolismus, patogenitu a
v některých případech dokonce může působit jako sterilizační činidlo. Teplotní rozmezí, kdy
teplota organismus nepoškozuje se označuje jako biokinetické rozmezí a je definováno hodnotami minima, optima a maxima. Teplota, může mít i letální účinky. Tento účinek závisí
nejen na výšce teploty a době působení, ale také na okolních podmínkách jako je např. pH,
vlhkost apod. Klesne-li obsah vody v prostředí, může dojít k poškození bakterií,
a tím i k zamezení degradace. Vliv pH na obsah mikroorganismů v prostředí souvisí
s mikrobiální diverzitou, kdy pro jednotlivé mikroorganismy platí jiná rozmezí pH optima,
např. pH optimum bakterií je 4-10, ale pH optimum u plísní je 3-7.
Metabolické přeměny xenobiotik u bakterií mohou probíhat:
1) anaerobně (PCB podléhají redukční dechloraci za vniku méněchlorovaných kongenerů)
2) aerobně (dojde k oxidačnímu ataku molekuly a následnému rozštěpení bifenylového jádra)
- 18 -
Aerobní metabolismus je charakterizován dvěma základními procesy vázajícími molekulární kyslík. První je přenos elektronů z organických látek na kyslík za vzniku energie pro
buňku, kdy dojde k zavedení kyslíku do molekuly organického substrátu. Druhým procesem
je způsob, který úzce souvisí s degradací xenobiotik a těžko degradovatelných substrátů. Oba
tyto procesy oxidace probíhají za katalýzy oxidasami a vyžadují molekulární kyslík.
U velké škály chemických sloučenin je možné využívat oba typy metabolismu (Siglova,
2005), avšak některé látky např. vysoce chlorované sloučeniny odolávají většině aerobních
mikroorganismů. Jak je nastíněno výše nejvhodnějším zdrojem pro izolaci směsných (konsorcií) či čistých kultur mikroorganismů s biodegradačním potenciálem jsou místa vystavená
dlouhodobému kontaktu polutantů. Obvykle se jedná o kontaminované půdy, sedimenty jezer
a rybníků a rovněž o podzemní vody. Mezi mikroorganismy disponujícími biodegradačním
potenciálem nejčastěji nacházíme bakterie. Anaerobních bakterií bylo dosud izolováno velmi
málo, nejčastěji se jedná o mikroorganismy podílející se na biodegradacích vysoce chlorovaných sloučenin, které řadíme k rodům Desulfomonile, Clostridium, Desulfitobacterium apod.
Aerobní bakterie jsou dosud popsány lépe a jejich nejhojněji se vyskytující zástupci se řadí k
rodům Pseudomonas, Acinetobacter, Corynebacterium, Rhodococcus, Alcaligenes, Achromobacter, Arthrobacter, Nocardia, Bacillus apod. Méně často nacházíme na kontaminovaných
lokalitách plísně a kvasinky. Mezi jejich nejvýznamnější zástupce patří rody Candida, Rhodotorula, Sporobolomyces, Trichoderma, Penicillium, Aspergillus.
Mikroorganismy se obvykle nevyskytují v přírodě samostatně, ale tvoří nejrůznější konsorcia, ve kterých spolu mohou vzájemně spolupracovat anebo naopak soupeřit. Synergistické
vztahy jednotlivých mikroorganismů mohou být ještě dále posíleny jejich těsným kontaktem,
který je přirozeně dán např. mikroorganismům rostoucím v agregátech nebo biofilmech. Pozorování prokázala, že tvorba biofilmů v přírodě je zcela běžným jevem. Ve vodním prostředí
můžeme nalézt mikrobní osídlení na ponořených kamenech a větvích a rovněž v půdě jsou
společenstva mikroorganismů vázána na povrchu zrnitých částic. Bakterie tvořící biofilmy
jsou navíc přirozeně resistentní k velmi vysokým hladinám antibakteriálních látek zahrnujících např. těžké kovy a další polutanty životního prostředí. Adheze na povrch může vyvolat
také zvýšení metabolické aktivity mikroorganismů, která může být následně využita v moderních zařízeních pro biologickou degradaci toxických látek a čištění odpadních vod.
Obecně je aerobní biodegradace rychlejší (Siglova, VŠCHT 2005) než-li anaerobní a mikroorganismus získá touto cestou větší množství energie. Např. ropné uhlovodíky nacházející
se v aerobních zónách jezer a řek podléhají poměrně snadno biodegradaci, ale nalézají-li se v
anaerobních sedimentech, mohou na těchto místech přetrvávat velmi dlouhou dobu v takřka
nezměněné podobě. Z těchto údajů vyplývá, že je-li přítomen kyslík je možné v mnoha případech očekávat snížení koncentrace kontaminantů. Kyslík je důležitý zejména při degradaci
vysoce redukovaných uhlovodíků jako jsou alkany s dlouhými řetězci. Např. biodegradace
hexadekanů byla zaznamenána pouze v přítomnosti kyslíku, na druhé straně mikrobní rozklad
chloralkanů, chloralkenů, oxidovaných aromátů (benzoátů, fenolů) a alkylovaných aromátů
probíhá i za anaerobních podmínek jsou-li přítomny dusičnany, železo nebo sírany jako použitelný terminální akceptor elektronů. Jak bylo zmíněno výše potřeba kyslíku je zcela zřejmá
u degradace u ropných uhlovodíků, částečně může být pokryta difusí kyslíku z atmosféry.
Nicméně při degradaci ropných látek a olejů nacházejících se v podzemních vodách, či hlouběji položených vrstvách zeminy, je kyslík mikroorganismy velmi rychle spotřebován a další
degradace se tedy výrazně zpomalí nebo zcela zastaví. Z tohoto důvodu aerobní bioremediační strategie vyžadují různá zařízení na zajištění přísunu kyslíku ve formě vzduchu, čistého
kyslíku nebo peroxidu vodíku. Biodegradace mnoha látek je však na koncentraci kyslíku nezávislá a probíhá lépe za anaerobních podmínek. V takových případech jsou využívány jako
akceptory elektronů organické molekuly, dusičnany, sírany, CO2, případně Fe3+ ionty. Obdobně však jako v případě kyslíku i tyto elektronové akceptory mohou být z prostředí rychle
- 19 -
vyčerpány a je tedy nutné je znovu dodat z vnějšku, aby se předešlo zastavení biodegradačních procesů. Výsledkem redukce popsaných akceptorů elektronů jsou látky typu N2, N2O,
sulfidy, železnaté ionty nebo methan.
Sloučeniny, které jsou nejčastěji odbourávány anaerobní cestou patří mezi chloralakany,
chloralkeny, fenoly, chlorované fenoly apod. Většina těchto látek je však odbouratelná i v
přítomnost kyslíku. Existuje však také skupina látek u nichž nebyla aerobní degradace dosud
nikdy zaznamenána, jedná se např. o vysoce chlorované PCB, hexachlorbenzen, 2,6- dinitrotoluen, 3,5-dinitrobenzoovou kyselinu a DDT. Anaerobní degradační procesy vedou obvykle
k nahromadění mnoha organických produktů a je často vhodnější tyto produkty dále odbourávat aerobně. To je případ např. monochlorbenzenu, který vzniká za anaerobních podmínek z
hexachlorbenzenu. Takovéto dvoustupňové procesy, zahrnující počáteční anaerobní iniciaci
rozkladných procesů následovanou finální aerobní fází, jsou používány v bioremediační praxi
poměrně často. Je však nutno zmínit i sloučeniny, které jsou vůči rozkladu za anaerobních
podmínek inertní, případně proběhne v nepřítomnosti kyslíku pouze částečná a velmi pomalá
biotransformace jejich molekuly. Mezi tyto látky řadíme např. polyaromatické uhlovodíky s
třemi až pěti kruhy, benzofuran, chlorbenezen, anilin, pyridin, dichlorbenzidin či saturované
alkany.
Cílem bioremediace je degradace organických polutantů tak, aby jejich koncentrace byla
buď pod hranicí detekčního limitu nebo taková, že by nepřevyšovala koncentrační limit daný
příslušnou vyhláškou. Bioremediace lze využít pro čištění půdy, spodních vod, odpadních
vod, kalů a plynů. V současné době je počet sloučenin, které mohou podléhat biologické destrukci, značný. Vzhledem k závažnosti účinků některých polutantů na zdraví nebo ekologické riziko se bioremediační technologie v současnosti soustřeďují zejména na degradaci ropy a
ropných produktů, polycyklických aromatických uhlovodíků, chlorovaných aromatických a
alifatických uhlovodíků a v poslední době se ukazuje i perspektivnost využití těchto technologií pro POP konkrétně polychlorované uhlovodíky. Praktické využití biodegračních procesů
je však limitováno řadou faktorů, které vlastní proces bioremediace v konkrétním prostředí
ovlivňují.
Faktory, které ovlivňují úspěšnost použité bioremediační technologie jsou následující:
přítomnost organismů (mikroorganismů, rostlin), které jsou schopné efektivně degradovat polutant
schopnost těchto organismů transformovat organický polutant akceptovatelnou rychlostí na výslednou koncentraci polutantu povolenou zákonem
při degradaci vznik látek (meziproduktů), které by v dosažené koncentraci byly toxické
na zkontaminované lokalitě přítomnost dalších chemických látek nebo jejich směsí,
které by potlačovaly růst a metabolickou aktivitu degradační mikroflory
dostupnost polutantů mikroorganismům
na lokalitě zajištění nezbytných podmínek stimulujících růst a degradační metabolismus použitých organismů např. anorganické živiny, kyslík nebo vhodné akceptory
elektronů, stopové prvky, vlhkost prostředí, odpovídající teplota, pH, zdroj uhlíku a
energie pro růst, induktor katabolické dráhy
cena technologie musí být nižší nebo při nejhorším stejná jaké cena jiné technologie
schopné destruovat cílový polutant.
K výše uvedeným faktorům dále přistupují např. možnosti přípravy adaptovaných bakterií
se zvýšenou degradační schopností nebo, v posledně době tolik diskutovanou, využití geneticky modifikovaných bakterií a rostlin.
Pro dosažení uspokojivých výsledků sanace jsou všechny uvedené faktory stejně významné a
nemohou být opomíjeny.
- 20 -
5. Principy bioremediačních procesů
biologické aspekty - (mikroorganismy – bakterie, houby bílé hniloby, mikrobní společenstva,
rostliny, konsorcia mikroorganismů a rostlin)
základní mechanismy biodegradace xenobiotik - (alifatické a alicyklické uhlovodíky,
aromatické uhlovodíky, fenolické látky, halogenované uhlovodíky, uhlovodíky substituované N, S, P, heterocyklické sloučeniny)
inženýrské aspekty (metodologie řízení, kinetické modely)
5.1 Rozdělení bioremediačních technologií
Bioremediační technologie lze rozdělit dle místa jejich aplikace na:
in situ, které jsou aplikovány přímo na zkontaminované lokalitě; jsou relativně levné,
ale jejich průběh je obtížně kontrolovatelný
ex situ, ve kterých je kontaminovaný materiál odstraněn z původní lokality a buď
k degradaci dochází na místě odstranění (on site) nebo je odstraněná zemina převezena na jiné místo kde probíhá vlastní biodegradační proces na dekontaminační ploše
nebo v bioreaktoru (off site). Přemisťování kontaminované zeminy či spodní vody sice značně zvyšuje celkové náklady, ale proces je velmi dobře kontrolovatelný.
Mezi in situ technologie patří bioventing, podpořená bioremediace (enhancing bioremediation), přirozená atenuace (natural attenuation) a fytoremediace.
Ex situ technologie zahrnují bioremediace v suspenzním systému (slurry phase bioremediation), bioremediace v pevné fázi (solid phase bioremediation), do které patří technologie
jako jsou land farming a kompostování a jejich modifikace.
5.1.1 In situ metody
Bioventing
Metodu lze využít pro pro kontaminanty, které jsou degradovatelné za aerobních podmínek a mají tlak par nižší než 1 atm. Lehce těkající organické látky se spíše odpaří než by
byly zdegradovány. Tuto metoda lze aplikovat v prostupné nenasycené půdní zoně, tj. nad
vrstvou vody a je založena na zavádění vzduchu do půdy buď metodou přímé injektáže nebo
cirkulací přes vakuový extrakční systém (obr.1). Vháněný vzduch usnadňuje těkání některých
organických kontaminantů a souběžně zajišťuje vhodné prostředí pro biodegradaci méně těkavých látek.Teplota a pH půdy může významně ovlivnit průběh celého procesu. V současné
době byla popsána celá řada variant tohoto procesu, ale základní požadavek tj. zajištění optimálního přísunu vzduchu, a tím i kyslíku, pro degradační procesy aerobní mikroflory přítomné v kontaminované půdě, je ve všech stejná. Přísun vzduchu do nenasycené zony může být
prováděn buď přes horizontální nebo vertikální vrty a v některých případech může být bioventing kombinován s extrakcí par z půd, což umožňuje zlepšit kontrolu toku zaváděného
vzduchu.
Metodu lze s výhodou použít pro BTEX, fenol a dále pro TCE, chloroform, DCE, vinylchlorid, chlorbenzen. Není vhodná pro odstraňování tetrachlorethylenu a polychlorovaných bifenylů (PCB).
Zlepšená bioremediace (Enhanced bioremediation, Biostimulace)
Při této technologii se využívá přímý přídavek živin do půdy, který tím že podporuje růst
přítomné přirozené mikroflory, zvyšuje i biodegradaci organických polutantů. Tento postup
- 21 -
má řadu nevýhod. Je značně pomalý, velmi těžko se zajišťuje rovnoměrná aplikace živin kontrola biodegradačního procesu. Současně může docházet i k odplavování organických látek
event. těžkých kovů do spodních vod nebo dochází k emisím snáze těkajících organických
látek. V těchto případech musí být zajištěna spolehlivá kontrola obou možných procesů.
Hlavní výhodou této metody jsou velmi nízké náklady na vybavení a průběh technologie.
Obr. 1: Základní schéma bioventingové technologie
Další variantou této metody je land farming (viz dále), kdy se stejným způsobem ošetřuje
odtěžená půda, což umožňuje lepší kontrolu celého procesu. Obě uvedené metody se
s výhodou používají pro odstraňování kontaminace ropou a ropnými uhlovodíky. Pro biodegradaci PCB není tato metoda vhodná.
Přirozená atenuace
Přirozená atenuace je založená na přirozených metabolických procesech, které probíhají v
mikrobiálních a rostlinných buňkách. V průběhu těchto procesů se odstraňují organické polutanty z kontaminovaných míst. Přirozená atenuace byla demonstrována na několika případech
čištění spodních vod. Pro její stanovení jsou vyžadovány tři typy informací:
data z dlouhodobého monitorování cílové lokality, která jasně ukazují, že koncentrace
kontaminantu v průběhu sledování klesá; sledování koncentrace musí probíhat dlouhou dobu a sledovaná lokalita musí být podrobně charakterizována
koncepční a prediktivní model k dosažení přirozené atenuace
stanovení rizika pro ekosystém a pro lidskou populaci
Pokles koncentrace cílového polutantu během sledované doby může mít řadu důvodů,
z nichž jenom jeden je kompletní mineralizace. Důvody jsou odpařování, adorpce na částice
půdy, biotransformace, chemická a fotochemická oxidace.
Přirozenou atenuaci lze využít pouze pro biodegradovatelné organické látky. Bylo navrženo několik prediktivních modelů, které by mohly umožnit předpovědět biodegradabilitu
různých organických látek, ale žádný z nich nám dosud neumožňuje spolehlivou předpověď
zda bude sledovaný polutant mineralizován a jaké intermediáty metabolismu se budou
v průběhu procesu hromadit. Tyto modely jsou založeny na fyzických a termodynamických
vlastnostech polutantů event. na bioakumulaci a rychlosti biodegradace polutantů za laboratorních podmínek. Koncepční modely jsou spíše založeny na konkrétních znalostech bioche-
- 22 -
mických procesů podílejících se na biodegradaci než na degradační kinetice a přenosu hmoty
polutantu.
Přirozenou atenuaci ovlivňuje řada faktorů jako je původ polutantu jeho biodegradabilita,
rozpustnost, koncentrace a toxicita. Dále pak celková charakteristika kontaminovaného místa
tj. vlastnosti půdy, velikost částic, pH, teplota, přítomnost těžkých kov a jiných toxických
látek. V neposlední řadě potom i vlastnosti přítomné mikrobiální populace, přítomnost příslušných katabolických genů.
Do dnešní doby byla přirozená atenuace využita převážně halogenovaná rozpouštědla a
ropné uhlovodíky. Mezi další polutanty, které mají předpoklady pro přirozenou atenuaci patří
chlorbenzeny, chlorfenoly, chlorbenzoáty a PCB. PCB jsou dehalogenovány kometabolicky
za methanogenních podmínek. Bylo popsáno již několik případu tohoto procesu. Mineralizace
takto vzniklých nízkochlorovaných kongenerů je v zásadě možná. Jak ukazují i poslední výzkumy do přeměny PCB jsou zahrnuty i rostliny jejichž produkty uvolňované do půdy mohou
také stimulovat degradaci PCB.
Výhoda přirozené atenuace spočívá v minimálních nákladech, ale celý proces je dlouhodobý a může trvat i několik let a vyžaduje důsledný kontrolní systém.
Fytoremediace
Fytoremediace (Macek et al., 2000) je definována jako užití zelených rostlin k přesunu,
akumulaci a odstranění polutantů z životního prostředí nebo zmírnění jejich škodlivého šíření.
V mnoha studiích bylo prokázáno, že rostliny jsou schopné akumulovat a přeměňovat anorganické i organické polutanty. Pro účinnou fytoremediaci je důležité, aby znečišťující látky
byly snadno dostupné kořenovým systémem rostlin, který tyto látky dále transportuje do rostlinných tkání, kde jsou přeměňovány a ukládány. Na celém procesu se podílejí také mikroorganismy, které žijí v symbióze s rostlinami, zejména v oblasti rhizosféry – kořenové části
rostlin, tzv. rhizosferní mikroorganismy.
Rostliny při dekontaminaci uplatňují několik mechanismů:
přímou absorpci kořeny, následný přesun do rostlinné tkáně a akumulaci ve formě nefytotoxických metabolitů; některé rostliny absorbují organické látky přímo
z kontaminované půdy; nerozpustné látky se většinou váží pevně na povrch kořenů,
látky s vyšší rozpustností jsou transportovány přímo do rostlinných tkání, kde mohou
být různými detoxikačními mechanismy přeměňovány na nefytotoxické sloučeniny a
dále pak ukládány např. do vakuol nebo ve formě ligninu do buněčné stěny.
uvolňování enzymů do prostředí, které podporují mikrobiální aktivitu a biochemickou
transformaci v půdě; ve vzorcích půd z kontaminovaných míst bylo identifikováno pět
enzymových systémů, které se pravděpodobně podílejí na transformaci organických
látek v životním prostředí. Patří mezi ně dehalogenasy, reduktasy organických sloučenin, peroxidasy, lakasa (fenoloxidasa) a nitrilasy.
zvýšenou mineralizací látek v rhizosféře, která je typická pro činnost hub
a mikrobiálních konsorcií; v kořenovém systému rostlin je obvykle přítomno nejvíce
bakterií (asi 106-108) a dále asi 105 aktinomycet a 103 hub na gram půdy. Rostliny napomáhají mikrobiální mineralizaci v rhizosféře tím, že uvolňují do půdy látky, které
mohou sloužit mikroorganismům jako zdroj uhlíku a energie pro kometabolismus organických látek znečišťujících životní prostředí. Rostlinné exudáty obsahují hlavně
enzymy, alifatické a aromatické látky (fenoly, terpeny, flavonoidy), aminokyseliny
a cukry. Některé z těchto látek mohou působit též jako induktory bakteriálních drah
degradace některých organických xenobiotik (např. PCB).
- 23 -
Rostliny používají pro transformaci polutantů, na rozdíl od mikroorganismů, zcela odlišné
mechanismy. Ty můžeme rozdělit dle způsobu uplatnění:
Fytoextrakce (fytoakumulace) založená na schopnosti rostlin přijímat a akumulovat škodlivé
látky ve svých kořenech i nadzemních částech.
Transformace (fytodegradace) je přímá degradace organických polutantů na méně toxické
nebo netoxické sloučeniny.
Na rozdíl od MO rostliny žádným utilizačním arzenálem pro degradaci xenobiotik nemají. Strategie rostlin je jiná. Jejich úkolem je převést xenobiotika na rozpustné a snadno vylučitelné formy a odstranit je z organismu, nebo je převést na netoxické formy a uložit je (obr. 2)
(Zvára a kol, 1998).
Protože rostliny nemají žádný zvláštní detoxikační orgán (na rozdíl od jater obratlovců)
ani žádný exkreční orgán, detoxifikace xenobiotik končí tvorbou ve vodě rozpustných konjugátů a nerozpustných reziduí. Rozpustné konjugáty jsou pak uskladněny ve vakuolách, kde již
nemají toxický účinek. Nerozpustné metabolity se ukládají v buněčné stěně, hlavně v ligninu
(Zvára a kol, 1998).
Co se týká enzymů, které katalyzují biotransformace POP v rostlinách, i zde je nejdůležitějším pochodem oxidace, katalyzovaná systémem mikrosomálních oxygenáz. Ty katalyzují
stejné reakce jako u živočichů – desulfurizace, dekarboxylace, dealkylace, hydroxylace, epoxidace atd.
Pokud je polutant biotransformován rostlinou, produkty jsou zpravidla lépe rozpustné ve
vodě a méně toxičtější. Ovšem může dojít i ke zvýšení toxicity metabolitu oproti výchozí látce, pak hovoříme o metabolické aktivaci. Metabolické intermediáty podléhají dalším transformacím vedoucím k méně reaktivním a většinou i méně toxickým produktům. Biotransformační reakce lze rozdělit do tří fází. V první, se dané xenobiotikum oxiduje, redukuje nebo
hydrolyzuje, v druhé fázi se slučuje s hydrofilní látkou – konjugace nebo se methyluje či acetyluje (Horák, 2004), ve třetí pak docháyí k tzv. kompartmentaci.
Je několik druhů konjugací, které mohou v organismu rostlin a živočichů nastat: ´
1) konjugace s aminokyselinami – samotná detoxikační reakce je rozdělena do dvou fází: první je aromatická kyselina aktivována enzymovým systémem vyžadujícím ATP
a koenzym A. Ve druhé fázi pak reaguje již aktivovaná kyselina s aminokyselinou.
2) konjugace se sulfátem – konjugace substrátů, které mají fenolickou skupinu, se sulfátem, je také běžnou detoxikační reakcí. Katalyzuje ji enzym sulfontransferáza, která
vyžaduje ATP (Zvára a kol. 1998).
3) konjugace s kyselinou glukuronovou – glukosa se naváže na uridindifosfát (UDP)
+
a následně je pomocí NAD a vody dehydrogenována za vzniku kyseliny glukuronové. Obecně se kyselina glukuronová slučuje s látkami, které mají volnou hydroxylovou, thiolovou nebo aminovou skupinu (Hodgson, 2001).
4) konjugace s glutathionem – při něm se elektrofilní látky vážou na nukleofilní skupinu
SH glutathionu. Tato reakce je katalyzovaná enzymy glutathion-S-transferázami.
Vzniklé konjugáty se dále metabolizují na merkapturové kyseliny, deriváty Nacetylcysteinu (Zvára a kol. 1998).
Rhizosférní degradace využívá činnosti rostlin a mikroorganismů žijících v kořenové oblasti
rostlin (Macková et al., 2006). Oba typy organismů se doplňují jak ve výživových potřebách
tak i navození podmínek pro účinnou degradaci toxikantů.
Rhizofiltrace, při které dochází k adsorpci nebo absorpci polutantů, přítomných v nejbližším
okolí, do kořenů rostlin. Tento mechanismus je podobný fytoextrakci, ale používá se pro odstranění polutantů ze spodních vod, spíše než z půdy. Pokusy mohou být prováděny in situ
nebo je voda přečerpána do speciálních nádrží vyplněných kořeny příslušných rostlin. Před- 24 -
pěstovávané rostliny žijí ve vodných prostředích s nízkou hladinou kontaminace a až po určité
době jsou přesazeny přímo na kontaminované místo. Z mnoha testovaných rostlin se jako
jedny z nejúčinnějších ukázaly hydroponicky pěstované slunečnice, např. využívané
k odstranění radionuklidů z povrchové vody v okolí Černobylu.
Fytostabilizace napomáhá stabilizovat kontaminované místo, snaží se omezit rozšiřování
polutantů např. erozí nebo prosakování do spodní vody jejich pevnější vazbou na půdní částice. Používá se při rekultivacích kontaminovaných ploch, kde přes poměrně nízké hladiny
koncentrací polutantů neroste přírodní vegetace.
Převedení do plynné fáze, kdy některé polutanty procházejí rostlinou do listů a vypařují se
do atmosféry ve stejné nebo částečně modifikované formě. Jak bylo prokázáno u topolů, 90 %
TCE (trichlorethylenu) odebraného z půdy bylo odpařeno.
GSH
X
ATP
X-SG
1
ADP+P i
X
Vakuola
transformace
X
3
X
?
CP450
UDP-glukosa
X-OH
2
X-glc
ATP
ADP+P i
ER
První fáze
Druhá fáze
Třetí fáze
X…….organické xenobiotikum
E……………endoplazmatické retikulum
GSH…glutathion
CP450………cytochrom P450
Obr. 2: Mechanismus transformace organických polutantů v rostlinných buňkách
Užití rostlin pro odstranění polutantů ze vzduchu, které využívá schopnosti některých
rostlin vázat polutanty přítomné v ovzduší na povrch listů např. schopnost vázat olovo zachycené z benzínových zplodin.
Fytoremediace může být aplikována při odstraňování anorganických i organických polutantů přítomných v pevných částech (půda), kapalných částech (voda) a ve vzduchu. Je také
známo, že fytoremediace je nejlépe využitelná na velkých plochách, kde kontaminace dosahuje maximálně do 5 metrů hloubky. Výhodou fytoremediace je její vysoká efektivita, produkce
biomasy může dosáhnout až 100 tun na hektar plochy za rok. Při růstu rostli nedochází
k poškozování životního prostředí, jelikož nejsou potřeba těžké stroje ani převoz zeminy. Používání fytoremediace je též akceptováno veřejností. Nevýhodou fytoremediace je snadné
ovlivnění jejího průběhu a výsledné kontaminace různými vlastnostmi půdy a životními podmínkami v místě znečištění. Struktura půdního profilu, pH, koncentrace solí, polutantů a přítomnost dalších toxínů - tyto faktory mohou být limitující s ohledem na toleranci použité rostliny. Kontaminanty se mohou hromadit v listech a mohou být znovu uvolňovány (např. při
opadávání listů) do prostředí. V některých případech zvyšuje rozpustnost polutantů a může
dojít k jejich rozšíření do okolního prostoru
Fytoremediace je také pomalejší než běžné jiné biologické či fyzikální a chemické metody, a proto je nutné uvážit i časové hledisko při výběru metody. Některé limitující faktory
fytoremediace by mohly být odstraněny s použitím geneticky modifikovaných rostlin. Takové
- 25 -
rostliny by byly získávány transformací po vložení specifických genů pro tvorbu bílkovin
nebo peptidů, které se účastní vazby a transportu xenobiotik nebo zvýšením produkce a aktivity rostlinných bidegradačních enzymů a zajištění jejich přednostního transportu do rhizosféry a podpory půdních bakterií, které žijí v nejbližším okolí rostlinných kořenů.
Lze tedy říci, že fytoremediace je metoda při níž dochází k odstraňování xenobiotik šetrně
a poměrně levně ve srovnání s fyzikálně chemickými metodami. V příštích letech by se mohla
stát velmi využívanou metodou díky výhodám jež poskytuje.
Americká Společnost rostlinné fyziologie (ASPP) vypočetla před několika lety, že zavedené způsoby dekontaminace půdy stojí přibližně 1000 dolarů/1 tunu půdy, zatímco přečištění
pomocí fytoremediace vyjde na 30 dolarů za tunu půdy. Tato čísla jsou průměrná a v každém
jednotlivém případě je potřeba přihlédnout k různým faktorům, jako jsou typ polutantu, půdní
typ a rozloha kontaminovaného místa atd. Ale přesto je fytoremediace významně levnější než
běžné metody. Mezi zatím nejpoužívanější typy fytoremediace patří fytoextrakce, hlavně pro
transport a akumulaci kovů z půdy, a rhizofiltrace, při které kořeny rostlin rostoucích ve vodě
absorbují přítomné polutanty. Přímo pro tyto dvě metody připravený rozpočet ukázal, že je
potřeba počítat s 25 –100 dolary za tunu přečištěné půdy a 0,6 – 6,0 dolaru /1000 galonů znečištěného vodního systému.
Oblasti kontaminované určitým typem organických látek nebo anorganických látek, vyžadují jiný typ rostlin nebo větší počet rostlin ve skupině. Často se používá vojtěška pro svojí
schopnost fixovat dusík a vlastnostem kořenů, které zasahují do vhodné hloubky. Dále se pro
fytoremediace osvědčily stromy z rodu Salicaceae (topoly a vrby), které jsou značně odolné a
relativně rychle rostou. Řebříček vodní byl využit pro odstraňování škodlivých látek ze spodních vod.
5.1.2 Ex situ metody
Bioremediace v suspenzním systému (slurry phase bioremediation)
Tato technologie byla úspěšně aplikována na dekontaminaci půd a kalů. Polutanty
k jejichž odstranění byl použit tento systém jsou následující: polyaromatické uhlovodíky, pesticidy, ropné uhlovodíky, heterocyklické a chlorované aromatické sloučeniny. Poměrně široký
rozsah látek, kterým lze tímto způsobem odstraňovat ze životního prostředí, se obráží i v řadě
konkrétních případů kdy byla technologie použita. V modifikaci in situ, bioremediace
v suspenzi v laguně (slurry lagoon bioremediation), byla při čištění dosažena koncentrace pro
vinylchlorid menší než 5 ppm a celkový obsah PCB, benzenu a benzo[a]pyrenu byl nižší než
10 ppm. Obvykle je technologie v suspenzním systému prováděna jako vsádkový proces
v reaktoru, kterým může být laguna, otevřené nádoby nebo uzavřený systém. Prvním krokem
při čištění je odtěžení půdy, odstranění velkých kamenů a příprava vodní suspenze (60-95
váhových %). Po ukončení bioremediace se oddělí vodní a pevná fáze. Různé typy suspenzních reaktorů se od sebe liší ve způsobu okysličování a způsobem míchání suspenze. Výhody
této bioremediační technologie spočívají v možnosti lepší a efektivnější kontroly procesu,
zajištění zvýšené rozpustnosti organických látek, homogenizaci pevných částic v suspenzi,
zlepšeném kontaktu mezi mikroorganismy a kontaminanty. Probíhá-li bioremediace
v uzavřeném systému lze zvýšit rozpustnost látek přídavkem surfaktantu a k urychlení procesu přispívá i dodávání živin a jejich lepší distribuce event. přídavek vhodných mikroorganismů. Nevýhodou technologie jsou vyšší nároky na energii, nutnost přemísťování zeminy a její
úprava a separace vodního a pevného podílu suspenze v závěru procesu. Finančně je tento
způsob remediace náročnější než landfarming a kompostování, ale je mnohem levnější než
fyzikální způsoby dekontaminace a navíc je rychlejší.
- 26 -
Bioremediace v pevné fázi (solid phase bioremediation)
Land farming technologie se obvykle provádí přímo v povrchových vrstvách půdy (in situ)
a nebo na separovaných dekontaminačních plochách. Kontaminovaná půda je dostatečně
pohnojena N-P-K hnojivem, provlhčena a rozprostřena na nepropustnou podložku tak, aby se
vrstva zeminy pohybovala v rozmezí 40 - 60 cm. Při dostatečné katabolické aktivitě mikroorganismů přirozeně osidlujících kontaminovanou zeminu se neprovádí žádná další inoulace
mikroorganismy. Půda je v průběhu dekontaminace provzdušňována přehazováním. Průběžně
se kontroluje vlhkost půdy, koncentrace živin a koncentrace polutantu.Technologie byla použita pro čištění různých typů odpadů a pro odstraňování nebezpečných chemikálií.
Pro půdy kontaminované BTEX a PCB lze využít pro dekontaminaci vanový reaktor
(bed reactor). Ten je umístěn v hale opatřené filtry pro zachycování případně vznikajících,
potenciálně toxických, těkavých produktů metabolické aktivity mikroorganismů. Kontaminovaná půda nebo kal je umístěn do uzavřené vany (lože) s drenáží, která odvádí nebezpečný
výluh pro další zpracování např. v bioreaktorech. Kontaminovaná půda je vzdušněna systémem trubek aeračního zařízení. Nad vanou je umístěn zavlažovací systém, který umožňuje
případné dodávání dalších živin nebo mikrobiální suspenze s odpovídající katabolickou aktivitou.
Obr. 3: Schéma vanového reaktoru (bed reactor)
Obě uvedené technologie mohou být použity i pro sanaci kontaminovaných vod, kdy je
voda nastřikována na půdu, ve které probíhá vlastní degradace polutantu.
Při kompostování je kontaminovaný materiál míchán s organickým materiálem (sláma,
piliny, kůra aj.) a obohacen zdrojem N a P, případně dalšími anorganickými živinami. Materiál může být uložen rotačních bubnech, cirkulačních tancích, otevřených nádobách, silech
nebo na otevřené hromadách (biopiles) nebo záhonech (windrow composting). V průběhu
kompostování je materiál pravidelně vlhčen a vzdušněn přehazováním, otáčením nebo vzdušnícím systémem. Teplota během procesu je obvykle okolo 50-60oC. Proces může probíhat za
aerobních nebo anaerobních podmínek. Během posledních 25 let se kompostování stalo jednou ze základních technologií pro čištění městských odpadů. Dále bylo popsáno využití této
technologie pro odstraňování těžkých olejů, polyaromatických uhlovodíků, chlorovaných fenolů a výbušnin (TNT, RDX, HMX).
Výhody bioremediací
může být prováděna přímo na místě
stálé odstraňování polutantů
biologický systém je levnější
minimální narušení čištěného místa
eliminace výdajů na transport
možnost spojení s jinou technologií
- 27 -
Nevýhody bioremediací
persistentnost některých látek vůči biodegradaci
specifické místní požadavky
toxicita kontaminantů
možnost produkce neznámých vedlejších produktů
nutnost extensivního monitoringu
6. Závěr
Pokud hodnotíme biotické a abiotické přístupy, musíme tak činit s přihlédnutím k okolnostem. Pro chemické podniky s velkoobjemovou výrobou odpadu bude snazší použít chemické postupy likvidace polutantů, jako je alkalická hydrolýza či termální spalovaní za přítomnosti katalyzátorů. Pro delší časový horizont lze a menší objemy (respektive koncentrace)
polutantů lze výhodněji použít biofiltry. Pokud se jedná o odstranění persistentních sloučenin
z přírodních lokalit, je nejvhodnější volbou použití bioremediace. Techniky odstraňování persistentních polutantů pomocí biologického činitele se neustále zdokonalují a jejich aplikace
by mohla být velmi efektivní.
Všechny dosud popsané a používané bioremediační technologie nemají obecné, široké
použití. Při hledání metody pro odstraňování polutantů z určité lokality je nutné vycházet
z kompletní charakterizace znečištěné lokality a zvážit celou řadu kriterií, na jejichž základě
lze vybrat metodu vhodnou pro ten daný určitý případ. S ohledem na cílový kontaminant se
při výběru vhodné remediační metody sledují taková kriteria jako jsou celkové náklady na
proces, minimální dosažitelná koncentrace polutantu, spolehlivost, účinnost metody, náklady
na úpravy po ukončení bioremediace, a také další možné využití vyčištěné půdy. Mimo tato
kriteria je nutné brát do úvahy i to, jak by bylo zavedení vybrané metody akceptováno širokou
veřejností.
[1]
[2]
[3]
[4]
[5]
[6]
[7]
[8]
[9]
7. Použitá literatura
Demnerova K.: Bioremediační technologie k odstranění polychlorovaných bifenylů ze
životního prostředí. V: Úvodní národní inventura POPs v ČR. Část VII, Kap. 16,
Technologie a Biotechnologie k odstranění polychlorovaných bifenylů z prostředí. 2005
Holoubek I. a kol.: Hodnocení rizik persistentních organických polutantů v agrárním
ekosystému, Výzkumný ústav rostlinné výroby Praha 6, 2-18, 2003.
Horák I., Linhart I.: Úvod do toxikologie a ekologie pro chemiky, nakladetelství VŠCHT
Praha, 41-49, 2004.
http://www.lbl.gov/NABIR/generalinfo/glossary.html
(Natural
and
Accelerated
Bioremediation Research, 2003)
Macek T., Macková M., Káš J.: Exploitation of plants for the removal of organics in
environmental remediation. Biotechnology Advances 18 (1), 23-35, (2000)
Mackova M., Dowling D.N., Macek T.: Phytoremediation and Rhizoremediation.
Theoretical Background. Springer, Dordrecht, 2006
Matějů a kol.: Kompendium sanačních technologií. Vodní zdroje EKOMONITOR spol.
s.r.o, Chrudim, 2006
McGowan C, Fulthrope R, Wright A, Tiedje JM.: Evidence for interspecies gene transfer
in the evolution of 2,4-dichlorophenoxyacetic acid degraders. Applied Environmental
Microbiology; 64: 4089-4092, (1998)
Romantschuk M, Sarand I, Petänen T, Peltola R, Jonsson-Vinhanne M, Koivula T, Yrjälä
K, Haahtela K.: Means to improve the effect of in-situ bioremediation of contaminated
soil: overview of novel approaches. Environmental Pollution; 107: 179-185, (2000)
- 28 -
[10] Siglova M. Základy biodegradace a biodeteriorace : sylabus k předmětu. ESO VŠCHT
Praha, 2005
[11] Zvára J. a kol.: Fytofarmacie, Jihočeská univerzita, Zemědělská fakulta, 20-64, 1998.
- 29 -
POSUZOVÁNÍ ŽIVOTNÍHO CYKLU PRODUKTŮENVIROMENTÁLNÍ DOPADY LIDSKÝCH AKTIVIT
Vladimír Kočí
1. Úvod
Hodnocení environmentálních dopadů produktů přivádí uvažování a rozhodování blíže ke
konkrétním dopadům na životní prostředí. Hodnocení environmentálních dopadů vlastních
technologických procesů bere v úvahu pouze možné emise, jejich množství a rizika s jejich
vznikem a uvolňováním spojená. Hodnocení environmentálních dopadů samotných produktů
je podstatně konkrétnější. Bere do úvahy nejen vznik emisí při výrobě produktu, ale i surovinovou a energetickou náročnost jeho výroby i užívání, jeho životnost a zároveň i environmentální dopady konečné likvidace. S rolí životnosti a možnosti vyjádření environmentálních dopadů jednotlivých produktů vstupuje do hry aktivně i spotřebitel, který je v případě hodnocení
environmentálních dopadů konkrétních technologií v pasivní roli.
2. Hodnocení environmentálních dopadů emisí
Emisí míníme uvolňování látek v důsledku lidské činnosti do životního prostředí. Hodnocení environmentálních dopadů produktů je poměrně novou disciplínou, ale je založeno na
dlouhodobých zkušenostech s hodnocením dopadů chemikálií či jejich směsí v odpadních
vodách či vzdušných emisích. Hodnocení rizik a dopadů spojených s emisemi látek do prostředí je založeno na 3 faktorech:
1) jaké množství látky se do prostředí uvolnilo
2) jak je látka nebezpečná, jaké jsou její biologické účinky
3) jaká expozice, dávka, koncentrace, je nutná k zaznamenání nepříznivého efektu.
Zjednodušeně by se dopad látky v prostředí mohl vyjádřit následující rovnicí.
(1)
Potenciál dopadu látky je její základní nebezpečnost, tj. schopnost způsobovat daný dopad. Expozicí míníme množství, v jakém látka dosáhne část prostředí, kde způsobuje daný
dopad. U emise freonů tím míníme dosažení ozónové vrstvy, u emisí toxických látek vstřebání organismem. Hodnocení environmentálních dopadů emisí se často v praxi provádí pro každý z uvedených faktorů zvlášť jinými postupy a je poměrně podrobně rozpracováno. Dostupné jsou tedy základní znalosti z každé oblasti a můžou být použity pro posuzování dopadů
produktů.
3. Hodnocení environmentálních dopadů produktů
Zaměřme se nyní na rozdíly mezi hodnocením environmentálních dopadů emisí a produktů. Jako příklad produktu si můžeme vzít elektrický mixér. Sám o sobě, když leží na stole,
nemá žádný reálný environmentální dopad. Má dopad pouze s ohledem na svoji minulost a
budoucnost a s ohledem na svoji funkci, je-li používán. Mixér má environmentální dopad
v případě, že dochází k jeho interakcím s okolím v rámci jednotlivých stádií jeho životního
cyklu, které členíme na procesy. Jedním takovým procesem je výroba mixéru, druhým jeho
doprava ke spotřebiteli, dalším procesem je jeho používání, dalším procesem jeho odstranění.
Během každého procesu dochází k interakcím mixéru s jeho okolím. Zaznamenáme materiálové a energetické vstupy a výstupy jednotlivých procesů. Některé výstupy jednoho procesu
se stávají vstupy procesu následného. Pro posuzování dopadů celého mixéru jsou klíčové
- 30 -
vstupy a výstupy do okolního prostředí. Ty nazýváme elementárními vstupy a výstupy. Novým způsobem při posuzování dopadů produktů je společné hodnocení mnoha emisních toků
s různými kategoriemi dopadu se zohledněním i surovinové náročnosti, tj. jaké suroviny jsou
nenávratně spotřebovány při výrobě či užívání.
Hodnocení velkého množství procesů v rámci produktového systému může být obtížný
úkol vyžadující značná množství dat. Aby mělo hodnocení praktický význam, musí být proveditelné v reálném časovém horizontu. Hlavním cílem není poznat všechny detaily a hodnotit dopady všech jednotlivých procesů a emisí z nich s co největší přesností, ale naopak vytvořit přehled celého produktového systému, který dosud nebyl realizován a identifikovat procesy podílející se významně na environmentálních dopadech. Získaný celkový přehled následně
slouží k porovnávání variant řešení či k porovnání environmentálních dopadů produktů splňujících stejnou spotřebitelskou funkci.
Hodnocení produktových systémů zavádí vedle celkového pohledu na životní cyklus produktů i faktor regionální. Platí zde stejně jako v jiných oborech, které mají vztah k životnímu
prostředí, regionální a někdy i lokální specifičnost. Co může na jednom místě být škodlivé,
může být na jiném místě pozitivní. Jeden a tentýž produktový systém může v jedné zemi mít
větší dopady na životní prostředí než v jiné. To souvisí s takovými lokálními faktory, jako je
například technologie získávání elektrické energie. Je-li v jedné zemi získáváno větší množství elektrické energie environmentálně šetrným způsobem než ve vedlejší zemi, budou i environmentální dopady výroby spotřebovávající elektrickou energii menší. Stejný produkt,
který spotřebuje v obou zemích stejné množství energie, bude mít tudíž při používání
v různých zemích rozdílné environmentální dopady. Tento zdánlivě neřešitelný problém lze
s pomocí LCA řešit. Pro určité studie se naopak místní specifika daného procesu neberou na
vědomí, ale naopak je kladen důraz na širší aspekty hodnocení, což vyplývá z definování rozsahu studie.
Hodnocení environmentálních dopadů produktů je zaměřeno na zjišťování potenciálních
dopadů. Nejedná se zde tedy o vlastní environmentální měření či biotesty, ale o co nejpřesnější zmapování materiálových a energetických toků a zhodnocení jejich možných environmentálních dopadů. Princip hodnocení environmentálních dopadů produktů by tedy mohl být pro
jednu látku vyjádřen následujícím vztahem.
(2)
Uvedený vztah vyjadřuje typickou vlastnost posuzování životního cyklu produktů. Hodnotí se dopady všech látek vstupujících a vystupujících do produktového systému v jejich
celkových součtech. Hodnotí se dopady látek vypouštěných do prostředí i dopady úbytků
primárních surovin.
4. Životní cyklus produktu
Každý produkt během své existence vstupuje do několika významných stádií majících
různé dopady na životní prostředí. Podobně jako život organismu se skládá ze zrození, vývoje, aktivního života a končí smrtí, zahrnuje životní cyklus produktů tato 4 hlavní stádia: získávání surovin, výrobu, užívání produktu a odstranění.
Úplný životní cyklus produktu začíná získáváním obnovitelných i neobnovitelných surovin a energetických zdrojů z prostředí. Jedná se například o těžbu dřeva nebo ropy či o dolování rud. Do tohoto stádia je zahrnována i doprava surovin z místa jejich získávání do místa
dalšího zpracování. Ve stádiu výroby jsou suroviny přeměňovány na produkt a dopravovány
ke spotřebiteli. Samotné stádium výroby se skládá z přeměny surovin na materiály potřebné
pro výrobu produktu, z výroby a kompletace vlastního produktu a z jeho balení, které je nutné
- 31 -
pro distribuci ke spotřebiteli. Vyrobený produkt je v tomto stádiu spotřebováván a využíván.
Jsou sem zahrnuty energetické a surovinové požadavky na provoz, využití opravy či uskladnění. Když už spotřebitel produkt nepoužívá a nehodlá jej nadále vlastnit, nastává stádium
odstranění. Kromě samotného produktu bývají likvidovány i obaly. Součástí tohoto stádia
jsou energetické a materiálové nároky na odstranění, znovuužití, případně recyklaci.
Každé životní stádium produktu vstupuje do jiných interakcí se svým okolím, s životním
prostředím. Každé stádium tudíž představuje jinou potenciální zátěž životního prostředí.
Jestliže je naším cílem porovnat a zhodnotit environmentální dopady produktů, je třeba to
dělat s ohledem na všechna stádia jejich životních cyklů a nezaměřovat se pouze na některá
stádia, případně pouze na jedno z nich. Příkladem nevhodného posuzování environmentálních
dopadů dvou produktů je hodnocení, zda jsou environmentálně šetrnějí plastové nebo skleněné lahve na nápoje s ohledem na jejich odstraňování: Je environmentálně šetrnější skleněné
lahve recyklovat nebo plastové lahve spalovat či využívat jako druhotnou surovinu? Takto
položená otázka je zavádějící neboť se zaměřuje pouze na jedno stádium životního cyklu lahví, potažmo nápojů, které jsou hlavním produktem, jenž si spotřebitel kupuje. Jestliže hodláme porovnat environmentální dopady dvou systémů balení nápojů, je třeba přihlédnout rovněž
k environmentálním dopadům spjatým s jejich výrobou, distribucí či k dopadům spjatým
s procesy nutnými pro jejich recyklaci jako je vymytí či hygienizace.
5. Produktový systém
Všechny procesy a operace podílející se na jednotlivých fázích životního cyklu výrobku
tvoří jeden celek nazývaný produktový systém. Opravdový „život“ produktu začíná při získávání surovin nutných pro jeho výrobu, pokračuje při výrobě materiálů, dále se odvíjí při výrobě vlastního produktu, při jeho užívání spotřebitelem a končí při odstranění produktu. Produktový systém při zpracování studií LCA se sestává z procesů a toků. Procesy jsou jednotlivé
operace přeměňující vstupy na výstupy, toky jsou spojnice procesů, kdy jeden tok je výstupem procesu předcházejícího a zároveň je vstupem procesu následného.
6. Materiálové a energetické toky
Každý proces musí být popsán jednak vstupy a výstupy, ale také pozicí vzhledem
k ostatním procesům. Propojení jednotlivých procesů je realizováno materiálovými a energetickými toky, kdy jeden tok je zároveň výstupem z předchozího a vstupem do následného
procesu. Při modelování produktového systému je důležité dodržovat návaznost procesů.
Jestliže z jednoho procesu vystupuje materiálový výstup, musí ten samý tok na vstupu do dalšího procesu být vyjádřen ve stejných jednotkách. Typickou jednotkou materiálových toků je
hmotnost vyjádřená v kilogramech. Jinou jednotkou může být objem, plocha (např. malování
stěn), počet kusů nebo čas. U energetických toků se obvykle jedná o kJ nebo kWh.
7. Procesy
Každé z jednotlivých stádií životního cyklu produktu je tvořeno z různého počtu procesů.
Proces je základní stavební kámen modelu produktového systému. Jedná se o operaci, která
mění materiálové a energetické vstupy na výstupy. Složitější procesy se skládají z vnitřních
podprocesů, například proces čištění odpadních vod se sestává z podprocesů separace pevných částic, z podprocesu biologické aktivace a z procesu separace kalu. Vztahy mezi procesem a jeho okolím musí být jednoznačně definovány vhodnou jednotkou závislou na charakteru toku vstupujícího a vystupujícího z procesu. Proces, který již není v modelu produktového systému dále dělen na podprocesy, se nazývá jednotkový proces.
Jako příklad jednotkového procesu se vstupy a výstupy si představme zlatokopa rýžujícího ve zlatonosném potoce zlato. Činnost zlatokopa nazvěme rýžování zlata a stejný název
dejme i procesu, jenž by byl součástí produktového systému (třeba ražby zlatých mincí).
- 32 -
Vstupem do procesu rýžování zlata je říční písek obsahující zlato, jehož celkovou hmotnost
známe a označíme ji m(pís). Řekněme, že toto je hmotnost říčního písku, který zlatokop zpracuje během jednoho dne. Pro rýžování zlata je potřebný proud vody v potoce sloužící
k separaci zlata uvnitř zlatokopovy rýžovací pánve. Objem vody, jenž zlatokop během dne
použije nechť je V. K rýžování zlata je nezbytná práce zlatokopa, již si můžeme vyjádřit jako
energii E. Výstupem z procesu rýžování je separované zlato o hmotnosi mAu, říční sediment
ochuzený o zlato o hmotnosti m(sed), kde platí m(pís) = m(sed) + m(Au) a říční voda jíž zlatokop z pánve průběžně vyléval, dejme tomu o stejném objemu V. Při modelování produktového systému jednotkový proces rýžování zlata znázorníme jako obdélník, do něhož mířící
šipky představují vstupy procesu, materiálové a energetické toky, konkrétně říční písek, vodu
a energii zlatokopa. Výstupy jsou obdobně znázorněny šipkamy vystupujícími z procesu.
Obrázek 1 Proces rýžování zlata
V uvedeném příkladu s rýžováním zlata se voda vyskytuje jak na vstupu, tak na výstupu
procesu. Jedná se o pomocný materiálový tok, který sice není obsažen ve finálním produktu,
ale je nezbytný pro daný dílčí proces produktového systému. Těmto pomocným tokům říkáme
vedlejší toky. Vedlejšími toky na vstupu bývají obvykle energie (práce zlatokopa) či materiály (říční voda) jako jsou například chladící vody, katalyzátory, detergenty, maziva, rozpouštědla. Nesmíme ovšem zapomínat i na vedlejší toky na výstupu z procesu. Zde se obvykle jedná
o odpadní materiály, odpadní vodu, odpadní teplo, nepovedené výrobky, emise látek do prostředí a podobně. Obecnější podobu jednotkového procesu jako součásti produktového systému znázorňuje následující obrázek.
- 33 -
Hlavní tok
produktu na
vstupu
Vedlejší toky na vstupu
Procesy
získávání
energie
Vedlejší toky na výstupu
Odpady
Energie
Jednotkový proces
Procesy
získávání
surovin a
výroby
materiálů
Chemikálie
Emise látek do prostředí
Procesy
čištění a
odstraňování
odpadů
Materiály k recyklaci
Procesy
recyklace
materiálů
Hlavní tok
produktu na
výstupu
Obrázek 2 Příklady vedlejších toků jednotkového procesu
Energie potřebná pro procesy i vedlejší materiálové toky musí být vyrobeny a pomocné
materiály musí být po jejich použití odstraněny. Odstraňování je často samostatným procesem
s vlastními environmentálními dopady. Hlavní i vedlejší materiálové a energetické toky mohou být z environmentálního hlediska stejně významné, musí proto být začleněny do produktového systému. Zapojení vedlejších toků do hodnocení environmentálních dopadů produktů
je jednou z ústředních myšlenek posuzování životního cyklu (Life Cycle Assessment –LCA).
S vědomím, že každý proces může zahrnovat vedlejší toky jak na vstupu, tak i na výstupu, lze
modelovat celý produktový systém produktu zahrnující procesy získávání surovin, vlastní
výroby produktu, jeho používání i jeho odstraňování. Při modelování produktového systému
používáme obvykle základní rovinu schématu zahrnující procesy bezprostředně se podílející
na životním cyklu výrobku a eventuelně další roviny schématu zahrnující procesy související
s vedlejšími toky. Každý z procesů znázorněných na obrázku obdélníkem představuje
v hlavním produktovém systému tok materiálů či energie procházejících systémem. Většina
těchto dílčích procesů obsahuje další vedlejší toky materiálů či energie, mají své vlastní vstupy a výstupy.
- 34 -
Získávání surovin
Vstup suroviny
do produktového
systému
Výroba produktu
Užívání produktu
Odstranění produktu
Úprava materiálu
Vrtná souprava
Lisování součástky
Separace materiálů
Doprava suroviny
Užívání produktu
Opracování
Doprava produktu
ke spotřebiteli
Doprava produktu
k odstranění
Recyklace materiálů
Opravy produktu
Energetické využití
odpadu
Povrchová úprava
Výroba materiálu
Produktový systém
Hranice systému
Doprava materiálu
Zpracování suroviny
Sestavení produktu
Balení produktu
Výstup emisí z
produktového
systému
Výstup emisí z
produktového
systému
Výstup emisí z
produktového
systému
Výstup emisí z
produktového
systému
Výstup emisí z
produktového
systému
Výstup emisí z
produktového
systému
Výstup emisí z
produktového
systému
Obrázek 3 Základní rovina produktového systému plastového výrobku
Jiným typem další roviny produktového systému jsou podprocesy, jež často nebývají ve
složitých schématech uvedeny, jsou ale přítomny jaksi na pozadí nadřazených procesů jak
znázorňuje následující příklad přípravy kávy. Na prvním schématu máme zobrazeny tři procesy podílející se na přípravě kávy. Jedná se o proces mletí kávy, do kterého vstupují toky káva
a elektrická energie, o proces ohřevu vody se vstupem voda a elektrická energie a o proces
spaření mleté kávy, do kterého vstupuje mletá káva, horká voda a vystupuje tok připravená
káva.
Obrázek 4 Schéma procesů podílejících se na přípravě kávy
Uvedené schéma lze vyjádřit jako jeden proces s tím, že vstupy a výstupy původního
schématu představují vstupy a výstupy námi vytvořeného procesu příprava kávy.
Obrázek 5 Proces příprava kávy
Stejné materiálové a energetické toky vstupující současně do více podprocesů lze vyjádřit
jako jeden tok vstupující do nadřazeného procesu a vyjadřující součet toků vstupujících do
jednotlivých vnořených procesů. Spojení částí produktového systému do logických celků zastoupených jediným procesem značně zjednodušuje znázornění produktového systému.
- 35 -
8. Elementární toky
Do každého produktového systému vstupují ze životního prostředí materiálové a energetické toky. Vstupy ze životního prostředí jsou obvykle suroviny a energie, například ve formě
slunečního záření. Produktový systém obvykle vytváří určité toky zaústěné do životního prostředí, jedná se především o emise do vzduchu, vody a půdy. Vstupy a výstupy představující
interakci mezi okolím a produktovým systémem nazýváme ementárními toky. Každý elementární tok překračuje hranice produktového systému a zajišťuje tak výměnu energie nebo hmoty s životním prostředím. Elementární toky bývají někdy označovány jako terminální toky a
označují s písmenem T.
9. LCA ve 4 odstavcích
LCA je analytická metoda hodnotící možné environmentální dopady spjaté s životním
cyklem určitého výrobku, služby, technologie, obecně produktu. LCA bere do úvahy, že dopad produktu není vázaný na určité látky ani na určité regiony. Environmentální dopady jsou
zde hodnoceny ve vztahu k definovaným problémům životního prostředí zvaných kategorie
dopadu. Studie LCA se sestává ze čtyř základních fází, jejichž vzájemný vztah je znázorněn
na následujícím obrázku (Obrázek 6). Obousměrné šipky mají znázornit iterační podstatu přístupu řešení LCA. Poznatky z jedné faze totiž mohou ovlivnit východiska faze předcházející,
kterou je třeba následně přehodnotit a pokračovat opět k fázi následující. V případě použití
dostupné výpočetní techniky, není provedení těchto iterací obtížné.
10. Definice cílů a rozsahu
V první fázi LCA musí být jasně definováno, co a jak bude posuzováno. Jedná se především o jasnou specifikaci produktu a jeho funkce. To jak bude funkce produktu specifikována
a jak bude kvantifikována, určuje tak zvaná funkční jednotka. V této fázi LCA je třeba rovněž
určit referenční tok představující množství produktu, které je potřebné k naplnění funkční
jednotky. Při porovnávání environmentálních dopadů dvou a více produktů vzájemně, je právě určení referenčního toku tím nástrojem, pomocí kterého srovnáváme srovnatelné. Míra
komplexnosti studie LCA je určena hranicemi systému. Součástí této fáze je rovněž specifikace studie LCA jako takové, tedy, komu bude určena, k čemu bude sloužit a podobně. Pro
posuzování dopadů životního cyklu, je již na tomto stupni třeba zvolit vhodný charakterizační
model, tedy skupinu kategorií dopadu a metodu vyjádření účinků emisí na životní prostředí.
Dále je třeba transparentně uvést přijaté předpoklady a omezení, popsat metody kritického
zhodnocení a typ a formát výstupu studie.
11. Inventarizace
Fáze LCA nazývaná inventarizace slouží ke zjištění a vyčíslení všech materiálových a
energetických toků vstupujících do životního cyklu produktu a především těch, které jej
opouští a působí v životním prostředí nepříznivě. Podstatou fáze je modelování produktového
systému realizované obvykle ve specializovaných databázových software. Součástí inventarizace je i sběr dat. Jedná se o zjišťování informací o jednotlivých procesech životního cyklu
produktu. O energetické a materiálové náročnosti všech zúčastněných procesů. Výstupem
z inventarizační analýzy je soubor dat shrnující materiálové toky vstupující a vystupující přes
hranice produktového systému. Zjednodušeně řečeno se jedná o informace, jaká množství
jakých látek se dostávají během celého životního cyklu produktu do životního prostředí ve
formě různých emisí a jaká množství přírodních surovin byla spotřebována. Tento soubor dat
nazýváme environmentálním profilem produktu. Množství spotřebovaných surovin a vypuštěných emisí je vždy vztaženo k referenčnímu toku posuzovaného produktu. Výsledky inventarizace by měly být prezentovány přehlednou formou, kolik a jakých látek z okolního prostředí do systému vstupuje a kolik vystupuje. I ten nejjednodušší produkt vstupuje do velkého
- 36 -
počtu jednotlivých operací. Opravdový „život“ produktu začíná při získávání surovin nutných
pro jeho výrobu, pokračuje při výrobě materiálů, dále se odvíjí při výrobě vlastního produktu,
při jeho užívání spotřebitelem a končí odstraněním produktu. Všechny zúčastněné operace
jednotlivých stádií životního cyklu musí být v inventarizaci zmapovány a zapojeny do určení
výsledného environmentálního profilu produktu.
12. Hodnocení dopadů
Nedílnou součástí LCA je převedení environmentálního profilu produktu, tedy seznamu
jednotlivých emisí spjatých s životním cyklem, na jednotky konkrétních problémů životního
prostředí, na kategorie dopadu. Jedná se o vyjádření, jak se produkt podílí například na vzniku
troposférického ozónu, klimatických změnách, acidifikaci a podobně. Toto převedení emisních toků, obvykle vyjádřených hmotnostně, na konkrétní problémy v životním prostředí,
vyjádřené indikátory kategorií dopadu, je jedním z hlavních přínosů LCA. Právě tímto krokem se LCA odlišuje od analýz typu IOA, ERA nebo od ekonomických studií. Hodnocení
dopadů spočívá v přiřazení výsledků z inventarizace jednotlivým kategoriím dopadů a vyčíslení míry jejich působení tak zvanou charakterizací. Výstupem je pak soubor výsledků indikátorů kategorií dopadu jednoznačně definovaných jednotek. Převedení výstupů inventarizace
na indikátory kategorií dopadu je umožněno rozvojem tak zvaných charakterizačních modelů.
13. Interpretace
Interpretace životního cyklu slouží k přehlednému prezentování zjištěných informací.
Jednotlivé poznatky se nazývají významná zjištění a jsou podrobeny pečlivé kritice. Důležitou
součástí interpretace je ověření významných zjištění prováděním speciálních kontrol. Během
předchozích fází byly zákonitě provedeny určitá zjednodušení, odhady, byly přijaty určité
předpoklady a rozhodnutí, jak v studii pokračovat. Vliv těchto předpokladů na formulaci významných zjištění se testuje analýzou citlivosti. Všechny tyto předpoklady musí být zahrnuty
do závěrečné zprávy studie, musí zde být diskutovány, obhájeny a vždy musí být stavěny
vedle výsledků.
Obrázek 6 Technické schéma fází LCA
- 37 -
14. Použití LCA
LCA svými myšlenkovými postupy inspiruje i jiné nástroje environmentálního managementu (například EIA, ERA), ale zpětně ovlivňuje i ty postupy, ze kterých původně vyšla
(IOA, Environmental acounting). LCA začíná vnášet inspiraci pro rozvoj nových přístupů
v hodnocení environmentálnch rizik (ERA) a dokonce se začíná uvažovat i o použití nástrojů
LCA do posuzování environmentálních dopadů (Environmental Impact Assessment, EIA) a
rovněž do strategických SEA (Strategic environmental assessment). V následujících odstavcích jsou stručně shrnuty vybrané aplikace LCA.
15. Srovnávání alternativních produktů – komparativní studie
Hlavním účelem metody LCA je posuzování environmentálních dopadů produktů od kolébky do hrobu a to s hlavním cílem porovnání dvou produktů splňující stejnou uživatelskou
funkci a k identifikaci těch procesů životního cyklu produktu, kde dochází k největší zátěži
životního prostředí. Metoda LCA byla nejprve vyvinuta především pro hodnocení obalů, následně byla úspěšně aplikována i na celé spotřebitelské produkty, což je bezesporu hlavní doménou využití LCA. Koncepce uvažování v životních cyklech ovšem přináší celou řadu nových podnětů, jak se dívat na interakce lidských aktivit a životního prostředí. Ukázalo se, že
produktem, jenž můžeme pomocí LCA hodnotit, nemusí být čistě hmotný výrobek (PET vs.
skleněná lahev), ale i služba nebo technologický proces. Doprava osob či materiálu je službou, jejíž environmentální dopady lze pomocí LCA posuzovat stejně úspěšně jako technologické procesy (Je šetrnější katalytický proces výroby určité chemikálie nebo stechiometrické
reakce s přebytkem vstupních chemikálií?). Významnou aplikační oblastí LCA konkrétních
technologických procesů se stalo odpadové hospodářství.
16. Interní zlepšování výrobních systémů podniků
Značný počet studií LCA byl zpracován pro interní účely průmyslových podniků. I do
budoucna lze tuto oblast považovat za jednu z prioritních. LCA dokáže identifikovat možnosti
interních zlepšení výrobních postupů v rámci jednotlivých podniků či korporací. Pomocí LCA
lze určit ty jednotlivé procesy výroby, které představují nejen nejvyšší podíl na environmentálním profilu podniku, ale take pomáhá managementu identifikovat procesy s největší spotřebou energie či paliv a tudíž i možnosti úspor. LCA je základním analytickým nástrojem tak
zvané průmyslové ekologie podniků. Pro interní podnikové účely je velmi přínosné rozšíření
LCA do oblasti ekonomické – LCC (Life Cycle Costing).
17. Komunikace s veřejností
Výstupy z LCA jsou poměrně dobře prezentovatelné veřejnosti. Tohoto faktu využívá stále širší okruh průmyslových podniků (Volkswagen, Nokia, Shell, Motorola) k vytváření kvalitních vztahů s veřejností (Public Relations). Je ovšem mít na paměti, že v historii byly sestavovány i účelové studie LCA, jejichž kvalita spočívala právě jen v komunikaci s veřejností.
Fakt, že vznikaly v 90. letech účelové studie LCA byl hlavním podnětem k rychlé tvorbě pevného rámce metody ukotveného v řadě norem ISO 14040. V současnosti v rozvinutých zemích ovšem platí, že poskytnutí studie LCA na svůj produkt pro průmyslové partnery i pro
nejširší veřejnost je samozřejmé. Sílící zájem veřejnosti o environmentálně šetrnější produkty
vytváří tlak na výrobce, aby nejen že vytvářely studie LCA na své produkty, ale aby totéž
vyžadovali i od svých subdodavatelů.
18. Ekoznačky
Zájem veřejnosti o environmentálně šetrné produkty se odráží v rozvoji environmentálního značení produktů, tak zvaných ekoznaček. Ekoznačka III. typu – EPD (Environmental Product Declaration) ISO 14020-25 je udělována konkretním výrobkům na základě studie LCA.
- 38 -
Aby mohl výrobek obdržet certifikaci EPD, musí byt sestavena studie LCA na všechny jeho
komponenty. Tento princip se v praxi stává motorem pro navrhování environmentálně šetrnějších výrobků. Jestliže například výrobce plánuje udělení EPD svému výrobku, bude
upřednostňovat dodavatele potřebných součástek, kteří rovněž mají EPD (a tudíž i LCA) na
své výrobky. Ve Skandinávských zemích se tímto způsobem například staví obytné domy,
kdy již projektant voli subdodavatele, například oken, na základě jejich certifikace EPD. Průběžně se rozšiřuji seznamy výrobků, jimž byla certifikace EPD udělena1. Ekoznačka II. typu
je dosud (rok 2008) udělována na základě vlastního prohlášení výrobců, v blízké době ovšem
dojde s největší pravděpodobností k inovaci odpovídajících ISO norem tak, že i tento typ
ekoznaček bude udělován na základě posuzování životního cyklu, pomoci zjednodušených
studií LCA.
19. LCA v odpadovém hospodářství
Na první pohled by se mohlo zdát, že použití LCA pro řešení nakládání s odpady jde proti
smyslu a poslání metody posuzovat environmentální aspekty produktů od kolébky do hrobu.
Z tohoto pohledu by odpadové hospodářství mělo být vždy součástí životních cyklů jednotlivých výrobků stávajících se na konci fáze užití odpadem. Na druhé straně se na technologie
nakládání s odpady můžeme dívat jako na službu, jejíž environmentální dopady nás zajímají.
Je to podobné jako když posuzujeme dva systémy sušení rukou (papírové ubrousky vs. teplovzdušný větrák), kde nás také zajímá pouze konkrétní funkce (služba) produktu a nikoli „životní cyklus“ špinavých rukou.
Metoda LCA může být v oblasti odpadového hospodářství použita za účelem porovnání
environmentálních dopadů alternativních systémů nakládání s odpady nebo za účelem identifikace hlavní oblasti potencionálního zlepšení v daném konceptu či technologii. Výsledky
LCA mohou být užitečnými podněty pro proces rozhodování. LCA v odpadovém hospodářství se zaměřuje zejména na identifikaci environmentálně nejvýznamnějších procesů v řetězci
zpracování odpadů, na identifikaci nejvýznamnějších environmentálních zátěží v rámci procesu, na určení, zda návrhy na zlepšení končí v lokální optimalizaci (posun environmentálních
zátěží na jiná místa), nebo jestli jsou environmentálně vhodnější pro celý systém nakládání
s odpady, a na hodnocení environmentálního dopadu jednotlivých alternativ nakládání
s odpady v rámci životního cyklu.
Metodu LCA využívá již mnoho zemí při strategickém plánování v odpadovém hospodářství a tvorbě plánů odpadového hospodářství (POH). Jen ve Velké Británii byly vyvinuty a
aplikovány tři modely pro nakládání s tuhými odpady. Jsou to WISARD (vyvinut Environmentální agenturou a Ecobilan), IWM2 (Procter and Gamble) a model Wasteman (AEA technology). WISARD používají ve Velké Británií při tvorbě regionálních plánů odpadového
hospodářství. Aplikaci uvažování životního cyklu (Life Cycle Thinking) v odpadovém hospodářství prosazuje EU, ať už ve formě vydané Tematické strategie pro předcházení vzniku
odpadů a jejich recyklaci, tak i v dalších aktivitách a projektech. Metodu LCA využívá již
mnoho zemí při strategickém plánování a tvorbě plánů odpadového hospodářství. Ve Velké
Británii se metoda LCA využívá při tvorbě regionálních plánů odpadového hospodářství a
aplikace této metody je doporučena v Odpadové strategii již z roku 2000. Tato metoda se považuje za jeden z perspektivních nástrojů při zavádění trvale udržitelného rozvoje.
1
http://www.environdec.com
- 39 -
20. Odstraňování nebezpečných látek
Vzhledem ke schopnosti LCA vyjadřovat emisní toky v termínech kategorií dopadu, je
možné aplikovat LCA i pro porovnávání environmentální významnosti různých emisních toků
mezi sebou, což je velmi užitečné pro oblast čistírenských, sanačních a dekontaminačních
technologií bez rozdílu ať je čištěným médiem, vzduch, voda či pevné materiály. Každá taková technologie má za cíl snížit množství nežádoucích látek (obvykle toxických)
v kontaminované lokalitě. Cílem sanačních či čistírenských technologií je tedy snížit environmentální zátěž v prostředí. Vyjádření environmentální zátěže kontaminace pouze vzhledem ke koncentraci (či množství kontaminantů) v lokalitě není dostatečné, neboť se ukazuje,
že samotný sanační proces (spotřeba elektrické energie, pohonných hmot, materiálů a chemikálií) představuje rovněž zátěž na životní prostředí. Tato zátěž ovšem nebývá vnímána jako
faktor ovlivňující účinnost a prospěšnost sanačních zásahů.
Lokality kontaminované toxickými látkami jsou nejen nežádoucím dědictvím minulosti,
ale rovněž s jejich vznikem můžeme počítat do budoucnosti. Kontaminovaná zemina, ať již
in-situ, nebo ex-situ, představuje specifický druh nebezpečného odpadu. Odstraňování kontaminovaných zemin je poměrně náročná činnost mající nepříznivé dopady jak ekonomické, tak
environmentální. Sanační technologie nesmí být v rozporu se strategií trvale udržitelného rozvoje, která představuje sloučení aspektů ochrany prostředí, přírody a přírodních zdrojů s veškerými rozvojovými programy. Vzhledem ke schopnosti LCA vyjadřovat emisní toky v termínech kategorií dopadu, je možné aplikovat LCA i pro porovnávání environmentální významnosti různých emisních toků mezi sebou a tudíž identifikovat „přenášení problému“
z místa na místo. Přenášením problému je v oblasti sanací míněno především:
1) Přenášení napříč kategoriemi dopadu: Vyčištění určité lokality (pokles koncentrace
toxické látky) je doprovázeno produkcí emisí jiných, jež mají nepříznivý dopad na jinou kategorii dopadu (například produkce odpadních vod, skleníkových plynů, acidifikujících látek, nutrietů).
2) Přenášení geografické: Pro sanace jsou často používány materiály či energie, jejichž
výroba představuje zátěž pro životní prostředí v místě výroby. V místě aplikace (kterou bývá jiný stát) pak nemusí být tato environmentální zátěž započtena k negativům
sanace, a tudíž dochází k podhodnocování environmentálních dopadů technologie
z regionálního či kontinentálního měřítka.
3) Zapojení environmentálních dopadů dopravy: Každý dopravní proces představuje zátěž na životní prostředí. Každý sanační zásah je spojen s vyčíslitelným množstvím
dopravních aktivit majících konkrétní dopady na životní prostředí. Nezahrnutím dopadů z dopravy do vyjádření dopadů dané technologie podhodnocujeme její dopady
na životní prostředí.
Metoda LCA dokáže odhalit slabinu přenášení problému z místa na místo – umožňuje například vyčíslit úbytek environmentální zátěže sanací zamořené lokality, ale současně dokáže
ukázat, že došlo například v důsledku velké produkce skleníkových plynů technologickým
procesem sanačního zásahu k zatížení prostředí jinde. Stejně významné jsou i environmentální aspekty čištění vzdušných emisí či odpadních vod. Pomocí metody LCA lze volilt environmentálně šetrnější variantu či technologii nebo identifikovat případy kdy by samotný proces představoval větší zátěž prostředí než původní znečištění. LCA se zde může stát jasným
argumentem pro použití přirozené atenuace.
Hodnocení úspěšnosti sanačního zásahu je poměrně diskutabilní záležitostí. To jestli byl
z dané lokality odstraněn primární kontaminant nemusí představovat jednoznačný environmentální přínos, neboť mohou při sanačním zásahu vznikat sekundární polutanty (produkty
rozkladu), a nebo mohou být do prostředí uvolňovány jiné nežádoucí látky (kyselé odpady,
- 40 -
fotooxidanty, skleníkové plyny atd). Využitím LCA v sanačních prací bude možné odpovědět
na otázku, zda úbytek odstraňovaného kontaminantu z kontaminované lokality nebyl náhodou
vykoupen zatížením životního prostředí v jiné oblasti.
21. Ekodesign
Ekodesign často označovaný i jako Design for Environment DfE je postup jak navrhovat
nové výrobky s co nejmenšími environmentálními dopady. Ukazuje se, že až 80% environmentálních dopadů většiny výrobků je předurčeno již ve fázi jeho navrhování. Ekodesign je
normovaný (ISO 14061) přístup, kde analytickým nástrojem posuzování environmentálních
dopadů jednotlivých prototypů či plánovaných výrobků je metoda LCA. LCA slouží
v ekodesignu jako nástroj volby environmentálně šetrnějších materiálů, komponent ši chemikálií a přípravků. Ekodesign v kontextu LCA nenavrhuje primárně hmotné produkty, ale zaměřuje se na jejich služby spotřebitelům. Heslem ekodesignu je: Nenavrhujme výrobky, navrhujme životní cykly.
22. Life Cycle Costing
S rozvojem databázových nástrojů pro LCA bylo umožněno rozšíření LCA do sféry ekonomické. Moderní software pro LCA totiž umožňují vyjadřovat vlastnosti toků nejen jejich
chemicko fyzikálními či biologickými vlastnostmi (hmotnost, objem, toxicita apod), ale i jejich ekonomickou hodnotou, tedy cenou. Tímto krokem lze z již namodelovaného produktového systému pro účely LCA snadno přejít na systém posuzování nákladů životního cyklu
(Life Cycle Costing, LCC).
Princip LCC spočívá rovněž v modelováníživotních cyklů produktů uvnitř hranic systému
jednotkovými procesy pospojovanými materiálovými a energetickými toky a používání
funkčních jednotek, alokací a dalších nástrojů LCA. LCC se provádí ekonomickým ohodnocením jednotlivých toků, čímž lze získat přehled o ekonomické náročnosti životního cyklu
produktu ve vztahu k jeho funkci. Jednoduše řečeno, LCC nám poskytuje odpovědi na otázky
typu, je levnější koupit si dvoje méně kvalitní kalhoty, či je ekonomičtější koupit si jedny
dražší? Do budoucna bude ovšem potřeba dořešit svízelnou problematiku oceňování životního
prostředí, aby bylo možné za účelem LCC ohodnotit ekonomicky jednotlivé elementární toky.
To ovšem souvisí s problematikou odlišnou od LCA.
23. Vztah ERA a LCA
Společné provádění LCA a ERA může přinést aktivní přístup v hlednání možností snižování environmentálních i humánních rizik v určité oblasti. Ačkoli mají obě metody stejný cíl,
detekovat a kvantifikovat environmentální vliv lidských činností, mají několik rozdílných
prvků, čímž se ovšem při společné aplikaci vhodně doplňují. LCA je prvotně komparativní
metoda, zatímco ERA je deskriptivní. LCA má širší geografický záběr, ERA se věnuje konkrétní lokalitě. LCA používá široké spectrum environmentálních indikátorů, jejichž lokalizace
není vždy jednoznačná. ERA vychází z poměrně omezeného množství dat, jejichž validita je
ovšem výrazně vyšší. ERA je založena na identifikaci rizika a definování jeho přijatelné hodnoty, tudíž používaným měřítkem je binární odpověď typu ano/ne, tedy je riziko přijatelné
nebo není. LCA vychází z principu “čím méně (environmentálního dopadu), tím lépe” a porovnává dané situace dle kontinuálního měřítka a snaží se idetifikovat tu variant, která je s
ohledem na všechna kritéria příznivější.
Možnostem použití LCA v ERA se věnoval rozsáhlý projekt financovaný Evropskou unií
OMNIITOX2. To že se hodnocení rizik inspiruje konceptem LCA lze spatřovat i v rozvoji
2
http://omniitox.imi.chalmers.se
- 41 -
komparativních hodnoceních rizik (Comparative Risk Assessment, CRA). LCA má podobně
jako ERA poměrně rigidní a obecně přijatou strukturu, a ačkoli LCA dokáže dát konkrétní
odpovědi na celou řadu otázek souvisejících s environmentálními aspekty produktů a produktových systémů, je třeba mít na paměti, že tyto výstupy mohou být velmi citlivé na vstupní
data.
24. Závěr
Metoda posuzování životního cyklu produktů slouží jako analytický nástroj vzájemného
srovnávání environmentálních dopadů konkrétních výrobků, technologických postupů i služeb. Jedná se o hodnocení environmentálních dopadů tak zvaně od kolébky do hrobu, tudíž
s ohledem na všechny související procesy získávání výchozích surovin, výroby potřebných
materiálů, výroby konkrétního produktu, jeho užívání i odstraňování. Významným přínosem
LCA je jeho fáze posuzování dopadů (LCIA), jež zavádí namísto dlouhých výčtů všech známých emisních toků poškozujících životní prostředí pojem kategorie dopadu – specifický
problém životního prostředí. Každý emisní tok je v LCIA přiřazen konkrétní kategorii dopadu, na jejímž rozvoji se svými vlastnostmi podílí. LCA je dynymicky se rozvíjející metoda
představující celou multioborovou disciplínu snoubící jak environmentální, technologické,
sociální, ale i ekonomické aspekty interakcí lidských aktivit a životního prostředí. Ač se metodika LCA neustále vyvíjí a zlepšuje, opírá se o platné ISO normy, čímž vzniká předpoklad
pro standardizaci LCA studií. Zmiňme si na závěr hlavní praktické i metodické přínosy metody posuzování životního cyklu:
a) porovnávání environmentálních dopadů s ohledem na funkci produktů definováním funkční jednotky;
b) hodnocení s ohledem na celý životní cyklus produktu;
c) zavedení hranic cystému pro jasné vyjádření rozsahu produktového systému
d) vyjadřování zásahů do životního prostředí nikoli výčtem emisních toků, ale
použitím definovaných kategorií dopadu;
e) schopnost identifikovat přenášení problému jak v prostoru, tak mezi různými
kategoriemi dopadu;
f) iterativní postup řešení;
g) definování postupů hodnocení kvality studie například analýzou citlivosti;
h) aktivní začlenění kritického přezkoumání do technického rámce provádní studií;
i) snaha po maximální transparentnosti začleněním požadavků na prezentaci výsledků společně s omezeními platnosti studie.
Přejme si ať metoda LCA slouží k identifikaci a následně k minimalizaci environmentálních dopadů lidských činností na životní prostředí za současného zachování životního a ekonomického standardu lidské společnosti.
- 42 -
[1]
[2]
[3]
[4]
[5]
[6]
25. Seznam literatury
ČSN EN ISO 14040 Environmentální management – Posuzování životního cyklu –
Zásady a osnova, ČNI 2006.
ČSN EN ISO 14044 Environmentální management – Posuzování životního cyklu –
Požadavky a směrnice, ČNI 2006.
Fava, J.A., (edit.): A Technical Framework for Life Cycle Assessment, Smugglers Notch
Workshop Report, Washington D.C., USA, 1991. 134p.
Guinée, J.B. (Ed.), M. Gorrée, R. Heijungs, G. Huppes, R. Kleijn, A. de Koning, L. van
Oers, A. Wegener Sleeswijk, S.Suh, H.A. Udo de Haes, J.A. de Bruijn, R. van Duin and
M.A.J. Huijbregts, 2002. Handbook on Life Cycle Assessment: Operational Guide to the
ISO Standards. Kluwer Academic Publishers.
Udo de Haes, H.A. (edit.): Towards a Methodology for Life Cycle Impact Assessment.
SETAC-Europe (1996)
Wenzel, H., Hauschild, M., Alting, L.: Environmental Assessment of Products (Volume
1 a 2). Kluwer Academic Publishers. 2000.
- 43 -
IONIZUJÍCÍ ZÁŘENÍ KOLEM NÁS
Lenka Thinová, Tomáš Čechák, Milan Matolín
1. Ionizující záření
„Ionizující záření je souhrnné označení pro záření , jehož kvanta mají energii postačující
k ionizaci atomů nebo molekul ozářené látky. Za energetickou hranici ionizujícícho záření se
obvykle považuje energie 5 keV pro
fotonové záření (X,γ)
elektronové záření βα záření
Pro neutronové záření a záření β+ je kvantifikace obtížnější, neboť i velmi pomalé částice
(v případě neutronů) vstupují do jader a vyvolávají sekundární ionizaci prostřednictvím jaderných reakcí. Obdobný případ nastává v případě pozitronů, anihilujících s elektrony za vzniku
velmi tvrdého záření γ.“ Tolik Wikipedie. Ve stručnosti lze říci, že se jedná o záření s velmi
krátkými vlnovými délkami až k záření ultrafialovému. Podle vztahu E = hν je možné si hraniční vlnovou délku jednoduše spočítat. Ionizující záření lze rozdělit na přímo a nepřímo ionizující; není vidět ani cítit, přesto se ním setkáváme doslova na každém kroku. Od vzniku Země je nedílnou součástí životního prostředí a nachází uplatnění v mnoha oborech lidské činnosti. Dokladem toho je namátkou vybraná „jaderná abeceda“:
A – atomové hodiny (přesné určení času)
B – biologie (např. sledování dějů v rostlinách značenými sloučeninami)
C – cestování (např. detekce radionuklidů na hraničních přechodech)
D – diagnostika (např. rentgen a CT- zobrazování orgánů)
E – ekologie (např. monitorování životního prostředí v okolí elektráren)
F – farmakologie (např. značkování látek pro sledování kostí, virů apod.)
G – geologie (např. zkoumání složení povrchu Marsu)
H – hydrologie (např. čištění pitných zdrojů)
I – insektologie (např. ozařování způsobující neplodnost mouchy tse-tse v boji s malárií)
J – jaderná energetika (např. přepracování vyhořelého paliva z jaderných elektráren)
K – kriminalistika (např. detekce výbušnin pomocí jaderné rezonance)
L – lázně (např. léčba pohybového ústrojí)
M – meteorologie (např. měření stupně znečištění ovzduší)
N – nukleární medicína (např.vyšetření funkce štítné žlázy, ledvin apod.)
O – onkologie (např. léčba nádorů ozařováním)
P – potravinářství (např. ničení plísní na potravinách, čaji, koření apod.)
R – radonový program (např. ochrana obydlí před radonem)
S – seismologie (např. predikce zemětřesení)
T – technologie (např. detekce vad a poškození materiálů v letectví)
U – umění (např. určování složení barev a pigmentů resp. pravosti starých obrazů)
V – výzkum (např. stáří architektonických památek)
Z – zdravotnictví (např. sterilizace téměř veškerého zdravotnického materiálu)
- 44 -
Intenzita ozáření klesá se vzdáleností a pokud zdroj podléhá radioaktivní přeměně, také
s časem. Vědní obor zabývající se účinky ionizujícího záření na živou či neživou hmotu se
nazývá dozimetrie, snahou ochránit lidský organismus před nežádoucími účinky ionizujícího
záření se zabývá radiační ochrana. Účinky ionizujícího záření na lidský organismus rozdělujeme na stochastické a deterministické. U stochastických účinků roste s rostoucí dávkou
pravděpodobnost poškození, ale nelze s určitostí říct, že se poškození projeví. U deterministických účinků při dosažení určité dávky efekt poškození jistě nastane. Z určitého pohledu
ideálním stavem je smrt buňky, neboť poškození se pak již nemůže dále šířit v organismu.
Jednou ze základních veličin dozimetrie je již zmíněná dávka D, definovaná jako podíl
střední sdělené energie dε a hmotnosti objemového elementu dm v bodě, kterému byla energie předána (dávka je veličinou používanou v mnoha oborech, např. v oblasti neionizujícího
záření se jedná o energii dopadající na plochu, nikoliv absorbovanou):
D = dε/dm
Jednotkou dávky je 1 J/kg = 1Gray ( Gy).
Střední sdělenou energii si můžeme představit jako energii, kterou záření předalo objemu
dm. Zanedbáme-li změny klidové energie jader a elementárních částic při jaderných přeměnách, ke kterým v objemu došlo, je to skutečně energie, která byla v daném objemu absorbována.
Vynásobíme–li dávku v tkáni nebo orgánu T, způsobenou zářením typu R dvěma koeficienty, radiačním váhovým faktorem wR a tkáňovým váhovým faktorem wT, dostaneme efektivní dávku E v příslušném orgánu T, způsobenou zářením R.
ET,R = wT wR DR,T
Jednotkou efektivní dávky je 1 J/kg nazvaný zde Sievert (Sv ).
Můžeme samozřejmě provést sumaci přes všechny ozářené orgány a tkáně a přes všechny
druhy záření které se v příslušném poli záření vyskytují
E = Σ Σ wT wR DR,T
Koeficient wR, tzv. radiační váhový faktor vyjadřuje skutečnost, že různé typy záření mají
různou biologickou účinnost. Pro fotony a elektrony má wR hodnotu 1, neutrony a těžké nabité částice mají hodnotu wR vyšší, např. alfa částice mají hodnotu wR = 20.
Koeficient wT, tzv. tkáňový váhový faktor vyjadřuje skutečnost, že různé orgány lidského
těla jsou vůči záření různě citlivé. Největší tkáňový váhový faktor mají gonády, 0.2, červená
kostní dřeň, tlusté střevo, plíce a žaludek mají wT = 0.12 atd. Suma hodnot tkáňových váhových faktorů všech orgánů a tkání v lidském těle je rovna 1.
2. Radioaktivita životního prostředí
Radioaktivita životního prostředí je součtem účinků přírodních a umělých zdrojů ionizujícího záření. Přírodní zdroje jaderného záření zahrnují kosmické záření, terestrické záření podmíněné přírodními radionuklidy v horninách, radioaktivitu vod a radioaktivitu ovzduší danou
zejména přítomným radonem. Přírodní radioaktivita byla vždy součástí životního prostředí,
avšak současné znalosti účinků jaderného záření vedou k doporučením monitorování a hodnocení vlivu i této složky na lidské zdraví. Umělé zdroje jaderného záření jsou výsledkem
lidské činnosti a uplatňují se zejména při lékařské diagnostice a profesním ozáření na specifických pracovištích a podmiňují velmi malé příspěvky z jaderného spadu, jaderné energetiky
a dalších minoritních zdrojů. Externí zdroje radioaktivity působí vnější ozáření jedince, vnitř- 45 -
ní ozáření je podmíněno ingescí a inhalací radionuklidů. Výsledné účinky absorbovaného
jaderného záření na člověka (radiační zátěže) se vyjadřují efektivní dávkou E (Sv – sievert),
obvykle hodnotou mSv/rok. Odhad průměrné globální roční efektivní dávky z přírodních
zdrojů pro jednotlivce na Zemi je 2,4 mSv/rok (UNSCEAR 1993), pro ČR s nadprůměrnou
radioaktivitou přírodního prostředí 3,3 – 3,7 mSv/rok (Hůlka, Thomas 2007). Podle globálního odhadu UNSCEAR 1993 je relativní podíl zdrojů radioaktivity na roční efektivní dávce E
(100 %): přírodní zdroje 88,3 % (radon 48,2 %, vnější záření: kosmické 14.5 %, terestrické
17,1 %, vnitřní záření-ingesce radionuklidů 8,5 %), umělé zdroje 11,7 % (lékařská diagnostika 11,1 %, jiné 0,6 %).
Obr. 1 zobrazuje průměrné ozáření zdroji ionizujícího záření pro obyvatelstvo v ČR
z různých zdrojů - přírodních i umělých. Ozáření jednotlivce bude vždy záležet na konkrétních podmínkách ať už přírodních nebo pracovních. (Hůlka 2006, UNSCEAR 2000)
výpustě
JZ
pracovní
ozáření
Ostatn (%)
0,02
0,04
1,67
0,15
1,25
0,21
0,44
spotřební
zboží
2,09
2,51
3,55
0,10
inhalace
mimo Rn,
Th
spad
6,27
0,13
8,69
52,43
Ozáření z přírodních zdrojů
a lékařské aplikace (% )
20,89
ostatní
kosmogenní radionuklidy
inhalace Rn venku
terestriální externí
inhalace thoron
ingesce Th, U
ingesce 40K
kosmické záření
teresriální interní
lékařské aplikace
inhalace Rn uvnitř
Obr. 1: Ozáření z přírodních, umělých zdrojů a lékařských aplikací v ČR
Na otázku, zda větší riziko pro člověka znamenají jaderná zařízení nebo radon, odpověděla nedávno v dotazníkové akci na území ČR většina obyvatel špatně. Mnohem větší ozáření
přisoudila JZ oproti radonu. Pouze 10% obyvatel odpovědělo správně…..
Postup pro stanovení roční efektivní dávky je znázorněn na obrázku 2.
- 46 -
interní ozáření
koncentrace radionuklidů v
prostředí způsobujících externí
ozáření
koncentrace radionuklidů v
prostředí vstupujících do těla
ingescí, inhalací a kožním
kontaktem
odhad dávkových příkonů z
koncentrací a expozičních časů
podle údajů o chování
odhad příjmu kombinací znalosti
koncetrací a údajů o chování
chování
výpočet dávky kombinací
expozičních příkonů, časů a
dávkových koeficientů pro externí
ozáření
výpočet dávky kombinací příjmu a
dávkových koeficientů
prostředí
externí ozáření
dávka
zdoj ionizujícího záření
součet dávající roční efektivní dávku
Obr.2: Stanovení roční efektivní dávky (ICRP 2005)
Pro odhad externího ozáření potřebujeme znát koncentrace a chování (disperse, deposice, transportní cesty) zdrojů ionizujícího záření v daném prostředí: ve vzduchu, vodě, půdě,
stavebním materiálu budov atd. anebo dávkové příkony nezávisle na přítomnosti člověka. Na
základě znalosti o chování jedince nebo skupiny je možné odhadnout expoziční časy, tj. časy
strávené v prostředí s danou aktivitou. Pro odhad interního ozáření je nezbytné znát koncentrace jednotlivých radionuklidů v jídle, vodě a vzduchu a pravděpodobnost jejich příjmu.
V tomto případě expoziční časy nahrazuje množství konzumovaných potravin, vody a charakteristika dýchání. Spolu s konversními faktory (definují efektivní dávku způsobenou jednotkovou aktivitou) jsme pak schopni stanovit externí nebo interní dávku. Celková dávka je pak
součtem těchto dvou komponent. Konversní faktory pro interní ozáření jsou stanoveny modelováním chování a absorpce radionuklidů v těle. Dávku je možné stanovit individuálně pro
daného jednotlivce anebo pro skupinu lidí – tzv. kolektivní dávku. Přispívají k ní tyto hlavní
zdroje ionizujícího záření:
Přírodní zdroje v lidském těle…
Terestrické záření
Kosmické záření
Medicínské aplikace
Jaderný spad
Radon v domech
Pozn.: limity pro vnitřní i vnější ozáření se řídí zákonem č. 18/1997 Sb., o mírovém využívání jaderné energie a ionizujícího záření (atomový zákon) ve znění vyhlášky č. 307, o radiační ochraně (ruší vyhlášku č. 184/1997 Sb.) ve znění vyhlášky č. 499/2005 Sb., kterou se
mění vyhláška Státního úřadu pro jadernou bezpečnost č. 307/2002 Sb., o radiační ochraně.
- 47 -
3. Přírodní zdroje v lidském těle včetně inhalace (kromě radonu) a ingesce
Zcela dominantní součástí vnitřního ozáření je inhalace radonu a jeho produktů přeměny v domech a na pracovištích, proto je otázce ozáření obyvatelstva radonem věnována
samostatná část.
Zdroje a průměrná distribuce přírodního pozadí pro světovou
populaci (UNSCEAR 2000)
20%
radon
voda a jídlo
50%
18%
kosmické záření
gama ze Země
12%
Dávku z příjmu radionuklidů v potravě získáme ze znalosti hmotnostní aktivity radionuklidu v jídle (Bq/kg), množství snědeného jídla (kg) a přepočtu pomocí konversního faktoru, který je definován na základě účinku ozáření jednotkovou aktivitou daného radionuklidu.
Stejné pravidlo uplatníme při příjmu z vody nebo vzduchu. Je třeba vzít v úvahu, že obsah
radionuklidů se v potravinách mění v průběhu jejich zpracování (UNSCEAR, 2000). Např. při
výrobě sýrů a tvarohu aktivita cesia mírně roste (zkoncentrování). U obilovin, kde je aktivita
obsažena zejména ve slupkách, aktivita po mletí v mlýnech klesne až na 50%. U hub, v nichž
aktivity Cs bývají vysoké, záleží na úpravě – např. odstraníme-li výluh z dalšího zpracování,
může přijímaná aktivita klesnout o více než 50%.
Významným zdrojem vnitřního ozáření je radioizotop 40K, který je nedílnou součástí lidského těla. Koncentrace draslíku v těle je přísně homeostaticky udržována, proto i koncentrace 40K (zastoupení ve směsi izotopů 0,0119%) v těle je prakticky stejná u všech osob, a to na
úrovni okolo 55 Bq/kg (tj. 3850 Bq pro osobu vážící 70 kg), což odpovídá průměrné roční
efektivní dávce 0,17 mSv (Hůlka 2006).
Dalšími zdroji vnitřního ozáření jsou přírodní radionuklidy (především 226Ra a 228Ra,
238
U, 234U, polonia 210Po a olova 210Pb) transportované z hornin a minerálů prostřednictvím
půdy do rostlin a odtud také do zvířat. Průměrná hmotnostní aktivita horniny/půd je přibližně
10-100 Bq/kg, rostlin 0,01-0,1 Bg/kg.
Další cestou těchto radioizotopů do těla člověka je pitná voda (balená minerální voda často obsahuje větší procento radioizotopů než voda vodovodní) a stejně tak ostatní vody, z nichž
konzumací ryb a dalších organismů přijímáme v potravě radionuklidy v nich usazené během
života. Běžná aktivita podzemní vody je 0,01-0,1 Bq/l. Tato aktivita je výrazně vyšší, než
aktivita hornin v tomtéž místě (rozpouštění během dlouhodobého kontaktu).
Vzduch má v průměru 0,1-1 μBq/m3 a je zdrojem radionuklidů, které během svého života
vdechujeme. Jde převážně o 7Be, 3H, 210Pb a další.
Z textu uvedeného výše vyplývá, že odhad dávky způsobené ingescí a inhalací radionuklidů je velmi obtížný a závisí na mnoha vstupních faktorech, proměnlivých v čase, místě a
v souvislostech s ekonomickým i emocionálním chováním skupin populace či jednotlivců.
S uvážením dostupných informací je možné učinit pouze odhady na základě zvolených zjednodušení resp. předpokladů. Z tohoto důvodu je stanoven tzv. potravinový koš, který obsahuje
významnější složky lidské potravy. Do něj patří především: maso, mléko a mléčné výrobky,
- 48 -
brambory, luštěniny, ryby, vejce, ovoce, zelenina a nápoje (Bartusková 2005). Příklad obsahu
některých radionuklidů v potravinách uvádí tabulka 1.
Příjem
mléčné produkty
maso
obiloviny
listová zelenina
ovoce
ryby
238U,
234U
230Th
226Ra
210Pb
210Po
232Th
228Ra
228Th
235U
1
0,5
5
40
60
0,3
5
0,3
0,05
2
20
20
3
30
2
10
20
0,5
15
80
50
30
100
80
100
30
25
200
60
100
30
30
2000
1
3
15
0,5
10
60
40
20
1
3
15
0,5
0,05
1
1
0,1
Tab. 1: Hmotnostní aktivity (Bq/kg) přírodních radionuklidů v potravinách (Hůlka 2006)
Pozn.: např. ve srovnání s jinými státy Evropy jsme hluboko pod průměrem spotřeby vína
. Zatímco ve spotřebě masa překračujeme průměr více jak dvojnásobně oproti světovému
průměru (ICRP 2005, tab. A1), ve spotřebě zeleniny a mléka jsou údaje odpovídající ☺.
Pro výpočet radiační zátěže z konzumace hub lze využít data, získaná z laboratorního
gama spektrometrického stanovení hmotnostních aktivit 137Cs v hřibu hnědém na FJFI. Průměrná spotřeba hub na jednoho obyvatele za rok se v České republice odhaduje na 0,2 kg sušených hub. Z této hodnoty můžeme vypočítat dávku odpovídající průměrné spotřebě při průměrné aktivitě 137Cs (Bq/kg). V tabulce 2 je uveden roční úvazek efektivní dávky v závislosti
na množství požitých sušených hub, pokud nedojde ke snížení obsahu radiocesia při zpracování před požitím.
Bq/kg
100
200
500
1000
1500
2000
2500
3000
4000
5000
1 kg
1
3
7
13
20
26
33
39
52
65
0,5 kg
1
1
3
7
10
13
16
20
26
33
0,1 kg
0
0
1
1
2
3
3
4
5
7
Tab. 2:Roční úvazek efektivní dávky (μS/rok) při požití sušených hub dané hmotnosti a dané
aktivity 137Cs (Bq/kg) (Thinová a kol. 2006)
4. Terestrické záření
Terestrické záření je podmíněno velkým počtem přírodních radionuklidů v horninách,
které jsou zdroji záření alfa, beta, gama a neutronového záření, avšak vzhledem k průchodnosti těchto typů jaderného záření hmotou a jejich intenzitám je radioaktivita hornin převážně
měřena detekcí záření gama a vyjadřována obsahy významných radionuklidů a dávkovým
příkonem záření gama. Z velkého počtu primordiálních radionuklidů vzniklých syntézou před
evolucí Země se zachovaly pouze radionuklidy s velkým poločasem přeměny T1/2, např. 40K,
87
Rb, 147Sm, 176Lu, 187Re, 232Th, 235U a 238U. Vzhledem ke koncentracím přírodních radionuklidů v zemské kůře a jejich měrným aktivitám (Bq/kg) jsou pro radioaktivitu hornin významné pouze K, U a Th.
Přítomnost přírodních radionuklidů K, U a Th v horninách lze vyjádřit smluvními jednotkami hmotnostní koncentrace % K, ppm U a ppm Th používanými v geovědních oborech, (1
- 49 -
ppm = 1 μg/g = 1 mg/kg), a jednotkami hmotnostní aktivity Bq/kg. Terestrické záření lze sumárně popsat hodnotami dávkového příkonu gama záření ve vzduchu (nGy/h).
Draslík je v zemské kůře zastoupen v průměru hmotnostní koncentrací 2,5 % (783
Bq/kg). Radioaktivní izotop 40K, o poločasu přeměny T1/2 1,3 ⋅ 109 roků, je zastoupen v přírodní směsi izotopů K 0,012 %. 40K je zdrojem záření beta a gama. Draslík je velmi rozšířeným prvkem litosféry. Minerály s vysokým obsahem draslíku jsou draselné živce, slídy leucit,
biotit, muskovit, sericit a flogopit a jílový minerál illit.
Uran je v zemské kůře zastoupen v průměrné hmotnostní koncentraci 2 - 3 ppm U (27 –
37 Bq/kg). V přírodní směsi radioaktivních izotopů uranu jsou zastoupeny 238U (99,274 %,
T1/2 = 4,51 ⋅ 109 roků), 235U (0,720 %, T1/2 = 7,02 ⋅ 108 roků) a 234U (0,06 %, T1/2 = 2,5 ⋅ 105
roků). 238U a 235U jsou mateřskými prvky přírodních přeměnových řad, jejich koncovými stabilními produkty jsou izotopy 206Pb a 207Pb. Uran a dceřiné produkty v přeměnových řadách
jsou zdroji záření alfa, beta a gama. Uran je litofilním prvkem, v horninách se nachází ve zvýšených koncentracích v akcesorických minerálech titanitu, apatitu, zirkonu, xenotimu, monazitu a ortitu a tvoří řadu sekundárních minerálů. Uran se vyskytuje jako čtyřvalentní a šestivalentní; v šestivalentní formě je mobilní.
Thorium je v zemské kůře přítomno v průměrné koncentraci uváděné v mezích 8 - 13
ppm Th (32 – 53 Bq/kg). 232Th (T1/2 = 1,4 ⋅ 1010 roků) je mateřským prvkem přeměnové řady
jejímž koncovým produktem je stabilní izotop 208Pb. Členy přeměnové řady 232 Th jsou zdroji
záření alfa, beta a gama. V horninách je thorium přítomno ve zvýšené míře v akcesorických
minerálech apatitu, titanitu, zirkonu, ortitu, monazitu a některých minerálech jílové frakce
sedimentů.
Jednotlivé horniny magmatické (vyvřelé), sedimentární (usazené) a metamorfované (přeměněné) se obsahem přírodních radioaktivních prvků a radioaktivitou odlišují. Radioaktivita
hornin České republiky byla předmětem systematického výzkumu na území Československa
od roku 1946. Radioaktivita hornin pro účely geologického mapování a průzkumu uranu byla
měřena letecky, z automobilů, pomocí přenosných radiometrů, ve vrtech a laboratorně na
vzorkách hornin. Rozložení hodnot dávkového příkonu záření gama hornin ČR uvádí obr. 3.
Obr. 3: Radiometrická mapa České republiky – mapa dávkového příkonu záření gama hornin
(Podle Manová, Matolín 1995, zjednodušeno)
- 50 -
Střední hodnotu dávkového příkonu záření gama hornin ČR 66 nGy/h lze porovnat s odhadem průměrné globální terestrické radiace 55 nGy/h a s údaji odhadů terestrické radiace
vybraných zemí (tab. 3).
S maximálním zevním ozářením z povrchu země se pak můžeme setkat např. v Guarapari
(Brazílie), kde na thoriových píscích naměříme hodnoty 50 μGy/h či v Indickém Ramsaru,
kde naměříme dávkové příkony až 10 μGy/h.
země
dávkový příkon gama
nGy/h
Česká republika
66
Finsko
65
Norsko
73
Dánsko
38
Polsko
34
Kanada + USA
38
globální půměr
55
Tab.3: Průměrné hodnoty dávkového příkonu záření gama hornin vybraných zemí
K výpočtu příkonu kermy resp. efektivní dávky je možné použít výsledky gamaspektrometrického měření in situ. Na obrázku 4 lze vidět příklad takového měření - charakteristická
spektra přírodního pozadí (terestrické, kosmické záření, příspěvek spadu a kosmogenních
radionuklidů). Ve vypočtených energetických distribucích příkonu kermy ve vzduchu nelze
identifikovat (s výjimkou 137Cs pocházejícího ze zkoušek jaderných zbraní v ovzduší a z havárie v Černobylu) příspěvek žádného umělého radionuklidu (Thinová a kol. 2006).
Obr. 4 : Příklad dekonvoluce naměřených spekter – spektrum a kumulativní funkce
5. Kosmické záření
Kosmické záření dopadající na Zemi se skládá ze dvou složek, z galaktického a slunečního kosmického záření. Galaktické kosmické záření přichází z velké části z Mléčné
dráhy. U nejenergetičtějších částic s energiemi 1018 eV a většími se uvažuje o extragalaktickém původu. Galaktické kosmické záření se skládá z 98% z nabitých atomových jader. Zbytek - 2% tvoří elektrony. Atomová jádra jsou převážně jádra H ( 88% ) a He ( 11%). Zbytek
tvoří těžká jádra.
- 51 -
Druhou komponentou kosmického záření jsou částice pocházející ze Slunce. Toto záření
se skládá převážně z protonů ( 99 % ). Jejich energie jsou většinou nižší než 100 MeV a jen
výjimečně překročí 10 GeV (1010 eV ) (UNSCEAR 200). Ekvivalentní dávka ve volném prostoru sluneční soustavy dosahuje hodnot 1 Sv/rok. V blízkosti Země interaguje kosmické záření se slunečním větrem, magnetickým polem Země a zemskou atmosférou. Intenzita slunečního větru, tvořeného nízkoenergetickými protony a elektrony závisí na sluneční aktivitě,
která se mění v dlouhodobých a krátkodobých cyklech. Krátkodobé variace sluneční aktivity
mají přibližně 11ti-letou periodu, dlouhodobé variace nejsou dosud detailně prozkoumány. Při
vysoké sluneční aktivitě se snižuje v okolí Země intenzita kosmického záření, hlavně nízkoenergetické složky, velmi výrazně. Sluneční erupce naproti tomu mohou krátkodobě intenzitu
kosmického záření výrazně zvýšit.
Kosmické záření vytváří v atmosféře spršky sekundárních částic. Zastoupení jednotlivých
částic závisí na výšce a s výškou se mění jak energetické spektrum částic tak i jejich příspěvek k ekvivalentní dávce.
Ilustrativní obrázek k informaci o kosmickém záření
- 52 -
Obr. 5: Příspěvek jednotlivých složek kosmického záření k dávkovému ekvivalentu
v závislosti na výšce (UNSCEAR 2000 Report)
Na povrchu Země, při hladině moře, je roční efektivní dávka 300 μSv (UNSCEAR 2000
Report). S rostoucí nadmořskou výškou se efektivní dávka zvyšuje.
Obr 6: Závislost efektivní dávky způsobené kosmickým zářením na nadmořské výšce
- 53 -
Efektivní dávka působená kosmickým zářením se mění i s geomagnetickou zeměpisnou
šířkou, viz. obr.7.
Obr. 7: Efektivní dávková rychlost kosmického záření v závislosti na geomagnetické
zeměpisné šířce
V České republice žije většina obyvatelstva ve střední nadmořské výšce 350 m a obdrží
cca 0,35 – 0,4 mSv za rok. Jak vyplývá z hodnot uvedených na obr. 6 a 7, s rostoucí nadmořskou výškou vliv kosmického záření roste a mění se i jeho spektrum.
6. Medicínské aplikace
Lékařské ozáření tvoří nejvýznamnější podíl ozáření člověka z umělých zdrojů a
s rozvojem diagnostických metod (využívajících ionizující záření) v posledních letech se jeho
podíl velmi pravděpodobně ještě zvyšuje. Výše dávek pacienta je ovlivněna i přechodem na
digitalizaci zobrazovacích a terapeutických metod a s rozšířeným využitím zobrazovacích
metod ke zpřesnění metod NM a RT.
Pojem lékařské ozáření zahrnuje (podle Atomového zákona v platném znění)
lékařské ozáření fyzických osob:
v rámci jejich lékařského vyšetření nebo léčby
v rámci pracovně lékařské péče a preventivní zdravotní péče
v rámci ověřování nových poznatků anebo při použití metod, které dosud nebyly
v klinické praxi zavedeny
pro účely stanové zvláštním právním předpisem (č. I ods. 4 zákona ČNR č. 21/1993
Sb.)
Dávky, které populace obdrží z lékařského ozáření, pocházejí ze tří hlavních způsobů využití zdrojů ionizujícího záření (ZIZ) v medicíně (Žáčková 2008):
použití ZIZ k diagnostické a intervenční radiologii (rtg)
použití otevřených ZIZ k diagnostice a léčbě v nukleární medicíně (NM)
použití svazků záření a uzavřených radionuklidových zářičů k terapii: teleterapie a
brachyradioterapie (RT)
- 54 -
Protože charakter i frekvence lékařského ozáření jsou závislé na úrovni zdravotní péče,
jsou pro potřeby UNSCEAR jednotlivé země rozděleny podle úrovně zdravotní péče do 4
kategorií, mezi nimiž je významný rozdíl jak mezi počtem a charakterem výkonů (vyšetření)
na 1 milion obyvatel, tak i mezi úrovní dodání a stanovení dávky pacientovi. ČR je zařazena
do I. kategorie.
V ČR představuje lékařské ozáření přibližně v průměru efektivní dávku kolem 0,61mSv/rok (údaj z roku 2001), podle UNSCEAR 1993 celkově pro populaci 0,3 mSv/rok. To
představuje v ČR přibližně 21% (celosvětově 11%) z radiační zátěže ze všech zdrojů ionizujícího záření. Lékařské ozáření při vyšetření (a léčbě) nepodléhá limitům, respektuje však principy dostatečného prospěchu pro pacienta s použitím co nejnižší individuální dávky. Efektivní
dávky z ozáření pacientů na jedno vyšetření v radiodiagnostice se pohybují v rozmezí setin
(např. zubní rentgen, rentgen plic) až desítek mSv (CT-intervenční vyšetření). Ozáření pacientů v rámci léčebných postupů je pak mnohem vyšší, v tomto případě se obvykle uvádějí dávky
do cílového objemu nebo orgánové dávky (nikoliv efektivní dávky) z rozptýleného záření.
vyšetřovací metoda
končetiny a klouby vyjma kyčlí
zuby
plíce (jeden PA snímek)
lebka
mamografie (screening)
kyčel
pánev
hrudní páteř
břicho
bederní páteř
polykací akt
CT hlavy
IVU
vyšetření žaludku
střevní pasáž
irigoskopie
CT hrudníku
CT břicha nebo pánve
plicní ventilace (133Xe)
plicní perfuse (99mTc)
ledviny (99mTc)
štítná žláza (99mTc)
kosti (99mTc)
PET hlavy (18F)
dynamická scintigrafie myokardu
(99mTc)
typické efektivní dávky
(mSv)
*přibližná doba, za kterou
by člověk obdržel ekvivalentní dávku ozáření z
přírodních zdrojů - UK
rentgenologická vyšetření
0,01
1,5 dne
0,02
3 dny
0,02
3 dny
0,07
11 dní
0,1
15 dnů
0,3
7 týdnů
0,7
4 měsíce
0,7
4 měsíce
1
6 měsíců
1,03
7 měsíců
1,05
8 měsíců
2,3
1 rok
2,5
14 měsíců
3
16 měsíců
3
16 měsíců
7
3,2 roku
8
3,6 roku
10
4,5 roku
nukleárně-medicínská vyšetření
0,3
7 týdnů
1
6 měsíců
1
6 měsíců
1
6 měsíců
4
1,8 roku
5
2,3 roku
6
2,7 roku
*přibližná doba, za kterou
by člověk obdržel ekvivalentní dávku ozáření z
přírodních zdrojů - ČR
1 den
2 dny
2 dny
7,3 dne
10,4 dne
1 měsíc
2,5 měsíce
2,5 měsíce
3,5 měsíce
3,6 měsíců
3,6 měsíců
8 měsíců
8,7 měsíců
10,5 měsíců
10,5 měsíců
2 roky
2.3 roku
3 roky
4,5 týdnů
3,8 měsíce
3,8 měsíce
3,8 měsíce
1,1 roku
1,5 roku
1,7 roku
*Pro přepočet bylo použito průměrné přírodní pozadí: UK – 2,2 mSv/rok; ČR – 3,5 mSv/rok
Tab. 4: Přehled typických efektivních dávek, obdržených při lékařském vyšetření (data
efektivních dávek podle UNSCEAR 2000)
- 55 -
Ke snížení zátěže obyvatelstva při lékařských vyšetřeních slouží diagnostické referenční
úrovně (Rada 2006). Diagnostické referenční úrovně při lékařských vyšetřeních a ozáření
pracovníků s ionizujícím zářením se řídí zákonem č. 18/1997 Sb., o mírovém využívání jaderné energie a ionizujícího záření (atomový zákon) ve znění vyhlášky č. 307, o radiační
ochraně (ruší vyhlášku č. 184/1997 Sb.) ve znění vyhlášky č. 499/2005 Sb., kterou se mění
vyhláška Státního úřadu pro jadernou bezpečnost č. 307/2002 Sb., o radiační ochraně.
7. Jaderný spad
(testy jaderných zbraní v ovzduší a havárie JE v Černobylu)
Jaderné záření a jaderné technologie jsou v široké míře uplatňovány v řadě technických a
vědeckých činností a různé umělé zdroje jaderného záření se staly součástí životního prostředí. Využití a nezbytná manipulace s radioaktivními zdroji může vést k mimořádným situacím,
kdy zdroje jaderného záření se dostávají mimo plnou kontrolu. Jaderný spad je generován za
těchto situací.
Jaderným spadem je označována kontaminace povrchu zemského umělými radionuklidy,
vznikajících při jaderných reakcích, přenášených v atmosféře i na velké vzdálenosti a deponované na zemském povrchu převážně dešťovými srážkami. Radionuklidy jaderného spadu
vznikají výbuchy jaderných zbraní a jsou generovány v reaktorech jaderných elektráren a v
reaktorech výzkumných zařízení (IAEA 1990). Radionuklidy jaderného spadu lze mj. dělit
podle jejich životnosti dané poločasy přeměny T1/2 a dle typu emitovaného jaderného záření.
Mezi významné zdroje jaderného spadu emitující záření beta náleží izotop 90Sr (T1/2 28,1
roků). Nejdůležitější radionuklidy jaderného spadu emitující záření gama jsou uvedeny v tabulce 5. Jejich velmi rozdílné poločasy přeměny definují existenci jednotlivých radionuklidů
v přírodním prostředí po jejich vzniku a depozici. Doba existence radionuklidu může být odhadnuta pomocí desetinásobku poločasu přeměny T1/2. Významné radionuklidy jaderného
spadu s dlouhým poločasem přeměny, které jsou měřeny pro posouzení kontaminace území,
jsou 137Cs a 134Cs.
Izotop
95
Nb
Zr
103
Ru
106
Ru
131
I
132
I
132
Te
134
Cs
137
Cs
140
Ba/La
95
Poločas přeměny T1/2
35,15 dne
65,60 dne
39,50 dne
368,2 dne
8,05 dne
2,38 hod
78,33 hod
2,06 roku
30,12 roku
12,78 dne
Energie záření gama
(keV)
766
725
498
512
364
669
228
606
662
487
Tab. 5: Význačné radionuklidy jaderného spadu emitující záření gama
Hustota toku gama kvant ze zdrojů radiace v půdě je významně závislá na jejich vertikální distribuci při zemském povrchu. Z tohoto důvodu depozice radionuklidů jaderného spadu a
jejich migrace v půdách a přenos v čase v různých typech půd (les, louka, pole) ovlivňuje
povrchovou radiaci. Přestože radionuklidy jaderného spadu jsou v půdách akumulovány do
malé hloubky 10 - 15 cm (Odor et al. 1997, Barišič et al. 1997, Strzelecki et al. 1997), vertikální distribuce zdrojů ovlivní záření na povrchu významně. Vertikální distribuci zdrojů radioaktivity popisuje parametr β označený jako plošná relaxační hmotnost (g/cm2) (ICRU 1994).
- 56 -
Mapování přítomnosti radionuklidů jaderného spadu v půdním horizontu je motivováno jeho přímými účinky externího ozáření jednotlivců a jeho vstupem do vegetace a následně
do potravinového řetězce. Zatímco externí ozáření cesiem existujícím v ČR v půdě v roce
2007 je vzhledem k přírodní radioaktivitě hornin ČR (Manová, Matolín 1995) převážně nevýznamné, možnost ovlivnění potravinového řetězce vyžaduje znalost hodnot zvýšené kontaminace a jejího plošného rozšíření. Úroveň, distribuce a vazby radionuklidů jaderného spadu v
půdním profilu ovlivňují jejich uvolňování a migraci v horninovém prostředí, možný přenos
kontaminantů do fytosféry a potravinového řetězce a podmiňují dodatečnou složku radiace
životního prostředí. Zvýšené akumulace radionuklidù jaderného spadu ve vybraných druzích
biosféry byly potvrzeny (IAEA 2006). Migrace radionuklidů je významně ovlivněna interakcemi mezi horninovým prostředím a hydrosférou, při kterých se kontaminanty stávají součástí
pohybu fluid. Podle mezinárodně uznávaného principu ALARA (As Low As Reasonably
Achievable), mají složky přírodní a umělé radioaktivity být měřeny, hodnoceny a minimalizovány. Zákon č. 18/1997 Sb. (Atomový zákon) a související vyhlášky vymezují limity přítomnosti a radiace přírodních a umělých radionuklidů v životním prostředí.
Kontaminace zemského povrchu České republiky jaderným spadem je následek vzdušných testů jaderných zbraní z padesátých let a počátku šedesátých let dvacátého století (současně malý podíl kontaminace) a kontaminace území v dubnu a květnu 1986 po havárii jaderného reaktoru v Černobylu 26.4.1986.
Kontaminace území České republiky jaderným spadem v dubnu a květnu 1986 následkem
přechodu oblak radionuklidů přes území České republiky ve třech časových vlnách nastala v
kombinaci s místními dešťovými srážkami (obr. 8). V ovzduší o aktivitách 10 – 100 Bq/m3
byly identifikovány zejména 131I, 132Te, 134Cs, 137Cs a 103Ru. Výsledkem je plošně nepravidelná kontaminace ČR měřitelná dlouhodobě podle přítomnosti radionuklidů 134Cs (poločas
přeměny 2,06 roků) a 137Cs (poločas přeměny 30,12 roků). Plošné rozšíření radionuklidů jaderného spadu v roce 1986 podle plošné aktivity 137Cs obr. 9 (Hůlka, Malátová 2007). Obě
přehledné mapy plošné aktivity 137Cs na území ČR a též mapa Evropy dokládají nejvíce kontaminovaná území ČR s hodnotami do 100 kBq/m2, lokálně i více (1986).
Obr. 8: Předpokládané trasy kontaminovaných vzdušných mas (Hůlka, Malátová 2007)
- 57 -
Obr. 9: Plošná aktivita 137Cs na území ČR v roce 1986 po havárii JE v Černobylu
(Hůlka, Malátová 2007)
Česká republika byla v roce 1986 kontaminována nepravidelně. Přehled o plošné aktivitě
Cs (kBq/m2) na území ČR uvádí zpráva Institutu hygieny a epidemiologie (IHE 1987).
Nejvíce kontaminované oblasti v roce 1986 byly Opava a Ostrava (30 – 100 kBq/m2 a více),
území Jeseníků (30 – 100 kBq/m2), oblasti Broumov – Náchod, Vlašim, Strakonice – Kvilda
(30 – 100 kBq/m2), území Jablonec nad Nisou – Praha (3 – 30 kBq/m2), území Ústí nad Orlicí
– Jihlava (3 – 30 kBq/m2), území Vyšší Brod (10 – 30 kBq/m2) a lokálně další místa. Střední
hodnota (AM) plošné aktivity 137Cs na území ČR byla (1986) 5,7 kBq/m3 s extrémy kolem
100 kBq/m2 (obr. 13). Pro srovnání, plošná aktivita 137Cs v širším regionu kolem jaderné elektrárny Černobyl v roce 1986 přesahovala 1480 kBq/m2. Radionuklidy jaderného spadu se
s časem rozpadají a v půdě migrují. Časový úbytek plošné aktivity 137Cs a 134Cs v Praze uvádí
tabulka 11. Nová měření plošné aktivity izotopů Cs v řadě oblastí ČR ukazují na zanedbatelné
hodnoty současné (2006) kontaminace 134Cs (< 1 kBq/m2), zatímco plošná aktivita 137Cs
v nejvíce kontaminovaných oblastech ČR je (2006) na úrovni desítek kBq/m2.
Z výsledků plošné kontaminace sledované na Albertově (Praha) lze spočítat efektivní poločas ubývání izotopu 137Cs z travnaté plochy přibližně na 6 let. Také analýzou výsledků stanovování hmotnostních aktivit izotopu 137Cs ve vzorcích lesního humusu (tj. neobdělávaná
půda) z okolí JE Temelín se efektivní poločas pohybujeme mezi 6-9 lety.
Příspěvek 137Cs k celkovému ozáření ze zdrojů gama záření nacházejících se v současné
době v přirozeném prostředí organismů (rostlin, živočichů, lidí) je v každém případě zanedbatelný.
137
8. Radon v domech
Z hlediska ozáření osob od radonu jsou rozhodující izotopy 222Rn (radon) a 220Rn (thoron)
- plynné členy rozpadové řady uranu 238 a thoria 232 - a jejich produkty přeměny.
Radon se do ovzduší a tedy do prostředí domů či jiných pobytových a pracovních prostor
uvolňuje z horninového podloží, stavebního materiálu nebo z vody. Na volném prostranství se
objemová aktivita radonu (dále OAR) pohybuje v jednotkách Bq/m3, v uzavřených prostorách
pak může jít až o desítky tisíc Bq/m3. Radon v domech ČR se sleduje v rámci Vyhledávacího
programu radonové expertní skupiny SÚRO. Průměrná OAR v domech v ČR je 118 (Bq/m3).
Zvýšené koncentrace radonu v domech nebo pracovním prostředí mohou inicializovat vznik
rakoviny plic. Ozáření obyvatelstva radonem, thoronem a jejich produkty přeměny můžeme
- 58 -
rozdělit na tři složky, dané (ve skutečnosti jde pouze o ozáření produkty přeměny, neboť radon a thoron jako inertní plyny se na ozáření podílejí pouze přibližně jednou setinou):
rozdílnými OAR na volném prostranství a uvnitř budov
různými počty hodin strávenými doma, venku a v pracovním prostředí
Obr. 10: Cesty vstupu radonu do domu (www.suro.cz)
Výpočet dávky od radonu vychází z doby strávené v daném prostředí a průměrné objemové aktivity radonu (měřené dostatečně dlouhou dobu).
Do výpočtu vstupují hodnoty OAR - výsledky měření integrálními detektory RAMARN
(obr. 11), které jsou umísťovány do sledovaných prostor. Detektor se skládá z uzavřeného
plastového boxu (zabraňuje difúzi produktů přeměny radonu a thoronu), na jehož dně je umístěna detekční fólie. Princip metody je založen na tom, že po dopadu částic alfa vyslaných radonem (222Rn) a jeho produkty přeměny na povrch detekční folie (Kodak LR 115) se vytvoří
latentní poruchy - stopy. Po zjištění plošné hustoty stop (pomocí mikroskopu) je určen časový
integrál objemové aktivity radonu OAR, který je definován jako součin doby expozice a průměrné OAR ve vzduchu v místě měření. Nejvhodnější doba užití je 1 rok.
Obr. 11: Integrální detektor radonu RAMARN
- 59 -
Měřená objemová aktivita radonu v místnosti nemá překročit směrnou hodnotu
200 Bq/m3 v domech nově postavených (po roce 1991) – odpovídá dávkovému příkonu 0,5 μGy/h
400 Bq/m3 v domech starších
Před stavbou domku je požadováno změření tzv. radonového indexu pozemku, který charakterizuje objemové aktivity v půdním vzduchu a zároveň propustnost podloží. Podle zjištěné úrovně rizika je pak potřeba dodržet stanovené protiradonové opatření při stavbě.
V případě překročení směrných hodnot v již stávajícím objektu je na místě zvážení realizace
ozdravných opatření. V České republice je k dispozici mapa radonového rizika (obr. 11).
Příklad:
Pro OAR 1000 Bq/m3 při době pobytu v domě 7000 hod v roce dostaneme efektivní dávku 15mSv/rok!
Obr: 11: 2242c – Mapa radonového rizika 1:50 000 z okolí Týna nad Vltavou (žluté a zelené
body – nízké až střední riziko) (www.geology.cz)
9. Závěr
Ionizující záření vždy bylo a je nedílnou součástí
života na Zemi. O doby, kdy Viktor Hess objevil
kosmické záření, uplyne brzy 100 let. Přibližně
stejnou dobu trvá zkoumání ionizujícího záření.
Dnes ho dokážeme nejen zkoumat a chránit se před
jeho účinky, ale také využívat ve svůj prospěch.
Nezbývá než doufat, že Hirošima a Nagasaki budou i
pro další generace dostatečnou výstrahou před jeho
zneužitím.
- 60 -
10. Seznam literatury
[1] Bartusková, M.(2005): Analýza dat pro výpočet dávky z ingesce pro českou populaci a
sledování. Zpráva SÚRO Etapa E 04. 2005.
[2] SÚRO 2001 . Rentgen Bulletin. 2001 – 2007.
[3] Rada, J.(2006): Stanovení radiační zátěže pacientů při vyšetřeních v rentgenové
diagnostice. Záv. zpráva projektu SÚJB 4/2003. SÚRO 2006.
[4] Hůlka, J.(2005): Studium ozáření obyvatelstva České republiky z přírodních zdrojů.
Závěrečná zpráva institucionálního výzkumu. SÚRO 2005.
[5] Hůlka, J.(2006): Ozáření obyvatelstva České republiky z přírodních zdrojů. Přednáška
FJFI ČVUT 2006.
[6] Žáčková, H.(2008): Matriál ke zveřejnění – Radiační zátěže z lékařského ozáření v ČR.
SÚRO 2008.
[7] ICRP (2005). Assessing dose of the reprezentative individual for the purpose of radiation
protection of the public. Draft for consultation.
[8] UNSCEAR 2000, Vol.1: Sources.
[9] Thinová, L. a kol (2006): Biomonitoring atmosférické depozice radionuklidů v okolí JE
Temelín. Závěrečná zpráva FJFI ČVUT. Praha 2006.
[10] www.geology.cz
[11] UNSCEAR 2000 Report: Sources and Effects of Ionizing Radiation, , Vol.I, pp 27-29,
84-89
[12] Barišic D., Lulic S., Prohic M., Čulinovic M. (1997): Spatial distribution of 40K, 228Ra,
226
238
Ra,
U and 137Cs in surface soil layer observed at small areas. Uranium
exploration data and techniques applied to the preparation of radioelement maps, IAEATECDOC-980, IAEA, Vienna, 135-152.
[13] Dortman N.B. (1984): Fizičeskie svojstva gornych porod i poleznych iskopaemych,
Nedra, Moskva.
[14] Environmental Institute EC (1996): Atlas of caesium deposition on Europe after the
Chernobyl accident. Env. Inst. EC JRC-Ispra.
[15] Hůlka J., Malátová I. (2007): Radiační situace v České republice, přehled hlavních
výsledků měření a opatření. CD 20 let po Černobylu, seminář AV ČR a SÚJB, Praha.
[16] Hůlka J., Thomas J. (2007): Přehled expozice obyvatelstva přírodnímu záření.
Bezpečnost jaderné energie, ročník 15 (53), ¾, 65-67.
[17] IAEA (1990): The Use of Gamma-ray Data to Define the Natural Radiation
Environment.
[18] Manová M., Matolín M. (1989): Radioaktivita hornin ČSSR. In: Ibrmajer J. et al.:
Geofyzikální obraz ČSSR, Academia, Praha, 196-213.
[19] Manová M., Matolín M. (1995): Radiometrická mapa České republiky 1:500 000. ČGÚ,
Praha, 1-20.
[20] Matolín M. (1970): Radioaktivita hornin Českého masívu. Academia, Praha.
[21] Matolín M. (1976): Radioaktivita hornin Západních Karpat. Univerzita Karlova, Praha.
[22] Škrkal, J. Budyaová, M. (2004): Příjem 137Cs odhadnutý ze spotřeby potravin a
z celotělového měření. Sborník rozšířených abstraktů. XXVI. DRO. ČVUT 2004.
[23] Budyaová, M., Malátová I. (2004): Úvazek efektivní dávky z 137Cs u české populace.
Sborník rozšířených abstraktů. XXVI. DRO. ČVUT 2004.
- 61 -
BIOPALIVA II. GENERACE
Milan Pospíšil, Gustav Šebor
1. Souhrn
Příspěvek se zabývá problematikou možností výroby biopaliv 2. generace na bázi biomasy, která není primárně určena pro potravinářské či krmivářské využití. Vedle technických a
technologických aspektů výroby alternativních motorových paliv jsou rovněž diskutována
ekonomika výroby a otázky spojené s logistikou zajištění suroviny pro výrobní jednotky. Biopaliva 2. generace představují v dlouhodobém časovém horizontu vhodnější energetický
zdroj než současná biopaliva 1. generace. Biopaliva 2. generace zatím nejsou komerčně dostupná, zahájení jejich komerčního využití se očekává v období 2010 – 2015. V ČR se komerční výroba biopaliv 2. generace uplatní až po r. 2015. V úvahu by mohla teoreticky přicházet především výroba bioethanolu z lignocelulózy, výroba biobutanolu a z BTL technologií by mohla najít uplatnění hydrogenace, resp. hydrokrakování rostlinných olejů.
2. Úvod
Odborná veřejnost, ale i vládní reprezentace většiny vyspělých zemí vkládají velké naděje
do tzv. druhé generace biopaliv vyráběných z odpadní biomasy. Tato biopaliva mají mít oproti těm klasickým (1. generace) vyšší obsah energie, lepší kvalitu i kompatibilitu s pohonnými
hmotami na ropné bázi, příznivější celkovou ekologickou bilanci a nebudou také tolik konkurovat potravinové produkci. Mezi základní biopaliva 2. generace lze zařadit bioethanol vyráběný z lignocelulózy, dále kvasný biobutanol a především syntetická motorová paliva vyráběná tzv. XTL technologií, přičemž X je označení pro výchozí surovinu, kterou může být plyn
(G), uhlí (C) nebo biomasa (B). Z plynných alternativních paliv se k biopalivům 2. generace
řadí bioplyn.
Přechod ke druhé generaci je podle odborníků klíčový, jinak hrozí pokračující strmý růst
cen obilovin a kukuřice a následně i cen masa a mléčných výrobků. Bílý dům předpokládá, že
USA budou moci do 10 let produkovat až 60 miliard galonů biopaliv ročně (tj. cca 180 mil. t),
t.j. 30 % současné americké spotřeby, a to bez dopadu na potravinové trhy. Pokud by měla
splnění těchto plánů zajistit pouze kukuřice, za deset let by na to musela být použita celá americká produkce této plodiny. Přechod na výrobu ethanolu z celulózy resp. lignocelulózy je
proto v USA zcela zásadní. Podobně jako Spojené státy nebude ani Evropa schopna sama
vypěstovat dost plodin k produkci biopaliv 1. generace. Od průmyslové revoluce ceny potravin v poměru k příjmům alespoň ve vyspělém světě neustále klesají; podle odborníků by však
masivní šíření biopaliv mohlo tento historický proces zvrátit.
V konkrétních plánech investic do nové generace biopaliv vedou zatím Spojené státy
americké, kde se předpokládá technologický průlom během příštích let. Americká vláda plánuje podpořit vývoj nové generace částkou 1,6 mld. USD a vyčlenit na úvěry do výstavby
zařízení na celulózu 2 mld. USD. Experti odvětví počítají s tím, že ethanol z celulózy by se co
do nákladů mohl vyrovnat kukuřici již za pět let. Produkce biopaliv z nezemědělských a odpadových surovin je však teprve v počátcích a bude vyžadovat vysoké investice.
Vývoj technologií pro výrobu biopaliv 2. generace je v současnosti stále ještě ve fázi
demonstračních projektů, které mají za cíl:
ověřit chování konkrétní technologické sestavy v reálném dlouhodobém provozu,
ověřit konkurenceschopnost výrobních nákladů,
maximalizovat spektrum potenciálních surovinových zdrojů,
ověřit zvýšení potenciálu úspory GHG plynů při použití biopaliv 2. generace ze současných 50 % na 90 %.
- 62 -
Zpravidla se jedná o finančně velmi nákladné projekty. Oficiální materiály EU uvádějí,
že průměrné investice spojené s výstavbou demonstrační poloprovozní technologické jednotky s produkcí 1 t/h (výkon 10 MWth) se pohybují v řádu 40 mil. €. Technologický vývoj biopaliv 2. generace proto bez institucionální podpory není prakticky možný. Odhaduje se, že
závod na zpracování biopaliv druhé generace z nepotravinářských a odpadových surovin bude
stát čtyřikrát více než kapacitně srovnatelný závod na bionaftu ze zemědělských plodin. Diskuze se vedou rovněž okolo optimální velikosti výrobní jednotky. Pro minimalizaci investičních a provozních nákladů by bylo vhodné centralizovat výrobu biopaliv do velkého technologického celku s roční výrobní kapacitou přesahující 250 tis. t. Z hlediska logistického by
však plynulé zásobování tohoto výrobního zařízení velkými objemy surové biomasy (5 – 10-ti
násobek výrobní kapacity) mohlo ovšem představovat zásadní problém. Proto se část odborné
veřejnosti spíše kloní k decentralizovanému systému většího počtu lokálních menších výrobních zařízení s celkovou roční kapacitou do 250 tis. t, logisticky lépe zvládnutelných, ale
ovšem za cenu vyšších investičních nákladů. Produkci srovnatelnou s produkcí ropné rafinérie
průměrné velikosti (5 mil t/r zpracovávané ropy) by mělo zajistit 20 – 25 BTL (Biomass to
Liquids) těchto menších výrobních jednotek (s celkovou kapacitou 250 tis. t) s investičními
náklady 3 – 4x vyššími v přepočtu na vyrobený objem.
Zjednodušený pohled na spotřebu biomasy v BTL výrobní jednotce různé velikosti,
včetně logistické náročnosti uvádí tabulka 1.
Roční kapacita (kt)
Potřeba
biomasy
(kt)
Potřebná pěstební plocha
biomasy (tis ha)
Spotřeba biomasy
(počet trucků/den)
sláma
dřevo
sláma
štěpky
pelety
100
800
80
55
800
400
160
250
2000
200
135
2000
1000
400
500
4000
400
270
4000
2000
800
Data uvedená v tabulce vycházejí z následujících předpokladů:
• konverze biomasy na paliva (%)
12,5
• početní dní provozu BTL závodu v roce
200
• výnos slámy (t/ha/rok)
10
• výnos dřeva (t/ha/rok)
15
• specifická hmotnost lisované slámy (kg/m3)
100
• specifická hmotnost dřevných štěpků (kg/m3)
200
• specifická hmotnost dřevných pelet (kg/m3)
500
• přepravní objem nákladního trucku (m3)
50
Tab. 1: Množství biomasy potřebné pro zajištění provozu BTL závodu
V této souvislosti je třeba připomenout, že celková výměra lesních pozemků v ČR dosahuje 2 600 tis. ha, tj. teoreticky pokrývá kapacitu 20 výrobních BTL jednotek s produkcí 250
kt. Roční spotřeba dřevní hmoty ve výrobní jednotce 250 kt v přepočtu odpovídá výnosu 45
% lesní plochy středočeského kraje, která činí zhruba 300 tis. ha. Výrobního závod s kapacitou větší než 250 kt v ČR prakticky nepřipadá v úvahu.
- 63 -
3. Bioethanol z lignocelulózové biomasy
Mezi vhodné suroviny patří rychle rostoucí energetické plodiny (např. vrba, blahovičník
eukalyptus, atd.), zbytky ze zemědělské produkce (např. sláma, řepné řízky, vylisovaná cukrová třtina, zbytky ze zpracování dřeva a další dřevnaté odpady a organické podíly komunálního pevného odpadu. Technologie výroby bioethanolu z lignocelulózové biomasy je sice
technicky realizovatelná, ale poměrně komplikovaná a zatím se komerčně nerozšířila.
V současné době je však možnost výroby bioethanolu z lignocelulózové biomasy předmětem
intenzivní výzkumné činnosti a její komerční využití se předpokládá v horizontu 10 – 15 let.
Důvodem zájmu o tuto surovinu je skutečnost, že je k dispozici ve vydatném množství a je
levnější než potravinářské plodiny, zejména pokud bychom se zaměřili na různé druhy odpadů. Zpracování lignocelulózové biomasy na bioethanol vykazuje rovněž lepší energetickou
bilanci.
Pro konverzi fermentovatelných frakcí celulózy a hemicelulózy bylo vyvinuto několik
technologických postupů, na obr. 1 je uvedeno obecné blokové schéma výroby bioethanolu ze
dřeva nebo slámy.
Enzymy
(anorg. kyseliny)
Dřevní hmota,
sláma
Drcení, mletí,
termochemická
předúprava
Hydrolýza
(enzymatická,
kyselá)
Enzymyy
FERMENTACE
(enzymaticky
řízená)
Lignin
Výroba
el. energie
a tepla
Surový bioetanol
Oxid
uhličitý
Destilace,
rafinace,
dehydratace
BIOETANOL
Obr. 1: Blokové schéma výroby bioethanolu z lignocelulósové hmoty
Proces konverze lignocelulózové biomasy na bioethanol zahrnuje v prvním kroku hydrolýzu lignocelulózové biomasy na jednoduché fermentovatelné cukry. Lignocelulózová biomasa obsahuje polymery cukrů nazývané celulóza (40–60 % hm. v sušině) a hemicelulóza (20–
40 % hm. v sušině), oba tyto typy složitých polysacharidů lze transformovat na jednoduché
cukry. Zbývající část lignocelulózové biomasy tvoří složitý aromatický polymer, lignin (10–
15 % hm. v sušině), který je rezistentní vůči biologické degradaci a nelze jej proto fermentovat. Po oddělení jej lze využít pouze pro výrobu elektrické energie a/nebo tepla. Dřevo nebo
sláma se nejprve drcením, nebo mletím rozmělní na menší kousky, které se podrobí termochemické předúpravě. Jejím účelem je narušit polymerní strukturu celulózy a hemicelulózy a
usnadnit tak přístup kyselině nebo enzymům. V dalším kroku probíhá konverze takto předupravené celulózy a hemicelulózy na jednoduché cukry. Nejstarší klasický postup konverze na
fermentovatelný materiál představuje kyselá hydrolýza biomasy působením zředěného roztoku kyseliny (koncentrace cca 0,5 % hm. při teplotě cca 200 °C). Výsledkem je konverze hemicelulózy na ve vodě rozpustné, přímo fermentovatelné, jednoduché cukry. Celulóza je podstatně odolnější a její konverze vyžaduje proto ostřejší podmínky. V prvním kroku dochází při
hydrolýze pouze k otevření její struktury a redukci velikosti řetězců polysacharidů. Následně
- 64 -
je ve druhém kroku provedena konverze na přímo fermentovatelnou glukosu použitím vyšší
teploty (240 °C) a kyseliny o vyšší koncentraci (2 % hm.). Posledním krokem je rafinace,
rektifikace a konečně dehydratace bioethanolu. Pokud se týká ligninu, ten může být oddělen
buď v průběhu hydrolýzy nebo fermentace; optimální separace ligninu je předmětem intenzivního výzkumu. Nevýhodou kyselé hydrolýzy je skutečnost, že je nákladná a dosahované
výtěžky glukosy lze považovat za limitní.
Druhou možností pro převedení celulózy na jednoduché cukry (glukosu) je použití enzymů, schopných celulózu rozložit. Existuje několik variant procesů kombinujících fáze štěpení
(konverze) a vlastní fermentace buď ve dvou samostatných krocích nebo souběžně v jednom
reaktoru. Ve všech případech je dosahováno vyšších konverzí celulózy a hemicelulózy na
přímo fermentovatelné jednoduché cukry než v případě klasické kyselé hydrolýzy. Vznikající
cukry jsou ihned fermentovány, takže při působení enzymů nedochází k problémům souvisejícím s jejich akumulací a inhibicí fermentačního procesu.
Výzkumem technologie výroby bioethanolu z odpadní biomasy se v ČR intenzivně zabývá Výzkumný ústav rostlinné výroby (VÚRV). Výsledky studie proveditelnosti potvrzují, že
výroba bioethanolu a dalších surovin z lignocelulózových a celulózových odpadů může být
ekonomicky efektivní i bez státní intervence a je konkurenceschopná tzv. agrolihovarům. Při
hodinové kapacitě zpracování 1 t sušiny odpadů (sláma, dřevo, papír) lze vyrobit až 300 l bioethanolu/h s realizační cenou 14 Kč/l (obilné a cukerné palivářské lihovary v ČR uvádějí výrobní náklady 17 – 19 Kč/l bioethanolu). Investiční náklady na výrobní zařízení s roční kapacitou 20 tis hl bioethanolu by se mohly pohybovat v rozmezí 60 – 65 mil. Kč s návratností 6 –
7 let. V současné době je v přípravě výstavba demonstrační poloprovozní jednotky.
4. Biobutanol
n-Butanol (1-butanol) C4H9OH představuje v pořadí čtvrtý člen homologické řady alkoholů, jehož fyzikálně-chemické vlastnosti jako potenciální složky motorových paliv jsou
mnohem příznivější v porovnání s ethanolem či methanolem. Obdobně jako bioethanol je
možné tento alkohol průmyslově vyrábět fermentací biomasy, což jej předurčuje stát se
v budoucnosti významným alternativním palivem pro dopravu. Předností biobutanolu je, že
na rozdíl od bioethanolu může být přidáván do motorových benzinů ve vyšší koncentraci, až
10 obj. %, a lze jej používat bez nutnosti modifikace motoru. Má až o 30 % vyšší energetický
obsah v porovnání s bioethanolem. Palivo s biobutanolem je bezpečnější díky nižší tenzi par
než běžné benziny a palivo s ethanolem, méně se odpařuje zvláště v letním období. Velko
výhodou biobutanolu je, že v porovnání s bioethanolem prakticky nepohlcuje vodu, resp.
v přítomnosti vody v palivu nepřechází do vodné vrstvy, chová se tedy obdobně jako ethery
MTBE či ETBE. Benziny obsahující biobutanol by tak mohlo být reálné přepravovat stávajícími liniovými potrubními systémy. Biobutanol je v porovnání s bioethanolem méně agresivní
k většině konstrukčních materiálů, včetně plastů. Jako látka přírodního původu je biobutanol
dobře biologicky odbouratelný a nepředstavuje ohrožení půdy ani vody. Určitou nevýhodou je
pouze menší oktanové číslo v porovnání s ethanolem, ale vzhledem k obecnému přebytku
vysokoktanových složek benzinového poolu, by tato skutečnost nemusela být příliš na závadu. Přehled základních palivářských vlastností uvádí tab. 2.
Butanol lze vyrobit obdobně jako ethanol, tj. fermentací přímo zkvasitelných jednoduchých cukrů, tzv. ABE (Aceton-Butanol-Ethanol) procesem, za působení mikroorganismu
Clostridium acetobutylicum. Při klasickém ABE procesu je podíl butanolu v konečném produktu velmi nízký, většinou do 15 % obj., výjimečně kolem 25 % obj. Směs navíc obsahuje
aceton (28 % obj.) a ethanol (14 % obj.). Dosažení vyšší koncentrace je limitováno biologickým omezením, protože butanol i při nízké koncentraci (1,5 – 2 % obj.) inhibuje růst a funkci
mikroorganismů a zastavuje celý fermentační proces (ethanol působí negativně na kvasné
mikroorganismy ve fermentované směsi až při koncentraci 15 – 16 % obj.). Hlavním výrob- 65 -
ním omezeném této původní technologie byla nutnost soustavného odstraňování butanolu ze
zpracovávaného materiálu už v průběhu výroby.
Parametr
Bioethanol
Biobutanol
Natural 95
78
83
30 – 215
794
814
720 – 775
1,52
3,64
0,4 – 0,8
21
27
32 – 33
Výparné teplo (MJ/kg)
0,92
0,43
0,36
Tlak par dle Reida – RVP (kPa)
19,3
18,6
60 – 90
+5
-3
+6
-5
106 – 130
89 – 103
94
80 – 81
95
85
34,7
21,6
<2,7
Bod varu (°C)
3
Hustota při 15 °C (kg/m )
2
Kinem. viskozita při 20 °C (mm /s)
Výhřevnost (MJ/l)
Zvýšení RVP ve směsi (kPa)
95 % obj. Natural 95 + 5 % obj. alkohol
90 % obj. Natural 95 + 10 % obj. alkohol
(základ = Natural 95 bez alkoholu)
Směsné oktanové číslo
OČVM
OČMM
Obsah kyslíku (% hm.)
Tab. 2: Porovnání vybraných palivářských vlastností bioethanolu, biobutanolu
a komerčního bezolovnatého benzinu Natural 95
Zásadní změny v technologii výroby biobutalu bylo dosaženo až objevem nového vhodnějšího druhu mikroorganismů, které ve fermentovaném roztoku působí nejen při vyšší koncentraci butanolu, ale zejména umožňují maximalizovat jeho výtěžky. Jedná se o zcela nové
mikroorganismy Clostridium tyrobutyricum a nově vyšlechtěný druh Clostridium acetobutylicum, které v návaznosti na sebe zajišťují optimální produkci butanolu 4,64 g/l/h a výtěžnost
z glukózy 42 – 45 % hm. První z obou mikroorganismů maximalizuje přeměnu glukózy na
kyselinu máselnou (a vodík) a druhý pak konvertuje kyselinu na žádaný butanol. Ve srovnání
s původní technologií fermentace ABE tato nová technologie eliminuje tvorbu nežádoucích
produktů jako jsou kyselina mléčná, propionová, aceton, isopropanol, ethanolu a další. Schéma výrobního postupu je poměrně jednoduché. Proces je kontinuální, probíhá ve dvou fermentorech, na které navazuje zařízení pro separaci butanolu od ostatního materiálu a velké
části vody (odstředivky, polopropustné membrány). Na konečnou destilace tak přichází butanol jen s 10 %-ním obsahem vody (obj.), což je energeticky výhodné. Kromě toho v první fázi
vzniká i energeticky velmi cenný vodík, který by mohl zlepšit celkovou energetickou bilanci
procesu až o 18 %.
Biobutanol se jako palivo zkoušel již delší dobu, jeho použití ve srovnání s benzinem nebo butanolem z ropy však dosud nebylo ekonomické. Firma DuPont očekává, že i bez subvencí se cena biobutanolu vyrobeného novými procesy bude pohybovat v intervalu 0,19 –
0,25 USD/l (0,14 – 0,19 €/l, resp. 4 – 5 Kč/l). Pro porovnání cena bioethanolu v Evropě se v
současnosti pohybuje na úrovni 0,5 – 0,6 €/l (14 – 16,5 Kč/l). Protože technologie výroby
biobutanolu se v mnohém podobá technologii výroby bioethanolu, bude možno stávající kapacity na bioethanol provozovat bez retrofitu i při výrobě biobutanolu. Kukuřice zpracovaná
na biobutanol dává v konečném součtu až o 42 % více energie než v případě klasické fermentace na bioethanol (z 1 t kukuřice lze vyrobit až 230 l bioethanolu nebo až 380 l biobutanolu).
DuPont a BP proto biobutanolu dávají přednost před bioethanolem a chtějí jej dostat urychleně na trh. Koncem června 2006 společnosti ve společné tiskové zprávě oznámily, že koncem
roku 2007 začne BP prodávat první generaci biobutanolového paliva pro automobily, vyrobeného fermentačním procesem. Ve spolupráci s British Sugar ze skupiny Associated British
- 66 -
Foods bude první britská kapacita ve Wissingtonu vyrábět 30 tis. t biobutanolu ročně z cukrové řepy v upraveném výrobním zařízení původně určeném pro výrobu bioethanolu.
Jako "druhá generace" biobutanolu zřejmě přijde výrobek produkovaný novým biotechnologickým procesem, s vyšším stupněm konverze na žádaný produkt pomocí biokatalyzátoru. Jejich uvedení do provozu v USA se předpokládá v roce 2010. Jako suroviny se vedle řepy, cukrové třtiny a kukuřice uvažují pšenice, kasava, sorghum a do budoucna i odpady slámy, třtiny, trávy a rychle rostoucí celulózové zdroje.
5. Syntetická motorová paliva
Konverzi biomasy na motorová paliva lze realizovat různými termochemickými procesy a
to buď přímo nebo nepřímo. Mezi přímé postupy konverze biomasy na pohonné hmoty patří
vysokoteplotní pyrolýza biomasy poskytující tzv. „bio-olej“. Dalším postupem přímé výroby
syntetických paliv z biomasy je proces označovaný jako HTU (Hydro Thermal Upgrading),
jehož hlavním produktem je multikomponentní uhlovodíková směs podobná ropě, označovaná jako „bio-ropa“ (bio-crude). Konečně pozornost je věnována i studiu možností přímé přeměny rostlinných olejů katalytickým krakováním, hydrogenační rafinací a hydrokrakováním
na motorová paliva, která by bylo možno použít v současných motorech.
Nepřímý postup výroby kapalných paliv a chemikálií z biomasy zahrnuje v prvním kroku
výrobu syntézního plynu a jeho čištění. Vyčištěný plyn lze pak následně použít pro výrobu
motorových paliv, resp. syntetické ropy Fischer – Tropschovu (FT) syntézou a dále i pro výrobu důležitých petrochemikálií, tj. chemických látek, které jsou zatím vyráběny převážně na
bázi ropy. Blokové schéma výroby kapalných paliv z biomasy FT syntézou je uvedeno na
obr. 2.
Výroba
el. energie
a tepla
Vodní pára
Biomasa
Úprava
(drcení, sušení)
Zplyňování
(výroba syntéz.
plynu)
FISCHERTROPSCHOVA
SYNTÉZA
(výroba syntet. ropy)
Hydrokrakování
BIOPALIVA,
BIOLEJE
Obr. 2: Blokové schéma výroby kapalných paliv z biomasy FT syntézou
a) Vysokoteplotní pyrolýza biomasy
Pro mžikovou pyrolýzu lze jako surovinu použít jakýkoliv typ biomasy, nicméně upřednostňována je lignocelulózová biomasa. Surovinu je třeba nejprve rozemlít na velikost částic
menší než 6 mm a vysušit na obsah vody pod 10 % hm. Při pyrolýze biomasy prováděné při
vysokých teplotách 700 – 1000 °C za nepřítomnosti kyslíku probíhá štěpení chemických vazeb v molekulách přítomných sloučenin a výsledkem je na jedné straně vznik níže molekulárních plynných a kapalných produktů a na druhé straně vznik pevného uhlíkatého produktu,
polokoksu. Množství reakčního produktu a jeho složení závisí na reakční teplotě, rychlosti
ohřevu a době zdržení.. Krátký ohřev a velmi krátká doba zdržení plynné fáze umožňují dosahovat v případě dřeva jako suroviny výtěžku bio-oleje až 75 – 80 % hm. (resp. 60 – 70 %
vztaženo na energetický obsah).
Vyrobený bio-olej má černou barvu, podstatně větší hustotu (1,2 g/cm3) ve srovnání
s ropou, ale menší energetický obsah a to díky vysokému obsahu kyslíku. Spalné teplo oleje
se pohybuje v rozmezí 16 - 19 MJ/kg. Olej má polární charakter a není mísitelný
s uhlovodíky, ale je rozpustný ve vodě. Ve srovnání s ropnými produkty prakticky neobsahuje
- 67 -
síru. Energetický obsah vztažený na objemovou jednotku je u získaného bio-oleje větší ve
srovnání se vstupní surovinou, což vede k úspoře nákladů za dopravu, a mžiková pyrolýza je
proto považována za efektivní způsob přeměny biomasy. Výroba energie může být decentralizována, tj. realizována tam, kde je to potřeba. Pokud se týká energetického využití bio-oleje,
lze jej použít jako palivo v elektrárnách a může rovněž nahradit klasická fosilní paliva ve stacionárních aplikacích, tj. jako palivo v kotlích a pecích a může rovněž nahradit klasickou motorovou naftu při pohonu stacionárních motorů. Pokud by měl nahradit naftu jako pohonná
hmotu v motorových vozidlech, je nutné jej nejprve podstatně upravit hydrorafinačními postupy. Dále může být využit i jako surovina pro výrobu syntézního plynu, ze kterého pak lze
Fischer – Tropschovou syntézou vyrobit syntetickou ropu a tu pak zpracovat na paliva a chemikálie.
Pokud se týká ekonomiky procesu, lze potřebné investiční náklady pouze odhadovat. Při
krátkodobé návratnosti se pro jednotku se vstupní kapacitou 400 MWth pohybují odhadované
investice na úrovni 350 €/kWth, při začlenění hydrorafinace bio-oleje se zvyšují na
1000 €/kWth. V případě dlouhodobé návratnosti lze předpokládat pokles nákladů o 15 - 20 %.
Výrobní cena bio-oleje je dále významně ovlivněna náklady potřebnými pro předúpravu suroviny (mletí, sušení). Při ceně suroviny pod 1,9 €/GJ by se výrobní cena mohla pohybovat
v rozmezí 75 - 300 €/t oleje, tj. 18 €/GJ, resp. 0,06 - 0,25 €/l.
b) Hydrotermické zpracování biomasy
Při hydrotermickém zpracování biomasy, procesem nesoucím název HTU ((Hydro Thermal Upgrading) je biomasa rozkládána v přítomnosti vody a výsledkem je vznik kapalného
produktu podobného ropě, označovaného jako „bio-ropa“ (bio-crude). Výhodou technologie
HTU je její velká flexibilita z pohledu zpracovávané suroviny. Jako surovinu lze použít biomasu obsaženou jak v tuhých komunálních odpadech, tak i v zemědělských odpadech. Proces
je určen především pro zpracování odpadů z cukrovarů (řízky, kaly). To znamená, že vstupní
biomasu není třeba sušit, lze zpracovávat suroviny obsahující 10–30 % hm. vody, naopak
suchou surovinu je nutno předem zvlhčit. Přítomnost vody významně ovlivňuje vlastnosti
biomasy i finálních produktů. Po té následuje ohřev suroviny a její vlastní konverze, která se
provádí při teplotě 300 – 350 °C a tlaku 12 - 18 MPa po dobu 5 až 10 minut (pokusná jednotka v Apeldoornu v Holandsku). Proces je poměrně náročný na spotřebu energie. Vedle hlavního produktu, bio-ropy (cca 50 % hm.) vznikají rovněž plyny (30 % hm.) a dalším vedlejším
produktem je voda (15 – 20 % hm.). Voda obsahuje asi 5 % hm. organických sloučenin a lze
jí použít na výrobu bioplynu. Jak bioplyn, tak i plynný produkt z jednotky jsou využity jako
palivo v peci.
HTU bio-ropa je viskózní černá kapalina tvořená multikomponentní uhlovodíkovou směsí, je nemísitelná s vodou, obsah vázaného kyslíku se pohybuje okolo 10 - 15 % hm., a je podstatně stabilnější než pyrolýzní bio-olej. Obsah dusíku a síry je velmi malý, její výhřevnost se
pohybuje v rozmezí 30 - 36 MJ/kg. Destilačně ji lze rozdělit na lehký a těžký podíl. Lehčí
podíly vyrobené bio-ropy jsou velmi čisté a mohou být po tzv. hydrodeoxigenaci použity pro
výrobu komponenty do motorové nafty.
Zatím je provozována pouze pokusná demonstrační jednotka v Apeldoornu v Holandsku
s kapacitou 3 000 t/rok. Velká komerční jednotka by měla být k dispozici koncem roku 2009.
Odhadovaná tepelná účinnost HTU procesu je cca 80 %, začlenění hydrodeoxygenace tuto
účinnost samozřejmě výrazně snižuje a to na 60 %. Při krátkodobé návratnosti se pro jednotku
HTU se vstupní kapacitou 400 MWth pohybuje odhad investičních nákladů na úrovni 95
€/kWth, v případě dlouhodobé návratnosti lze očekávat snížení nákladů o 25 % a to u jednotky
s kapacitou 1 000 MWth. Začlenění hydrodeoxygenace, které je v případě, že chceme vyrábět
komponentu do motorové nafty nezbytné, vzrostou investiční náklady více než pětkrát na 535
€/kWth pro vstupní kapacitu 400 MWth, při dlouhodobé návratnosti lze opět očekávat jejich
- 68 -
pokles o cca 25 %. Výrobní cena HTU paliva pro vznětové motory závisí nejen na investičních nákladech, ale je citlivá i na cenu vstupní suroviny. Holandská společnost Biofuel odhadla, že výrobní cena motorové nafty z tohoto procesu by se mohla pohybovat v rozmezí cca
5 - 7 €/GJ, resp. cca 0,16 - 0,24 €/l. Očekává se, že její kvalita bude velmi dobrá, cetanové
číslo by mělo být vyšší než u klasické motorové nafty. HTU nafta bude mít jinak podobné
vlastnosti jako klasická motorová nafta a bude možné ji do ní přidávat v libovolném poměru.
c) Výroba syntetické ropy a motorových paliv Fischer – Tropschovou syntézou
Prvním stupněm výroby motorových paliv, resp. syntetické ropy a nebo výroby řady významných petrochemikálií (methanolu, dimethylétheru, čpavku, případně lehkých alkenů) je
výroba syntézního plynu. Jako surovinu pro jeho výrobu plynu lze použít i jakoukoliv lignocelulózovou a celulózovou biomasu získanou zpracováním zemědělských plodin (sláma, melasa), dále trávu nebo dřevní hmotu. Použít lze rovněž i mokrou biomasu jakou jsou tuhé komunální odpady nebo odpady ze zemědělské výroby, i když v tomto případě je dosahováno
nižší tepelné účinnosti. Zplynění biomasy je proces, při kterém probíhá její parciální oxidace
po přidání kyslíku v množství menším než stechiometrickém. Kyslík reaguje s biomasou při
vysokých teplotách, okolo 900 °C, reakce je exotermní. Pro zplynění lze použít jak čistý kyslík, tak i vzduch. Výhodou použití čistého kyslíku je skutečnost, že vyrobený syntézní plyn
neobsahuje dusík. Na druhou stranu výroba kyslíku je značně nákladná, takže u této varianty
jsou větší investiční náklady a spotřeba energie. Nejčastěji používaným typem generátoru je
generátor s cirkulujícím fluidním ložem, který je možno použít pro široké rozmezí výkonu, od
jednoho až do stovek MWth. Výsledkem zplynění biomasy je syntézní plyn, tj. směs plynů,
především CO a H2, dále jsou přítomny CO2, CH4, H2O, N2, dehtovité látky a delší organické
nečistoty. Jeho složení závisí na složení vstupní suroviny a použitých reakčních podmínkách.
Pokud je syntézní plyn použit jako surovina pro výrobu motorových paliv, resp. syntetické
ropy a nebo různých chemikálií je třeba upravit u vyčištěného plynu jeho složení, tj. upravit
poměr CO a H2. Ze syntézního plynu lze vyrobit také čistý vodík (bio-vodík).
Konečná fáze výroby motorových paliv, Fischer – Tropschova (FT) syntéza, není novou
technologií. Byla vyvinuta již ve 30. letech minulého století v Německu a byla založena na
uhelné surovině (CTL - Coal to Liquids). Velkokapacitní FT syntéza je v současné době zatím
realizována na bázi klasických fosilních paliv ve čtyřech lokalitách, a to v Jižní Africe
v závodech Sasol a v rafinerii Petro SA (dříve Mossref), v Malajsii v rafinerii Bintulu a
v Kataru v rafinérii Oryx-1. Zatímco v závodech Sasol se syntézní plyn vyrábí zplyňováním
popelnatého hnědého uhlí, ve zbývajících třech rafineriích Petro SA, Bintulu a Oryx-1 je surovinou pro jeho výrobu zemní plyn. Předpokládá se, že projekt GTL ovlivní rafinérský a
petrochemický průmysl významnějším způsobem než kterákoliv jiná technologie realizovaná
v posledních 50 letech. Kapalné produkty FT syntézy jsou bezsirné, bez dusíku, neobsahují
těžké kovy ani asfalteny a sole. Jejich přimícháváním do surové ropy nebo přímo do produktů
vyráběných v klasických ropných rafinériích se tyto produkty podstatně zkvalitní. Průmyslový proces FT syntézy na bázi biomasy je zatím ve stádiu vývoje, při kterém mohou být využity některé zkušenosti získané při jejím provozování v uvedených závodech.
FT syntéza je příkladem exotermní heterogenní katalyzované reakce s katalyzátory na bázi železa a nebo kobaltu; důležitý je odvod vznikajícího tepla z reaktoru. Hlavními složkami
reakčního produktu jsou nerozvětvené alkany, nenasycené olefiny a primární alkoholy, jako
vedlejší produkt vzniká voda. Distribuce uhlíkových atomů ve vznikajících sloučeninách je
velmi široká. Složení reakčního produktu závisí především na reakčních podmínkách a použitém typu katalyzátoru. Na základě současných poznatků lze uvést, že v současné době se za
perspektivní považuje výroba těžké syntetické ropy nízkoteplotní FT syntézou v reaktoru, ve
kterém syntézní plyn probublává suspenzí Co katalyzátoru v kapalném produktu syntézy
(Slurry Buble Column Reactor). Ropa se následně hydrokrakuje na kvalitní motorovou naftu
- 69 -
a ostatní motorová paliva, rozpouštědla, tvrdý parafin a některé další produkty. Předpokládá
se, že tato varianta syntézy, kterou preferují všechny firmy, které se jí zabývají (Sasol, Shell,
ExxonMobil, BP, Rentech Inc., Syntroleum Corp., Syncrude Technology, ConocoPhillips,
ChevronTexaco, PDVSA-Intevep a další) se bude uplatňovat i výhledově; byla vybrána i pro
GTL (Gas to Liquids) rafinérie nové generace budované v Kataru a Nigérii firmami Sasol,
Shell a ExxonMobil. Obvyklé reakční podmínky používané při výrobě těžké syntetické ropy
jsou teplota 200 – 250 °C a tlak okolo 2 MPa. Nezreagovaný syntézní plyn může být recyklován, nebo použit ke kombinované výrobě elektrické energie a tepla.
Motorová nafta z FT syntézy představuje velmi čisté a kvalitní palivo pro vznětové motory (viz tab. 3).
Vlastnosti paliva
Syntetická MN
z FT syntézy
Klasická MN
>74
50
Hustota při 15°C (g/cm )
0,78
0,84
Výhřevnost (MJ/kg)
44,0
42,7
Výhřevnost (MJ/l)
34,3
35,7
Cetanové číslo
3
Stechiometrický poměr vzduch/palivo (hm.)
14,5
Teplota samovznícení (°C)
~250
250
Kinematická viskozita při 20°C (mm /s)
3,6
4,0
Bod vzplanutí (°C)
72
77
2
Tab. 3: Porovnání vybraných vlastností syntetické a klasické motorové nafty (MN)
Porovnáme-li její vlastnosti s vlastnostmi klasické motorové nafty, můžeme konstatovat,
že má srovnatelný energetický obsah a podobnou hustotu, viskozitu a bod vzplanutí. Některé
její další vlastnosti jsou pak výrazně lepší než odpovídající vlastnosti klasické nafty. Především má výrazně vyšší cetanové číslo, které indikuje snadné vzněcování, dále neobsahuje síru
a aromáty, což má za následek čistší spalování. Její výhodou je i skutečnost, že složení a
vlastnosti této syntetické motorové nafty lze měnit podle potřeby volbou reakčních podmínek
syntézy. Pro zajištění dobré mazací schopnosti a nízkoteplotních vlastností je nutná, podobně
jako u klasické nafty, její aditivace. Oproti tomu benzin z FT syntézy, pro který je charakteristický vysoký obsah n-alkanů a žádný nebo jen malý obsah aromátů, má nízké oktanové číslo.
Představuje kvalitní surovinu pro pyrolýzu na lehké alkeny (ethylen, propylen). Pokud je použit pro výrobu autobenzínu musí se nejprve hydrogenačně rafinovat a pak se příslušné řezy
podrobí izomeraci, resp. reformování.
Na 1 t syntetické motorové nafty vyrobené FT syntézou z dřeva jako výchozí suroviny je
ho potřeba asi 8 t a výtěžek nafty se pohybuje okolo 150 l /t dřeva. Vedle ceny vstupní suroviny výrobní cenu produktů FT syntézy výrazně ovlivňují také investiční náklady. Zhruba
66 % těchto nákladů je třeba na výrobu a čištění syntézního plynu, 22 % na vlastní FT syntézu
a zbytek pak na zpracování produktů. Při krátkodobé návratnosti byly odhadnuty investiční
náklady pro jednotku s klasickou technologií o vstupní kapacitě 400 MWth na cca 720 €/kWth.
U dlouhodobé návratnosti by mělo dojít k jejich snížení o 25 - 35 % pro velkokapacitní jednotku s kapacitou 1 000 MWth. Cena produkované syntetické nafty by se podle odhadů mohla
pohybovat v krátkodobém a střednědobém časovém horizontu okolo 16 €/GJ a nebo dokonce
8 - 11 €/GJ u trigenerační jednotky (výroba pohonných hmot, elektrické energie a tepla). Při
dlouhodobé návratnosti by cena bez trigenerace mohla klesnout na úroveň cca 9 €/GJ.
- 70 -
6. Závěr
V případě biopaliv 1. generace může intenzivní pěstování monokultur zemědělských plodin trvale poškodit přírodní ekosystémy. Náhrada pěstování rostlin pro výrobu potravin pěstováním technických plodin pro výrobu biopaliv může mít i negativní sociální dopady
v chudých agrárních zemích.
Biopaliva 2. generace představují v dlouhodobém časovém horizontu vhodnější energetický zdroj než současná biopaliva 1. generace. Biopaliva 2. generace zatím nejsou komerčně
dostupná, zahájení jejich komerčního využití se očekává v období 2010 – 2015. Ve srovnání
s biopalivy 1. generace budou pravděpodobně finančně náročnější. Vzhledem k této finanční
náročnosti lze očekávat, že v ČR se komerční výroba biopaliv 2. generace uplatní až po r.
2015. V úvahu by mohla teoreticky přicházet především výroba bioethanolu z lignocelulózy,
výroba biobutanolu a z BTL technologií by mohla najít uplatnění hydrogenace, resp. hydrokrakování rostlinných olejů.
Závěrem je ale třeba zdůraznit, že výroba biopaliv je obecně náročná na spotřebu energie.
Spotřeba energie je zpravidla větší než je množství energie obsažené ve vyrobeném biopalivu.
Navíc ne vždy musí vést použití biopaliv v dopravě ke snížení emisí skleníkových plynů. Dále je potřeba říci, že biopaliva nemohou komplexně řešit náhradu motorových paliv vyráběných na bázi ropy. Zdá se proto, že je vhodnější využít biomasu v energetice pro výrobu elektrické energie a tepla než ji energeticky a ekonomicky nákladným způsobem konvertovat na
motorová paliva.
7. Poděkování
Práce byla realizována za finanční podpory MŠMT ČR v rámci výzkumného záměru
MSM 6046137304.
8. Literatura
[1] Pracovní dokument útvarů Komise - Plán pro obnovitelné zdroje energie - Souhrnný
přehled posouzení dopadů, SEK(2006)1720, Brusel, 10.1.2007
[2] Pracovní plán pro obnovitelné zdroje energie. Obnovitelné zdroje energie v 21. století:
cesta k udržitelnější budoucnosti. Sdělení Komise Radě a Evropskému parlamentu
KOM(2006)848, Brusel, 10.1.2007.
[3] Strategie Evropské unie pro biopaliva. Sdělení Komise KOM(2006)34, Brusel, 8.2.2006.
[4] Zelená kniha. Evropská strategie pro udržitelnou, konkurenceschopnou a bezpečnou
energii, KOM(2006)105, Brusel, 8.3.2006.
[5] Zah R. et all: Life Cycle Assessment of Energy Products: Environmental Assessment of
Biofuels – Executive Summary. Empa, Bern, 22.5.2007.
[6] EUROPIA position on the Biomass Action Plan COM(2005)628 and the EU Strategy on
Biofuels COM(2006)34, www.europia.com, March 2006.
[7] Překotná výroba biopaliv může narušit i zásobování vodou, www.agroweb.cz, 13.8.2007.
[8] Využití biopaliv v dopravě, ČAPPO, http://www.cappo.cz/ftp/vyuziti_biopaliv.pdf
[9] Stanovisko CZ Biom k programu podpory kapalných biopaliv, www.biom.cz, 19.6.2007.
[10] Report on the Hearing of the Biofuels European Technology Platform, European
Commission – Joint Research Center Directorate-General, Petten, 3.5.2007.
[11] Váňa J.: Trvale udržitelná výroba bioetanolu, www.biom.cz, 2.5.2006.
[12] Sladký V: Biobutanol – vhodnější náhrada benzinu, www.biom.cz, 4.7.2007.
[13] www.butanol.com
[14] Šebor G., Pospíšil M., Žákovec J: Technicko–ekonomická analýza vhodných
alternativních paliv v dopravě. Studie pro MD ČR, 389 stran, VŠCHT Praha, červen
2006.
- 71 -
ELEKTROMAGNETICKÁ POLE A ELEKTROMAGNETICKÉ VLNY
JAKO FAKTORY ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ
Zdeněk Staněk, Jan Koller
1. Úvod
Elektromagnetická pole a elektromagnetické vlny jsou jedněmi z mnoha dílčích faktorů
spolutvořících a ovlivňujících životní prostředí. Jejich přítomnost a existenci si většina lidí
neuvědomuje a jen je využívá (světlo, rozhlas, televize, komunikace). Představa o jejich případné škodlivosti se omezuje často jen na drastické případy „úderů“ blesků do obytných či
výrobních objektů. Jen čas od času se vynoří nějaký „elektromagnetický“ problém, který vyvolá velkou publicitu a značný zájem nejširší veřejnosti. Takovým je např. současný informační rozruch kolem amerického, tzv. protiraketového radaru na území ČR.
Tato studie je pokusem o podchycení problematiky „elektromagnetizmus kontra prostředí
a v něm vše živé“ v nejširších souvislostech.
Jakýkoli seriozní text o elektromagnetizmu se neobejde bez pojmu „elektrický náboj“.
Proto se v úvodu jako velice aktuální jeví otázka, co to elektrický náboj je. Kupodivu jednoznačných a srozumitelných definic je v současných i starších učebnicích fyziky velmi málo.
Nejčastěji se lze setkat s mnohoslovným, neurčitým, často filosoficky zabarveným výkladem,
který je pro většinu čtenářů málo pochopitelný.
Asi nejjednodušší a snadno srozumitelná fyzikální definice říká, že elektrický náboj je
jedna z vlastností hmoty projevující se vždy, když ve hmotě nebo na jejím povrchu dojde
z nějaké příčiny k porušení rovnováhy mezi počtem elektronů a počtem protonů (tedy v počtu
kladných a záporných nábojů). Obecně tedy stačí, aby v (nebo na) libovolně velké, libovolně
tvarované hmotě libovolného skupenství či chemického složení byl alespoň jediný atom,
v němž je uvedená nerovnováha, a hmota se vůči svému okolí bude jevit jako elektricky nabitá. Neporušená rovnováha mezi počtem elektronů a protonů představuje elektrickou neutralitu
hmoty. Uvedená rovnováha může být a bývá porušena několika cestami (mechanizmy). Podrobnosti lze nalézt ve specializovaných publikacích.
Jednotkou náboje v SI je coulomb (C) = ampérsekunda (As).
Elektrický náboj má řadu význačných vlastností a platí o něm důležité zákonitosti. Z nich
vyjímáme zákon zachování náboje (tj. elektrický náboj nelze vytvořit, ani zničit. Lze jej pouze přemisťovat). Tento zákon evidentně souvisí se zákonem zachování hmoty. Náboj je vždy
vázán na hmotu a nelze jej od ní oddělit. Nemůže tudíž existovat jako samostatná substance.
Je dvojjediný, tedy kladný a záporný, což souvisí s jeho definicí. Je kvantovaný. To znamená,
že jakkoli veliký náboj je vždy celistvým násobkem elementárního náboje protonu, tj.
e+ = 1,602.10-19 C nebo elementárního záporného náboje elektronu e- = -1,602.10-19 C. Elektrický náboj je také invariantní. To znamená, že jeho velikost je nezávislá na rychlosti, s níž
se (spolu se svým hmotným nosičem) pohybuje.
Mimořádně významnou vlastností elektrického náboje je skutečnost, že ve svém okolí
vyvolává stav, který označujeme jako elektrostatické pole.
2. Fyzikální pole obecně
Termín „pole“ patří mezi velice frekventované pojmy s různými významy. Odhlédneme-li
od zemědělské terminologie, tak např. filozofické texty mluví o polích zájmu, poli působnosti,
atd. Lékaři, zejména chirurgové mluví o operačním poli a pod.
Fyzikální pole obecně a ta, jimiž se budeme zabývat, speciálně lze asi nejpřijatelněji definovat jako stav prostoru. Je zřejmé, že jeden a tentýž prostor může být současně v několika
- 72 -
stavech, které spolu mohou, ale nemusí souviset. Detailní rozšíření definice pak určuje podstatu a nejdůležitější znaky toho kterého stavu.
3. Elektrostatické pole
To definujeme jako stav prostoru charakterizovaný tím, že na každý elektrický náboj Q2 (i
s jeho nosičem) v tomto prostoru se nalézající působí síla F kvantifikovaná Coulombovým
zákonem
F=
1
Q1Q2
.
4πεε 0 r 2
(1)
Při tom Q1 je elektrický náboj, který stav prostoru zvaný elektrostatické pole vyvolal a r
je vzájemná vzdálenost mezi oběma náboji. V konstantě Coulombova zákona je ε permitivita
prostředí a ε0 je permitivita (elektrická konstanta) vakua. Coulombovu sílu vyvolávají náboje
souhlasné a opačné. Podle toho je síla F přítažlivá nebo odpudivá. (Náboji Q2 říkáme někdy
„zkušební“).
Partie nauky o elektromagnetizmu zabývající se chováním elektrických nábojů v klidu
nebo velmi pomalém pohybu, čili za situace, kdy časové derivace všech veličin jsou nulové
nebo nule blízké, se nazývá elektrostatika.
Elektrostatické pole charakterizují vektorová intenzita E, skalární potenciál ϕ a siločáry
začínající dle úmluvy na kladném náboji a končící na náboji záporném. (Siločarám jsou do
značné míry ekvivalentní čáry indukční. Souvisí s další charakteristickou vektorovou veličinou zvanou elektrická indukce, dielektrická indukce, ale také elektrická influence D, která je
s intenzitou elektrického pole E vázána materiálovým vztahem patřícím mezi Maxwellovy
rovnice: D = ε0E. Indukční čáry nebudeme detailněji probírat). Vektor intenzity je
v kterémkoli bodě prostoru tečnou k siločáře resp. kolmicí k ekvipotenciální ploše. Intenzita
je v kterémkoli bodě pole rovna záporně vzatému spádu potenciálu podle vzdálenosti (tj. se
vzdáleností od náboje klesá). Jinak vzato, je to veličina úměrná Coulombově síle působící na
elektrický náboj, tedy
E=
F ⎡N V⎤
=
.
Q ⎢⎣ C m ⎥⎦
(2)
Elektrostatické pole elektrických nábojů označujeme jako pole zřídlové. Vedle něj existuje elektrické pole vírové. Generuje se při procesu zvaném elektromagnetická indukce. Ten je
formulován Faradayovým indukčním zákonem, který patří mezi hlavní Maxwellovy rovnice:
G
K G
dB G
E.dl = − .dS .
dt
(3)
Zmíníme se o něm ještě v partiích o vlastním elektromagnetickém poli a o elektromagnetických vlnách.
Druhy, význam a chování elektrostatických polí v prostředí
Naprostá většina dějů, činností a událostí na zemském povrchu (s výjimkou kovových
uzavřených budov a objektů) probíhá v zemském elektrickém poli.
Je soustředěno do prostoru mezi zemským povrchem a ionosférou. Objekty a předměty na
zemském povrchu, tedy stavby, členitost terénu, lidé i soliterní rostliny a porosty, ale i např.
- 73 -
brázdy na polích nebo osamělé kameny vyvolávají deformaci ekvipotenciálních ploch (prostorová obdoba ekvipotenciálních čar) a tím i intenzity pole. Znázorňuje to obr. 1.
Obr. 1: Deformace ekvipotenciálních ploch zemského elektrického pole
Maximální intenzita zemského elektrického pole (častěji říkáme geoelektrického) je
v těsné blízkosti zemského povrchu nebo povrchu deformujících předmětů. Její velikost se
všeobecně udává v rozmezí 100 – 120 V/m. To je dlouhodobá střední hodnota.Ve skutečnosti
je to veličina, která se v čase neustále mění (včetně polarity) v rozsahu 0 – ± 106 V/m. Je to
tedy pole kvazistatické. Nejvyšší intenzity odpovídají bouřkovým a předbouřkovým situacím.
Ukázka denního chodu intenzity geoelektrického pole v elektricky relativně poklidném letním
dni s oblačností v blízkosti zemského povrchu je na obr. 2a. Vyhlazená křivka denního chodu
E v blízkosti zemského povrchu vykazuje obvykle minimum před východem Slunce
s následným nárůstem. Ten vrcholí okolo poledne a je následován poklesem do podružného
minima v odpoledních hodinách. K večeru velikost intenzity geoelektrického pole opět stoupá
až do maxima v noci, atd.
1000
900
800
E [V/m]
700
600
500
400
300
200
100
0
0
5
10
15
20
t [h]
Obr. 2a: Ukázka denního průběhu intenzity geoelektrického pole
- 74 -
Průběh intenzity elektrického pole
7 000
6 000
E [V/m]
5 000
4 000
3 000
2 000
1 000
0
5000
10000
15000
20000
25000
t [s]
Obr. 2b: Ukázka geoelektrického pole zesíleného stromem (měřeno na horní hranici koruny
stromu)
c
Změna intenzity představuje ve většině případů její zvýšení. Ukázka je na obr. 2b. Ke
kvantifikaci deformace se užívá empirický vzorec P. N. Tverského. Jeho užití je založeno na
tzv. zrcadlové metodě (někdy též metoda zrcadlení) řešení fyzikálních polí. Každý předmět
deformující pole (zejména osoba, soliterní strom či vysoká bylina aj.) je aproximován dlouhým poloelipsoidem podle obr. 3, jehož poloosy jsou a, c.
a
Obr. 3: Aproximace pro výpočet deformace elektrického pole
Emax = E0 β =
E0 ⎡ V
c2
V⎤
,m,m, ⎥
2
⎢
m⎦
a ln 2c − 1 ⎣ m
a
(4)
při čemž E0 je intenzita „klidného“ geoelektrického pole, tedy bez přítomnosti překážky.
Velikost β v závislosti na c/a udává tabulka 1.
c/a 3
4
5
6
7
8
10
12 14 16 18 20 30 40 50
11,3 14,8 19,1 24,2 29,9 36,1 50,1 66 84 103 125 148 291 473 998
β
Tab. 1: Koeficienty ke vzorci 4
- 75 -
Pro kvantifikaci zesílení elektrického pole deformujícími předměty existuje také jednodušší vzorec (viz též obr. 4):
Emax =
18 ⎡ kV
⎤
,kVcm3/2 ,cm ⎥ .
⎢
r ⎣ cm
⎦
(5)
r
Obr. 4: Zjednodušená aproximace pro výpočet deformace elektrického pole
Vidíme, že předměty a osoby elektrické pole zesilují. Něco podobného platí i
v laboratorních podmínkách. Chceme-li např. vyšetřovat chování nějaké látky či předmětu
v umělém elektrickém poli, musíme nejprve určit (kvantifikovat) stupeň deformace intenzity
pole, což se mnohdy neděje.
Elektrické pole mezi zemským povrchem a ionosférou není jediné přirozené elektrické
pole působící na zemském povrchu. Patří sem také příležitostně se vyskytující elektrostatická
pole mezi zemí a oblaky rostlinného pylu odtrženými větrem při hromadném kvetení především lesních dřevin. (Pyl získává v procesu odtržení z květních tyčinek monopolární elektrický náboj). Vedle toho je zde ještě elektrické pole spontánních kontaktů hornin a půd. Tyto
kontakty tvoří zpravidla tzv. elektrickou dvojvrstvu provázenou elektrickým polem nevelkého
prostorového rozsahu. (Jev je využíván v aplikované geofyzice k prospekčním a výzkumným
účelům. Jako ekologický faktor je téměř neznámý).
Elektrické dvojvrstvy vyvolávané elektrony a hlavně ionty koncentrujícími se na místech,
kde v látce jsou lokální změny hustoty, struktury, elektrické rezistivity či permitivity, mechanického napětí apod. se téměř masově vyskytují v předmětech, výrobcích a materiálech
z plastických hmot. Hromadění nosičů náboje obojí polarity probíhá na místech, kde uvedené
nehomogenity v látkách mají lineární či plošný, na povrch vystupující charakter. Taková místa se snadno poznají pouhým pohledem. Bude o nich ještě zmínka. Tím jsme se dostali od
přirozených elektrických polí k problematice elektrostatických polí umělého původu. Běžné
interiéry, obytné i pracovní, jsou jimi doslova prostoupeny.
Příčiny tohoto stavu jsou (kromě elektrických dvojvrstev) dvě:
1.
Elektrické náboje ve smyslu výše uvedené definice uvolňující se (nesmíme říkat
vznikající, bylo by to v rozporu se zákonem zachování náboje) při nejrůznějších
spontánních i záměrných procesech a činnostech (podrobnější údaje v literárních
pramenech). Pokud jsou uvolněny nebo zachyceny na plastech (i některých přírodních materiálech), nemohou z důvodu vysoké elektroizolační kvality většiny plastů
samovolně dosti rychle odcházet s jejich povrchů a proto se tam hromadí. Důsledkem je elektrostatické pole v okolí takového předmětu.
2.
Elektrické náboje na povrchu některých technických zařízení. Z nich jmenujme
především vnější povrch skla vakuových obrazovek televizorů a počítačových monitorů. (Ploché obrazovky zvané LCD a obrazovky plazmatické tento efekt nemají).
- 76 -
Ukázka intenzity elektrostatického pole v závislosti na vzdálenosti v okolí vakuové obrazovky a desek z plastů je na obrázku 5. Způsob měření je vidět na obr. 6.
250
E [kV/m]
200
150
TV jas max
TV jas min
PVC
polystyren
plexisklo
TV jas min stínění
100
50
0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
l [cm]
Obr. 5: Závislost intenzity elektrického pole na vzdálenosti a druhu zdroje
Obr. 6: Ukázka měření elektrostatických polí snímačem field mill
- 77 -
Ekologický a zdravotní význam elektrostatických polí
Při posuzování uvedeného významu elektrostatických polí je třeba znovu zdůraznit, že jakýkoli předmět či objekt, včetně živých organizmů (o lidech nemluvě), vložený do pole nebo
se v něm octnuvší je sice polem ovlivňován, ale jeho přítomností se mění také samo pole.
Ekologický a zdravotní účinek elektrostatických polí je možno rozdělit na dva pohledy – přímý a nepřímý.
Přímý vliv na prostředí většinou uniká běžné pozornosti. Je pozorovatelný a vnímatelný
lidskými smysly jen při značně vysokých intenzitách řádu 105 V/m a větších. V takových případech lze pozorovat ježení srsti a vlasů, nemožnost srovnat textilní aj. vlákna a fólie a také
další efekty. Někteří jedinci mohou konstatovat poruchu vidění, neklid, roztěkanost, poruchu
soustředění. Pokud vše probíhá ve tmě, je zpravidla vidět různé modravě zabarvené plošné i
vláknité „světélkování“ často spojené s jemným, ale ještě slyšitelným šumem a praskotem.
(Světélkování, šum a praskot nejsou ovšem ryze elektrostatické jevy. Charakterizují přechod
elektrostatiky do dynamického režimu, který se v této podobě presentuje mnohostranným a
komplikovaným elektrickým výbojem zvaným koróna). Uvedené efekty se projevují při manipulaci s textíliemi, fóliemi z plastů, při chůzi po některých podlahovinách či při povstání ze
sedadel. Také při vzájemném pohybu tekutin a pevných těles a při mnoha dalších procesech a
činnostech. Elektrické potenciály jsou při tom snadno měřitelné. Dosahují stovek až desetitisíců voltů
Tak např.:
Povstání osoby ze židle s kovovou kostrou stojící na podlaze z PVC: 9 – 30 kV,
osoba s gumovými podrážkami bot při chůzi: 5 – 8 kV,
osoba při česání vlasů: 4 – 6 kV,
osoba přo svlékání části oděvu přes hlavu: 5 – 25 kV,
stůl po stažení ubrusu: 10 – 12 kV,
odvíjení fólií z role: 5 – 10 kV,
„listování“ ve spisech a knihách: 0,5 – 4 kV,
trhání vláken a fólií: desetiny – jednotky kV,
odpařování, kondenzace a expanze plynů: až 20 kV,
náhlá změna skupenství nebo tlaku (např. tvoření ledu): stovky voltů,
stříkání barev: jednotky kV.
Uvedené efekty se také velice často projevují u již zmíněných technických zařízení, která
ovšem vykazují často také účinek nepřímý.
Popsané jevy mohou u některých jedinců vyvolávat pocity úzkosti až strachu bez ohledu
na jejich racionální vysvětlení. Na obrázku 6 je ukázka měření elektrostatického pole
v závislosti na vzdálenosti od zdroje rotačním voltmetrem neboli field mill detektorem. Přítomnost pozorovatele je simulována rozměry snímače blížícími se rozměrům lidské hlavy.
Na elektrická pole přirozeného původu je vše živé na Zemi adaptováno. Potenciální nebezpečí představují snad jen pole umělá nebo extrémní výjimky hodnot polí přirozených,
např. v bouřkách a při předbouřkových situacích. Zmíníme se o nich ještě v kapitole 8.1.
Speciálním, ale nikoli vzácným příkladem působení přirozených elektrostatických polí –
tentokrát na techniku - je vznik tzv. přepětí na venkovních energetických vedeních všech druhů.
Na potenciální škodlivost elektrických a elektrostatických polí, byť i podloženou experimenty, se názory odborníků (lékařů, biologů, fyziků) velice liší. Existuje tudíž značně pestrý
- 78 -
soubor pohledů na tuto problematiku. Hlavní podíl na tom má zřejmě mimořádně velká variabilita vnímavosti jedinců, která navíc nemusí být v čase stálá a kromě toho může být determinována synergizmy či antagonizmy činitelů jiné než elektrické podstaty. Při tom je také třeba
vědět, že i v tomto oboru platí obecná závislost: účinek je součin intenzity nějakého faktoru a
trvání jeho působení.
Přes složitost a mimořádnou komplikovanost problematiky byly a jsou činěny pokusy vliv
elektrických polí na lidi a prostředí, v němž žijí, vkomponovat do jakýchsi norem. Některé
uvedeme ve speciální kapitole na konci textu.
Nyní si všimneme vlivů nepřímých. Nejvýznamnějším vlivem elektrostatických polí na
prostředí je redistribuce prachů a aerosolů. Prachové a aerosolové částice z pevných látek
představují rozsáhlý soubor tělísek o charakteristických rozměrech 10-1 až 102 μm. Termín
„rozměr“ není vzhledem k jejich nejrozmanitějším tvarům jednoznačný. Záleží na metodice
měření. Podrobnosti jsou ve specializované literatuře.
Uvedené částice, pevné i kapalné, nejrůznější chemické podstaty a nejrůznějšího původu
podléhají ve vzduchu především gravitaci a proudění. Důležitá je doba setrvání ve vzduchu
v závislosti na jejich „rozměrech“ a tvaru. Ukazuje to tabulka 2 .
100 µm
3-4 s
10 µm
5-6 min
1 µm
7-8 h
0,1 µm
29-34 d
Tab. 2: Sedimentační časy
Kromě gravitace a přirozeného i umělého proudění vzduchu podléhají aerosoly také působení dalších sil. Tak sem patří např. difúze vyvolaná gradientem koncentrace, popř. tlaku
formulovaná Fickovými zákony. Patří sem rovněž termoprecipitace, tj. pohyb částic ve směru
klesající teploty v blízkosti topných nebo jen ohřátých těles. (Molekuly složek vzduchu jsou
od teplejších ploch odráženy více než od ploch chladnějších a tak udělují aerosolům pohyb ve
směru klesající teploty). Fotoforéza je účinek (tlak) intenzivního světla (divadelní reflektory,
reflektory vozidel) uvádějícího aerosoly do pohybu.
Mimořádný význam v prostředí s aerosoly mají elektrická pole. Většina aerosolových
částic nese elektrický náboj. Ten částice získávají zpravidla již v procesu svého uvolnění
z větších celků. Mohou jej získat také v aerosolové formě cestou přisedání nabitých molekul
ze vzduchu (O2-) nebo kontaktem s nabitými povrchy a předměty, s nimiž se dostaly do styku
vlivem ostatních, již uvedených sil, popř. elektrostatickou indukcí. Částice se tak stávají elektrickými dipóly.
V elektrických polích působí na nabité aerosoly síly formulované v obrázku 7.
l
F=-QE
-
+
F´=Q(E+ldE/dx)
E
Obr. 7: Silové působení na elektrické dipóly v aerosolu
- 79 -
Vidíme, že činitelem, který rozhoduje o působení elektrostatického pole na celkově elektricky neutrální prachovou částici není intenzita pole, ale hodnota dE/dx, čili lokální spád intenzity. Ten je tím větší, čím je pole více nehomogenní. Nehomogennost pole je tedy rozhodující podmínkou pro silové působení. Kromě toho se zde uplatňuje dipólový moment p = Ql.
popsané síly jsou mezi ostatními většinou dominantní. Vektorově se s nimi skládají v sílu
výslednou. Tím dochází k významnému přerozdělení (redistribuci) částic. Prakticky to můžeme dobře pozorovat v exterierech, např. na různých reklamních tabulích a výkladních skříních z plastických hmot. Na těchto plochách dochází postupně k zašpinění v podobě podivných a těžko vysvětlitelných obrazců. Tak se projevují spontánní elektrické dvojvrstvy ale
také elektretový efekt. V interierech (i těch nejčistších) pozorujeme již krátce po utření výrazné zaprášení obrazovek televizorů a některých počítačových monitorů. (Příčinou je elektrické
pole kladného plošného náboje na vnější straně skla obrazovky). Je evidentní, že osoba před
takovouto obrazovkou může dostane do dýchacích cest mnohem více prachu než kdyby dělala
něco jiného. (Stojící, sedící, chodící i ležící osoby v interierech mají, až na nepatrné výjimky,
na těle vždy elektrický náboj). Touto cestou tedy můžeme i v městské čisté kanceláři či bytě
dostat za jednotku času do těla více kovů (mnohdy toxických) než dělník v kovoprůmyslu.
(Kovové aerosoly nesou převážně záporný elektrický náboj. Do vzduchu se jich dostává
značné množství při brzdění silničních i kolejových vozidel a samozřejmě všude tam, kde je
nějaký kovoprůmysl).
Podivné až kuriozní chování prachových a aerosolových částic v nehomogenních elektrostatických polích ukazují obrázky 8, 9, 10, na nichž jsou částice barevně osvětleny. (Připomeňme, že dvojice vakuová obrazovka a před ní sedící pozorovatel vytváří rovněž
značně nehomogenní elektrické pole).
Obr. 8: Prachové částice v nehomogenním elektrickém poli
- 80 -
Obr. 9: Prachové částice v nehomogenním elektrickém poli
Obr. 10: Prachové částice v nehomogenním elektrickém poli
Připomeňme dále, že elektrický náboj nesou také spóry plísní a pylová zrna rostlin. Tento
náboj mají i kapičky tříštěné či rozprašované vody (vodopádový neboli Lenardův jev II).
Elektricky nabité jsou i molekuly respiračních plynů.
Právě stručně uvedené ovlivňování pohybu aerosolů ve vzduchu elektrickými poli se
označuje v některých publikacích jako elektroprecipitace.
V souvislosti s tím je třeba také připomenout, že se v oboru malých částic a jejich elektrických vlastností začínají ponenáhlu uplatňovat i tzv. nanotechnologie.
Mezi nepřímé účinky elektrostatických polí, zejména na osoby, patří také situace na rozhraní elektrostatiky a elektrodynamiky. Na površích látek a předmětů z plastických hmot,
které jsou vesměs mimořádně kvalitními elektrickými izolanty, může docházet a dochází pod
vlivem nejrůznějších příčin ke kumulaci elektrického náboje. Hlavní příčinou bývá zobecněný
triboelektrický jev. Elektrické pole ve vzduchu obklopujícím kumulovaný náboj může snadno
překročit mezní velikost, která je za atmosférického tlaku 3,2.106 V/m. V tom okamžiku náboj unikne do okolí v podobě elektrického proudového impulzu, který má nejčastěji podobu
- 81 -
tzv. jiskrového výboje. Jsou-li ve vzduchu přítomny hořlavé či výbušné plyny nebo páry, může dojít a často také dochází k výbuchu a požáru.
Podobný efekt, způsobený ovšem silnou deformací (zesílením) elektrostatického pole někde v interiéru jistě postihl téměř každého: Jde o „ekektrickou ránu“, kterou dostaneme nejčastěji do prstu ruky, když se hodláme dotknout kovové kliky dveří nebo čehokoliv kovového. Důsledkem je pouze úlek. Vážnější důsledky to může mít pouze u jedinců, kteří trpí speciálními chorobami. (Úlek a jeho následky patří mezi nepřímé účinky elektrostatických polí a
elektrických nábojů). Existuje ovšem jednoduché opatření, jak podobné efekty eliminovat.
Je třeba zopakovat, že elektrostatická pole nejsou ve světě živých organizmů nic výjimečného. Na stěnách rostlinných i živočišných buněk existují měřitelné spontánní a zcela fyziologické rozdíly potenciálů o velikosti desítek až stovek milivoltů. Při dané tloušťce buněčných
stěn to představuje intenzity elektrostického pole o řádové velikosti 105 – 107 V/m.
4. Iontové pole
Pojem „iontové pole“ není totožný s pojmem „ionosféra“ i když, jak ukážeme, jistá souvislost mezi oběma je.
Iontové pole je stav prostoru charakterizovaný nenulovou koncentrací nosičů elektrického náboje v ovzduší. Těmito nosiči (tj. ionty v ekologicko – hygienickém a balneologickém
pojetí) jsou kromě klasických iontů (fyzika) také molekuly, shluky molekul a aerosolové částice nesoucí jeden nebo i několik elementárních nábojů kladné nebo záporné polarity. Patří
sem také již zmíněné aerosolové dipóly. Jde tedy o částice různé velikosti a různého tvaru.
Jejich velikost či hmotnost není měřitelná přímo. Rozlišovacím kriteriem je proto pomocná
veličina zvaná pohyblivost k. Je definována jako přírůstek rychlosti Δv částice pod vlivem
jednotkového vzrůstu intenzity elektrického pole ΔE, tedy
Δv ⎡ m 2 m V ⎤
k=
, , ⎥
⎢
ΔE ⎣ Vs s m ⎦
(Symbol Δ není v tomto případě Laplaceův operátor).
Podle pohyblivosti se ionty člení formálně na několik skupin. Dominantní roli mají
v přízemní vrstvě atmosféry tzv. lehké záporné ionty (LZI). Příkladem mimořádně významného LZI je tzv. superoxidový aniontradikál O2- obklopený několika desítkami polárních molekul H2O.
Koncentrace LZI v ovzduší je časově proměnná. Kromě toho mají na ní vliv dva další
faktory: již zmíněná vodní pára a nejrůznější plynné i aerosolové příměsi vzduchu. Tak např.
je možno pozorovat zvýšené hodnoty E v mlhách a nízkých oblacích a při znečištění vzduchu
aerosoly a v některých dalších případech.
Existence iontů je příčinou nenulové elektrické vodivosti vzduchu, která má antikorelační
průběh s intenzitou geoelektrického pole. Ta v mlhách a nízkých oblacích klesá stejně jako ve
vzduchu znečištěném. Naopak stoupá při tzv. fénovém proudění na závětrné straně pohoří.
Je nutno poznamenat, že elektrickou vodivost vzduchu vyvolávají výhradně ionty lehké
(obojí polarity) a to následkem své relativně vysoké pohyblivosti. Ionty střední a těžké mají
na elektrickou vodivost vliv minimální.
Ekologický a zdravotní význam iontových polí a elektrické vodivosti vzduchu
Ionty ve vzduchu jsou generovány jednak cestou tzv. nárazové ionizace způsobené srážkami částic kosmického záření s molekulami složek vzduchu, jednak tímtéž mechanizmem
pod vlivem vysokoenergetické radiace některých partií a látek v zemské kůře.
- 82 -
Jejich význam je předmětem četných studií a dosud neukončeného výzkumu. V zásadě se
LZI (zejména zmíněný O−2 + několik desítek molekul H2O) pokládají za mimořádně a zcela
nezastupitelně prospěšné pro vše živé, pokud jejich koncentrace je v okolí hodnoty 1000/cm3
a pokud současně koncentrace lehkých kladných iontů toto číslo příliš nepřevyšuje. Kladné
ionty všech pohyblivostí obecně se pokládají za zdravotně indiferentní, popř. vysloveně škodlivé. Je ovšem třeba vědět, že každý „hodný“ lehký iont podléhá velmi rychle vývoji spočívajícím v jeho postupné přeměně na střední a nakonec těžký čili „nehodný“ a bezcenný.
Ze zdravotního hlediska je důležité znát mechanizmus působení LZI po vdechnutí, popř.
difúzi pokožkou. Ten ovšem dosud není objasněn. Existuje pouze několik hypotéz. Ty nejcennější pracují s teorií volných radikálů, popř. s teorií tzv. sterické korespondence.
Bezprostřední souvislost existence iontů v ovzduší s jeho elektrickou vodivostí ukazuje na
význam této veličiny a na potřebu jejího měření.
5. Elektrické pole proudové
Proudové elektrické pole je stav prostoru pozoruhodný tím, že všechny nosiče elektrického náboje v něm (elektrony, ionty) vykonávají uspořádaný pohyb, tj. pohyb identických nábojů ve stejném směru a smyslu. Z definice vidíme, že toto pole nepatří mezi pole statická, neboť je tvořeno fenoménem ryze dynamickým – elektrickým proudem. Uvedená formulace je
fenomenologická definice elektrického proudu. Definice kvantitativní říká, že proud je poměr
náboje a času. Tvar a prostorový rozsah elektrického proudového pole může, ale nemusí být
totožný s tvarem a prostorovým rozsahem vodiče proudu.
Proudové elektrické pole, tj. jeho tvar a prostorový rozsah, charakterizují siločáry. Nazývají se proudová vlákna nebo proudové trubice. V kovových vodičích to jsou monotónní a
nezajímavé rovnoběžky s osou vodiče (což ovšem přesně platí jen pro proud stejnosměrný).
Naopak u anizotropních, nehomogenních a prostorově rozlehlých vodičů (např. těl živých
bytostí a organizmů) dávají obraz a informaci o rozložení proudové hustoty v objektu.
Proudová hustota J a intenzita E jsou charakteristické veličiny proudového pole. Vztah
mezi nimi patří mezi Maxwellovy materiálové rovnice a nazývá se Ohmův zákon:
⎡ A S V⎤
J = γ E ⎢ 2 , , ⎥.
⎣m m m⎦
(6)
(γ je konduktivita neboli měrná elektrická vodivost).
Ekologický a zdravotní význam elektrických proudových polí
Občas se lze setkat s tvrzením, že v nejsvrchnějších vrstvách zemské kůry nelze najít místo, které by nebylo prostoupeno elektrickými proudy umělého původu. Nazývají se souborně
proudy bludné. Vyskytují se především v půdě silně civilizovaných oblastí. Často se koncentrují do míst, kde jsou uloženy další podzemní produktovody. Jejich studium představuje speciální problematiku. Ekologický význam zůstává nejasný, resp. neobjasněný.
Vedle antropogenních bludných proudů tečou půdou přirozené, tzv. telurické elektrické
proudy. Jejich původ a existence souvisí s elektromagnetickou interakcí Slunce – Země (kapitola 9.2).
Navzdory bezpečnostním předpisům a pokynům se kdokoliv z nás může stát a mnohý se
již stal na chvíli náhodnou součástí nějakého elektrického obvodu a tím i vodičem elektrického proudu. V souvislosti s tím se mluví o podráždění či úrazu elektrickým proudem nebo dokonce o usmrcení. Skutečnou příčinou je ovšem proudová hustota překročivší kritickou mez
- 83 -
v nějakém životně důležitém orgánu (např. v srdci). Proudová hustota se však velice špatně
měří a proto za rozhodující musíme pokládat proud.
Elektrický proud protéká tělem nebo jeho částí pod vlivem napětí mezi bodem dotyku a
nějakým referenčním bodem (zem, půda, kovová konstrukce, popř. druhý bod na těle). Při
tom ovšem neplatí Ohmův zákon. Rozhodujícím způsobem se uplatní napěťová závislost odporu (impedance) živé buněčné struktury neboli varistorový efekt. Ukazuje to graf na obr. 11.
Účinky elektrického proudu na člověka (a také domácí zvířectvo) podle normy
ČSN IEC 479-1 jsou formulovány pomocí tzv. zón fyziologických účinků. Hranice zón (viz
obr. 12, 13) tvoří čáry vyjadřující časovou závislost prahových a mezních velikostí proudu.
Jednotlivé zóny představují odstupňovanou míru nebezpečí kontaktu s elektrickým proudem.
Zóny AC-1 a DC-1 v obrázcích vymezují naprosto neškodné účinky proudu pro většinu
populace. Práh vnímání závisí na kontaktní ploše a tlaku na ní, na vlhkosti plochy i kůže, na
teplotě, ale také na okamžitém duševním stavu postiženého (tzv. kožní psychogalvanický
efekt), popř. únavě, vlivu léků, drog, alkoholu a j.
Za práh reakce daný čárou a se všeobecně pokládá proud 0,5 mA, resp. 2mA. Důležité je,
že tento práh nezávisí na době působení proudu.
Čára b v grafech 12, 13 představuje tzv. mez uvolnění. V zónách AC-3 a DC-3 je účinek
proudu pouze přechodný. Změny nastalé pod jeho vlivem v organizmu jsou vratné a nemají
většinou škodlivé následky.
- 84 -
Obr.11: Impedance lidského těla pro ss a stř proud ČSN IEC 479-1
Obr.12. Zóny fyziologické účinku ss proudu-ČSNIEC-479-1
Obr. 13: Zóny fyziologiského účinku střídavého sinusového proudu technického kmitočtu ČSN
IEC 479-1
- 85 -
Křivky c1, c2, c3 tvoří spodní hranici zóny AC-4, DC-4. Rostoucí číselné indexy odpovídají rostoucí pravděpodobnosti srdečních fibrilací. (Podrobněji o fibrilacích ve specializované
literatuře.).
Vedle uvedeného je u kontaktu osob se střídavým proudem ve hře i jeho kmitočet.
Proudové elektrické pole v okolí venkovních energetických vedení.
Jde o specifický druh proudových polí spřažených s polem elektrickým technického kmitočtu 50 Hz, ale také s polem magnetickým. Příčinou je skutečnost, že přenos elektrické energie od výroby ke spotřebiteli se (bohužel) nedá dělat jen pomocí vodičů. Do přenosu je vždy
„zapojeno“ více či méně rozlehlé okolí. Plyne to z fyzikální podstaty. Vodič přenášející elektrický proud je vždy obklopen magnetickým polem (podrobněji v příslušné kapitole). Mezi
vodiči navzájem a mezi zemí je elektrické napětí a tím také elektrické pole. Jelikož napětí je
periodicky proměnné, je periodicky proměnná i intenzita elektrického pole a volným prostorem mezi vodiči a zemí a vodiči navzájem teče faradickými kapacitami periodicky proměnný,
tzv. Maxwellův elektrický proud. Takovou situaci ukazuje obr. 14.
Obr. 14: Rozložení elektrického a magnetického pole pod vodičem
Pro názornost je nakreslen jen jeden fázový vodič třífázového vedení.
Je-li zemský povrch rovinný, je v jeho blízkosti elektrické pole homogenní a jeho kvantifikace je snadná. Stojí-li na zemi osoba (keř, strom, budova), stává se pole nehomogenním
(obr. 15) a jeho intenzita lokálně (u hlavy osoby, vrcholu stromu) vzrůstá. Kvantifikovat je to
možno pomocí již uvedeného vzorce P. N. Tverského.
- 86 -
Obr. 15: Deformace elektrického pole osobou pod vedením
Obr. 16: Deformace elektrického pole stromy pod vedením (vzájemné elektrické stínění, kolektivní chování)
- 87 -
Objekty a předměty na zemském povrchu pod vedeními vykazují charakteristické kolektivní chování. Projevuje se vzájemným elektrickým stíněním blízkých jedinců. Názorně to
ukazuje obr. 16.
Elektrické pole a pole kapacitních proudů se také mění s příčnou vzdáleností od osy vodičů, s podélnou vzdáleností od stožárů a s průvěsem vodičů. Ukazují to obrázky 17a, 17b.
Obr. 17a: Příčný průběh intenzity elektrického pole pod třífázovým vedením
Obr. 17b: Podélný průbě intenzity elektrického pole pod dvojicí třífázových vedením
(Magnetické pole, vyvolané proudem přenášejícím energii, není většinou předmětů na zemském povrchu ovlivňováno. Je to vidět na obr. 15, 16).
U osob (ale také ve dřevinách a bylinách) indukuje časově proměnné magnetické pole
snadno měřitelná napětí a následně i proudy jak to ukazuje obr. 18. Je vidět vliv orientace
osoby vůči směru magnetických siločar. (Indukovaná napětí lze naměřit na dřevinách až ve
vzdálenostech 300 a více metrů od osy vedení.)
- 88 -
Obr. 18: Proudy indukované magnetickým polem v osobě
V půdě pod vedeními a vedle nich je prostorově rozlehlé proudové elektrické pole.
Uvedený popis elektrických polí (vč. pole magnetického) v okolí venkovních energetických vedení se týkal především vedení VVN a ZVN. Mapa sítě těchto vedení na území ČR je
na obr. 19. Podstatně hustší síť vedení VN se v přijatelném měřítku nedá mapovat. Všechny
údaje o rozptylových polích uvedené pro VVN platí i pro ně.
Vedle venkovních existují také kabelová (hlavně podzemní) energetická vedení. Popsané
efekty se u nich nevyskytují.
Obr.19: Mapa venkovních přenosových vedení vvn
Ekologický a zdravotní význam venkovních energetických vedení je do značné míry vymezen hygienickými normami (viz kapitolu o legislativě), ale také předpisy stavebními. Krát- 89 -
kodobý pobyt v blízkosti těchto vedení se nepokládá za rizikový ani pro držitele kardiostimulátorů a „nositele“ cévních a srdečních chorob. Velký vliv má také to, že se lidé takovýmto
místům vědomě i podvědomě vyhýbají. Jedním z důvodů je „podezřelý“ praskot a šum na
vodičích a za tmy fialové „světélkování“. Projevuje se tak elektrický výboj zvaný koróna.
Generuje sice UV záření a následkem toho ozon, ale vzhledem k vzdálenosti vodičů a izolátorů od země a vzhledem k vlastnostem O3 to nepředstavuje zdravotní ohrožení kohokoliv.
V okolí venkovních energetických vedení vymezeném v ČR zákonem 222/1994 Sb se nesmí stavět obytné objekty. Jsou předepsána ochranná pásma na obě strany od osy vedení takto:
U napětí 1-35 kV 7 m, u napětí 35-110 kV 12 m, pro napětí 110-220 kV 15 m zatímco při
napětích 220-400 kV je to již 20 m a nad 400 kV 30 a více metrů. Zákon evidentně nerespektuje skutečný prostorový rozsah elektrického pole, zejména v okolí vedení s napětím nad
110 kV.
Významná, avšak obecně téměř neznámá je skutečnost, že fázové vodiče mohou mít
podle ČSN 34 1020 dovolenou povrchovou teplotu až 95oC při teplotě vzduchu 35°C. Z toho
plyne evidentní nebezpečí pro ptáky.
Podstatným znakem právě popsaných elektrických polí je, že elektrický proud prochází
(prostupuje) živými organizmy bez nutnosti jejich mechanického styku s vodiči. Je tomu tak
proto, že jde o střídavý proud tekoucí faradickou kapacitou mezi energetickým vedením a
zemí, popř. předměty na zemi se nacházejícími nebo s ní spojenými. Tento efekt je snadno
měřitelný, resp. indikovatelný.
Méně známým a z hlediska ekologického, zdravotního a dokonce i technického dosud nezhodnoceným efektem je pokles viskozity vody v látkách (objektech, rostlinách) protékaných
el. proudem (přímým i indukovaným).
Do bezprostředního kontaktu s proudovými poli různých intenzit a časových průběhů se
osoby mohou dostat v rámci lékařských aplikací, jakými jsou elektroanalgézie, impulzoterapie nebo galvanoterapie.
6. Magnetická pole stacionární a pomalu proměnná
Magnetické pole je definováno jako stav prostoru, který se vyznačuje tím, že na každý
nosič elektrického náboje Q vykonávající v tomto prostoru uspořádaný pohyb s rychlostí v,
působí síla FL kvantifikovaná Lorentzovým zákonem:
FL = QvB
resp.
G
G G
FL = Q v × B
(
)
(7)
Měřítkem a charakteristickou veličinou magnetického pole je magnetická indukce B
(resp. vektor B ). Formulace „uspořádaný pohyb náboje“, jak již bylo jednou uvedeno, je fenomenologická definice elektrického proudu.
Magnetická indukce je vázána s další fundamentální magnetickou veličinou – intenzitou
magnetického pole H – pomocí permeability μ. To je veličina charakterizující materiály. Pro
vakuum a vzduch za atmosférického tlaku je konstantní a má velikost μ0 =4π.10-7 H/m. Vztah
mezi B a H (obě jsou veličiny vektorové) patří mezi Maxwellovy materiálové rovnice a je:
B = μH
resp.
⎡ Vs H A ⎤
B = μ0 H ⎢T= 2 , , ⎥
⎣ m m m⎦
(8)
Na rozdíl od siločar a indukčních čar zřídlového elektrického pole jsou magnetické siločáry křivky do sebe uzavřené, tj. nemají konec ani začátek. Intenzita magnetického pole
- 90 -
v nějakém bodě prostoru je vždy tečnou k siločáře tímto bodem procházející. Platí zde důležitý zákon zvaný Ampérův nebo též zákon celkového proudu I. Patří mezi čtyři hlavní Maxwellovy rovnice. Jeho nejjednodušší (středoškolská) podoba je:
⎡A
⎤
Hl = I ⎢ ,m,A ⎥ .
⎣m
⎦
(9)
Levá strana rovnice, tj. součin intenzity magnetického pole v nějakém bodě v okolí proudu a délky siločáry tímto bodem procházející, se nazývá magnetomotorické napětí. Zákon
vyjadřuje skutečnost, že elektrický proud (kterákoli z jeho tří forem samostatně nebo dvě či
všechny dohromady) je vždy za všech okolností příčinou magnetického pole. U jediného
proudu je siločára kružnice se středem na ose vodiče. Je-li proudů na pravé straně rovnice víc,
neumíme stanovit délku siločáry jednoduchým způsobem (rozhodně to není kružnice). Pak je
třeba Ampérův zákon zapsat a použít jinak:
G G
H
v∫ .dl = ∑ I .
(10)
Tvrzení, že příčinou magnetického pole je proud, se zdá být v rozporu s existencí tzv.
permanentních magnetů, kde siločáry začínají a končí na pólech a žádný elektrický proud zde
není měřitelný. Předpokládá se však existence proudu hypotetického, který teče na povrchu
fero - či paramagnetické látky. Ten má velikost a orientaci takovou, že vytváří magnetické
pole odpovídající vektorovému součtu polí daných dipólovými atomovými momenty. K tomu
podrobnější vysvětlení:
S pohybem elektronů v atomech je spojena existence elementárních magnetických dipólů.
Existují v látce bez ohledu na nějaké vnější magnetické pole a jsou uspořádány chaoticky.
Výsledný magnetický dipólový moment je tudíž nulový. Pod vlivem vnějšího magnetického
pole se dílčí dipóly natáčejí do jeho směru. Výsledné pole je tudíž silnější než to přiložené. U
některých feromagnetických látek vede jednorázový kontakt s vnějším magnetickým polem
k trvalému makroskopickému magnetickému momentu. Ten je ekvivalentem momentu, který
by vytvořil trvalý povrchový elektrický proud.
Nejdůležitější druhy magnetických polí a jejich působení v ŽP
Běžné prostředí (interiéry i exteriéry) je v současné době zcela prostoupeno magnetickými poli, resp. jejich siločarami. (Prostředí bez magnetických polí je prakticky nerealizovatelné).
Magnetická pole můžeme (resp. musíme – vzhledem k jejich roli v ŽP) dělit na přirozená
a umělá. Daleko nejvýznamnější, nejdůležitější a zcela nezastupitelné je magnetické pole
zemské neboli geomagnetické pole (dále jen GMP). Jeho dosti komplikovanou podobu ukazují obrázky 20 a 21.
Všimneme si obr. 21. Jestliže v nějakém bodě O idealizovaného kulového zemského povrchu sestrojíme pomyslnou horizontální tečnou rovinu, pak vektor zemského magnetického
pole T zvaný totální (stále mluvíme výhradně o indukcích) je orientován vůči této rovině šikmo pod úhlem I zvaným inklinace. Jedna ze složek totálního vektoru směřuje do středu Země.
Je to složka Z. Druhá leží v horizontální rovině – složka H, zvaná horizontální. Do jejího směru se staví horizontální magnetka kompasů a buzol. Její severní pól (obvykle nápadně označený) směřuje k jižnímu geomagnetickému pólu, který leží na severní zemské polokouli. (V pojmenování pólů se lze setkat s nejednotností.) Póly GMP nejsou stálé. Jižní se v posledních
cca patnácti letech posouval severozápadním směrem po Ellesmerově ostrově v Kanadském
arktickém souostroví. Dnes je již mimo v Severním ledovém oceánu. Severní pól GMP je
- 91 -
v Indickém oceánu při Klářině pobřeží Wilkesovy země v Antarktidě. Kromě pozvolného
přesunu podléhají oba póly polohovému driftu v rozsahu desítek kilometrů za den.
Obr. 20: Magnetosféra Země
Obr.21: Složky magnetického pole Země (H = 20,8 µT, Z = 42,5 µT, T = 47,3 µT, I = 63°30’,
D = 0°30’, geomagnetická observatoř Hurbanovo 1970)
- 92 -
Na magnetických pólech je složka H nulová a inklinace je 90o. Přímková spojnice pólů
neprochází geometrickým středem Země.
Odchylka magnetického severojižního směru od směru zeměpisného se nazývá deklinace
D. Na pólech je nedefinovatelná.
Siločáry GMP prostupují bez ohybu a lomu naprostou většinu všech látek a materiálů. Ve
zděných a dřevěných budovách, podobně jako v porostech a lesích všeho druhu a také
v tělech osob je GMP stejné jako ve volném prostoru. Výjimkou jsou feromagnetické materiály. Z kovových prvků to jsou Fe, Ni, Co, Gd a jejich slitiny. Z keramických látek ferity a
z ostatních materiály na bázi Pr a Nd. Železobetonové budovy mají tudíž GMP a jeho složky
zmenšené, potlačené, ale někdy také značně zesílené. Je to způsobeno tím, že některé feromagnetické materiály fungují jako koncentrátory siločar GMP. Značným změnám v civilizací
zatíženém prostředí podléhá deklinace. Mluvíme proto o prostorové variaci deklinace ΔD.
Ukázka je na obr. 22. Byla pořízena studenty ČVUT - FEL v rámci laboratorních cvičení
předmětu Ekologie a ekotechnika na části jedné z chodeb v přízemí budovy FEL v Dejvicích.
variace ΔD [stupeň]
0
-10
-20
-30
-40
-50
-60
-70
-80
0
50
100
150
200
250
300
350
l [cm]
Obr. 22: Ukázka lokální prostorové variace deklinace zemského magnetického pole.
Ekologický a zdravotní význam deklinačních variací není dosud kvalifikovaně zhodnocen. Je však známo, že na ně mají mimořádnou citlivost např. tažní ptáci (také ryby a někteří
hlodavci) a využívají je k prostorové orientaci.
V souvislosti s tím, je nutno se zmínit o schopnosti lidí a ostatních živých organizmů
vnímat magnetické pole neboli magnetorecepci. Podle současných hypotéz je způsobena roztroušenou nebo dokonce koncentrovanou přítomností feromagnetických krystalků Fe3O4
v tkáních organizmů. U vyšších živočichů se vyskytuje zejména v epifýze (žláza v mozku,
česky zvaná šišinka). Další hypotézy pracují s vlivem magnetických polí na volné radikály a
s klasickou elektromagnetickou indukcí.
V místech, kde jsou současně GMP a magnetická pole umělá, dochází k vzájemné superpozici. Tak je tomu např. v okolí železničních a tramvajových tratí elektrizovaných stejnosměrným proudem.
GMP není konstantní. Projevuje se u něj několik druhů variací. Z nich nejvýznamnější
jsou dvě. Variace časová a variace prostorová.
- 93 -
Velké a rozsáhlé prostorové variace jsou vyvolány přítomností feromagnetických a paramagnetických hornin, látek a těles v zemské kůře (pyrit, pyrhotin, goetit, sloučeniny Fe, Ni
aj.). Tento stav je podchycen na geomagnetických mapách. V ČR je to mapa v měřítku
1:500000. Její zmenšená ukázka je na obr. 23. Hnědá až načervenalá místa představují kladné
odchylky od normálu, zelená záporné.
Obr.23: Geomagnetická mapa ČR
Rozsah variací představuje maximálně stovky nT. Využívají se v aplikované geofyzice.
Z ekologického, zdravotního a hygienického hlediska se pokládají za bezvýznamné. Lze
ovšem vypočítat popř. změřit, jaká elektrická napětí se indukují v těle osob při jejich pohybu
známou rychlostí. Jsou to jednotky až desítky mikrovoltů.
Časových variací GMP je několik druhů. Nejvýznamnější a zdravotně nejzávažnější jsou
geomagnetické bouře. Představují relativně rychlé a značně nepravidelné časové změny velikosti všech složek GMP včetně úhlů z obrázku 21. Tak složky vykazují změny řádu stovek až
prvních tisíc nT, úhly se mění v rozsahu až desítek úhlových minut.
Podstatným znakem většiny geomagnetických bouří je to, že zasahují současně celou zeměkouli. Nejčastěji jde o bouře s tzv. náhlým začátkem (SSC = sudden storm commencement). Ukázka časového průběhu složky H GMP při takové bouři je na obr. 24. Během několika hodin následujících po začátku zůstává H vyšší než odpovídá magnetickému poklidu. To
je tzv. počáteční neboli kladná fáze magnetické bouře. Pak velikost horizontální složky prudce klesne na velikost značně nižší než je normál. Octne se tak v záporné neboli hlavní fázi
svého vývoje. Vyrovnání neboli fáze návratu trvá několik dní. Nejvýznamnější z hlediska
účinků bouře je přechod z kladné do záporné fáze.
- 94 -
Příčinou geomagnetických bouří je výron elektricky nabitých částic ze Slunce při tzv.
slunečních erupcích. Ony částice představují elektrický proud, jehož magnetické pole (když
částice doletí do zemské magnetosféry) interagují s GMP. Proces je ovšem podstatně komplikovanější. Zmíníme se o něm ještě v kapitole 9.2. Zájemce další podrobnosti odkazujeme na
specializovanou literaturu.
Obr.24:.Časový průběh geomagnetické bouře s náhlým začátkem
Zdravotní význam geomagnetických bouří je diferencovaný. Zdravé osoby bouře nijak
nevnímají. Naopak osoby trpící kardiovaskulárními a některými dalšími chorobami (a také
zvýšenou vnímavostí nevázanou na zdravotní stav) se během bouří ocitají v těžkých stavech.
Vzhledem k podstatě se geomagnetické bouře dají předvídat s cca třídenním předstihem, což
umožňuje varování ohrožených jedinců. V souvislostí s tím byla v některých zemích již před
časem zavedena speciální informační služba.
Geomagnetické bouře někdy vyvolávají i technické potíže, zejména v telekomunikacích,
ale i např. v energetice.
Z umělých magnetických polí si co do intenzity a prostorového rozsahu zaslouží největší pozornost rozptylová pole elektrizovaných dopravních prostředků. Ukázka časového průběhu
magnetického pole změřeného na sedadle pro cestující uvnitř stejnosměrně elektrizovaného
vlaku je na obr. 25. Obdobná situace – jen s menšími amplitudami magnetické indukce - je
v okolí elektrizovaných železničních, ale i tramvajových tratí. Při západovýchodní orientaci
jde tudíž o jednoduchou superpozici rozptylového magnetického pole a složky H GMP. Je
zřejmé, že průjezd vlaku se v okolí tratě jeví jako ekvivalent geomagnetické bouře. U silně
pojížděných tratí je to někdy i více než stovka „bouří“ za den. Pokud je autorům této stati
známo, je tato skutečnost vzhledem k potenciálně postiženým osobám po lékařské stránce
v ČR podchycena pouze u vlakového personálu, ale ne u zaměstnanců stanic a obyvatel bezprostředního okolí tratí.
Elektrická trakce provozovaná střídavým proudem (v ČR 25 kV, 50 Hz) produkuje při
stejném výkonu lokomotiv (ve srovnání s trakcí stejnosměrnou při napětí 3 kV) magnetická
pole s amplitudami asi osmkrát menšími.
Magnetická pole technického kmitočtu pod venkovními energetickými vedeními (a
v jejich okolí a také pod jednofázovými vedeními trakčními) jsou vzhledem k velmi vysokým
- 95 -
napětím relativně malá a ve srovnání s ostatními výše popsanými elektrickými parametry méně významná. Platí to zejména pro krátkodobé či náhodné pobyty v takovém prostředí. Přesto
byly nalezeny a ve specializované literatuře popsány pravděpodobné souvislosti s výskytem
zdravotních poruch.
Dá se předpokládat, že magnetická pole působí na svoje okolí několika cestami, resp. několika svými charakteristickými vlastnostmi. Jsou to zejména: intenzita (indukce), prostorový
a časový gradient intenzity (indukce) a u geomagnetického pole také deklinace a její prostorové, popř. časové variace.
250
200
H [A/m]
150
100
50
0
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
t [s]
Obr.25: Záznam magnetického pole ve vlaku při jízdě z Prahy Masrykova nádraží.
V literatuře a na konferencích byly a stále jsou uváděny příspěvky, jejichž tématem je:
¾ souvislost MP s rozvojem a průběhem nádorových onemocnění,
¾ zvýšené riziko leukémie u dětí,
¾ vliv GMP na kvalitu spánku (při tom se dochází ke zjištění, že jedině správná poloha
těla při spaní je ve směru horizontální složky intenzity pole. Hlava má při tom směřovat k magnetickému jihu tj. zeměpisnému severu).
¾ vliv na mikroorganizmy,
¾ vliv na vyšší živočichy,
¾ růstová stimulace rostlin, zejména obilovin,
¾ vliv na únavnost,
¾ vliv na rozvoj a průběh duševních poruch a chorob,
¾ vliv na svalový tonus živočichů (problematika tzv. magnetických náramků),
¾ magnetická úprava vody,
¾ účinek na krvetvornou tkáň laboratorních myší,
¾ účinek na poměry v bytech v blízkosti elektrické trakce,
¾ vliv na změny krevního tlaku,
¾ vliv na orientaci stěhovavého živočišstva,
¾ hledání případných receptorů MP u živočichů,
- 96 -
¾
¾
¾
¾
¾
¾
¾
¾
¾
vliv na hojení zlomenin,
magnetická hypersenzitivita (magnetická alergie) lidí,
četnost dopravních nehod pod vlivem geomagnetických bouří,
protiedémové působení,
protizánětlivé působení,
vliv na dráždivost nervových struktur,
vliv na sedimentaci erytrocytů,
vliv na elektrickou vodivost kůže,
vliv na reakční doby u lidí.
Pokud jde o charakter polí vzhledem k účinku, pokládá se za pravidlo, že účinek „1“ mají
pole magnetostatická, účinek „10“ pole střídavá periodická a účinek „100“ pole pulzní.
Z uvedeného (zdaleka ne úplného) výčtu témat i podrobného studia jednotlivých publikací lze jen těžko zjistit, zda jde o seriozně probádaný efekt nebo jen o informaci použitelnou
v tzv. alternativní medicíně. Stále ovšem mluvíme o magnetizmu a magnetických polích ve
smyslu výše uvedených fyzikálních definic. Vedle toho se lze často setkat s tím, že termínem
“magnetizmus (magnetické pole)“ jsou mylně označovány jevy, metody a postupy, které mají
zcela jinou podstatu. Jde často o jevy záhadné a těžko racionálně vysvětlitelné. Pracují s nimi
lidé označovaní souborně termínem léčitelé (tedy nikoli lékaři). Z lékařů pak příznivci tzv.
alternativní medicíny.
Existují i seriozní lékařské aplikace magnetických polí souhrnně označované jako magnetoterapie. Mezi ně také patří populární „magnetická rezonance“, přesněji elektronová spinová
rezonance (ESR), popř. elektronová paramagnetická rezonance (EPR).
7. Pole elektromagnetická
Až dosud jsme psali o samostatném elektrickém poli a samostatném magnetickém poli.
Než přistoupíme k definici vlastního elektromagnetického pole, zmíníme se o elektromagnetických a magnetoelektrických indukcích.
Při jakékoli časové změně magnetického pole vzniká v každém bodě okolního prostoru
indukované elektrické pole. Jinak řečeno: časově proměnné magnetické pole je neodlučně
spjato s časově proměnným polem elektrickým. Jev se nazývá elektromagnetická indukce. Je
kvantifikován Faradayovým indukčním zákonem, který patří mezi čtyři hlavní Maxwellovy
rovnice. Zapisuje se několika způsoby, např.:
−U ind =
dΦ
dB ⎡
Vs ⎤
=S
V,Vs,s,m 2 , 2 ,s ⎥
⎢
dt
dt ⎣
m ⎦
(11)
Nebo také
G
G G
dΦ ⎡ V
⎤
v∫s Es .ds = − dt ⎢⎣ m ,m,Vs,s ⎥⎦
(12)
Při tom Es je průmět vektoru intenzity indukovaného elektrického pole do směru elementu
dráhy ds a Φ je magnetický tok spřažený s uzavřenou dráhou s. B je magnetická indukce a
součin EsdS je elektromotorické napětí.
Znaménko mínus vysvětluje Lenzův zákon: efekt vyvolaný nějakou příčinou je namířen
proti té příčině.
- 97 -
V přírodě existuje také jev inverzní k elektromagnetické indukci. Označuje se někdy jako
magnetoelektrická indukce. Spočívá v tom, že při každé časové změně elektrického pole
vzniká v prostoru, kde k této změně dochází, indukované magnetické pole, které není vázáno
na elektrické náboje vykonávající uspořádaný pohyb, čili na elektrický kondukční proud.
Úlohu kondukčního proudu přebírá u magnetoelektrické indukce časová změna intenzity elektrického pole, čili proud Maxwellův IM (někdy zvaný posuvný).
Magnetoelektrická indukce je kvantifikována Maxwellovým indukčním zákonem
G
G G
dΨ G dE ⎡ A
⎤
2 F V
v∫ H .dl = I M = dt = S ε . dt ⎢⎣ m ,m,A,As,s,m , m , m ,s ⎥⎦
(13)
V něm je Ψ elektrický indukční tok a S plocha, kterou prochází. Součin Hdl je magnetomotorické napětí ze vzorce 10.
Teď již můžeme formulovat definici: elektromagnetické pole (dále EMP) je stav prostoru
charakterizovaný tím, že časově proměnné elektrické pole vyvolává současně v tomto prostoru časově proměnné magnetické pole (o kterém víme, že je vírové).
Časově proměnné (indukované) elektrické pole se liší od elektrického pole vytvořeného
elektrickými náboji. Tvoří uzavřené křivky. Je to tudíž také pole vírové.
Stav prostoru tedy vyvolává současná přítomnost elektrické a magnetické složky pole při
čemž obě tyto složky jsou časově (obvykle periodicky) proměnné a navzájem podmíněné.
Z hlediska časové proměnnosti neboli kmitočtu rozlišujeme EMP nízkofrekvenční a vysokofrekvenční. Neostrá hranice mezi nimi je někde u padesáti kHz. Horní hranice polí vysokofrekvenčních souvisí s rozlišením radiotechnických a optických metod studia.
Působení EMP na člověka
Nejcitlivějšími orgány jsou oči, nervový systém, pohlavní orgány a kůže. V citlivosti osob
k EMP ovšem panuje obrovská diferenciace. Uplatňují se synergizmy, tj. současný negativní
vliv (jeden nebo několik) trvalého i okamžitého zdravotního stavu, kouření a další drogy, alkoholizmus, věk, pohlaví (ženy, ale i děti jsou obecně k EMP citlivější), duševní choroby a
poruchy. Existuje i významné procento lidí jinak zcela zdravých, avšak mimořádně citlivých
k EMP. Označuje se to jako elektromagnetická alergie neboli elektromagnetická hypersenzitivita.
V souvislosti s tím se jako stále aktuálnější jeví také otázka úrovně EMP přímo
v obytných interierech, zejména v ložnicích aj. místech odpočinku.
Obecná problematika působení EMP na vše živé je jednak předmětem četných (v zahraničí) lékařských, hygienických a biologických studií a výzkumů, jednak předmětem specializované legislativy (kapitola 10).
Že jde o mimořádně složitou a komplikovanou problematiku dokládá skutečnost, že různí
badatelé řešící tentýž problém docházejí často k navzájem diametrálně rozdílným závěrům.
Podobně je tomu i v legislativě. Jakékoli normy, i ty nejnovější, se stávají předmětem obvykle
velice kvalifikované kritiky. Vytýká se jim, že jsou jednak příliš přísné, jednak příliš mírné.
Působení EMP na neživé, zejména technické objekty
Ohroženým objektem se může stát a často stává jakákoli nedostatečně elektricky i magneticky stíněná či chráněná technika. Nejzranitelnější jsou předměty a funkční celky vybavené
elektronickými prvky a systémy. Mohlo by se zdát, že něco takového nemá žádnou souvislost
s životním prostředím a zdravotním stavem lidí. Elektronické systémy dnes ovládají nejen
sdělovací a informační techniku, ale také leteckou, námořní i pozemní dopravu, většinu vý- 98 -
robních technologií, energetiku, ale také techniku lékařskou, vojenskou a mnoho dalších. Tedy téměř veškeré činnosti většiny současných lidí. Jakákoli porucha elektronických systémů
může mít nedozírné následky.
Schopnost techniky odolávat nežádoucímu působení cizích EMP a zároveň vědní disciplína, která se tím zabývá, se nazývá elektromagnetická kompatibilita neboli EMC.
8. Přechod od elektromagnetických polí k elektromagnetickým vlnám
Jednoduchá fenomenologická definice říká, že elektromagnetické vlny představují elektromagnetická pole v pohybu. To znamená, že veličiny E i H jako funkce času jsou zároveň
funkcemi prostorových souřadnic.
Kvantitativní vysvětlení vychází z Maxwellových rovnic v diferenciálním tvaru. Pro
usnadnění tohoto vysvětlení se v prvním přiblížení předpokládá, že se elektromagnetické vlny
tvoří v homogenním a izotropním dielektriku, v němž nejsou přítomny volné nosiče elektrického náboje. V tom případě jsou Maxwellovy rovnice:
G
G
G ∂D
∂E
=ε
rotH =
,
∂t
∂t
(14)
G
G
G
∂B
∂H
rotE = −
,
= −μ
∂t
∂t
(15)
G
G
divD = 0 ⇒ divE = 0,
(16)
G
G
divB = 0 ⇒ divH = 0.
(17)
Rovnice 14 – 17 evidentně nenaznačují, že by veličiny E, H měly vlnový charakter. Při
tom k důkazu vlnové podstaty je nezbytně nutné, aby měly formální tvar podle obecné vlnové
rovnice pro nějakou veličinu u, která je funkcí x, y, z, t :
∇ 2u =
1 ∂ 2u
,
v 2 ∂t 2
(18)
při čemž
∇=
∂ G ∂ G ∂ G
i+
j+ k
∂x
∂y
∂z
(19)
G G G
je Hamiltonův operátor a i , j , k jsou jednotkové vektory ve směru souřadnicových os kartézské soustavy. Jeho význam je v tom, že usnadňuje a zjednodušuje početní operace popisující
děje v prostoru. Kromě toho lze pracovat s operátorem Laplaceovým Δ, pro nějž platí
Δ = ∇2 .
Podobu vlnových rovnic dostaneme, když na Maxwellovy rovnice aplikujeme následující
formální matematický postup:
- 99 -
Rovnici 14 podrobíme rotaci. Tak bude
G ∂
G
rot rot H −
rot D = 0
∂t
(
)
(20)
Ve vektorové analýze se uvádí obecný vzorec pro libovolný vektor A:
G
G
G
rot rot A = grad div A − ΔA .
(21)
Užijeme-li této rovnice na vektor E, dostaneme nejprve
G
G
G
rot rot E = grad div E − ΔE
(22)
a s ohledem na rovnice 15, 16, 17 také
G
G
∂H
− μ rot
= −ΔE .
∂t
(23)
Jelikož na pořadí derivací podle času a podle souřadnic nezáleží, pak také
μ
G
G
∂
rot H = ΔE.
∂t
(
)
(24)
Za rot H dosadíme do rovnice 24 z rovnice 14, čímž dostaneme
G
G
G
∂ ⎛ ∂E ⎞
∂2 E
μ ⎜ε
⎟ = ΔE = εμ 2 .
∂t ⎝ ∂t ⎠
∂t
(25)
To je vlnová diferenciální rovnice pro elektrickou složku elektromagnetické vlny. Obdobným postupem lze odvodit rovnici pro složku magnetickou:
G
G
∂2 H
ΔH = εμ 2 .
∂t
(26)
Obě uvedené diferenciální vlnové rovnice reprezentují (prostřednictvím Laplaceova operátoru) elektromagnetickou vlnu ve všech směrech. Jejich řešením jsou periodické algebraické
funkce typu sinus.
Ve vzorcích pracujeme s konstantami: ε = ε0εr, při čemž ε0 = 1/36π.10-9 F/m. μ = μ0μr ,
při čemž μ0 = 4π.10-7 H/m.
Obecně je tedy vlna šířící se z bodového zdroje kulová. Ve větší vzdálenosti jí můžeme
aproximovat vlnou rovinnou o níž platí, že vektory elektrické a magnetické složky jsou na
sebe kolmé a roviny, v nichž kmitají, jsou obě kolmé na směr šíření vlny. Ukazuje to obr. 26.
Elektromagnetické vlny jsou tudíž vlny příčné, tedy kolmé na směr svého šíření.
Vektor ve směru šíření neboli vektor Poyntingův Sp představuje plošnou hustotu energie
elektromagnetické vlny neboli její intenzitu. Platí o něm, krom jiného:
- 100 -
G
G G⎡W⎤
Sp = E × H ⎢ 2 ⎥.
⎣m ⎦
(27)
Obr. 26: Složky elektromagnetické vlny
Mezi parametry prostředí, rychlostí šíření c a vlnovou délkou λ (kmitočtem f) elektromagnetické rovinné vlny dále platí:
c=
λ=
⎡m⎤
= 3.108 ⎢ ⎥ ,
ε 0 μ0
⎣s⎦
1
(28)
c
.
f
(29)
Druhy elektromagnetických vln a jejich vlastnosti
Celý rozsah dosud radiotechnicky využívaných kmitočtů elektromagnetických vln je na
obr. 27.
Obr. 27: Přehled radiotechnických kmitočtů a vlnových délek
Při styku šířících se vln s překážkou může dojít zřejmě k
¾ prostoupení překážky
¾ odrazu od překážky
¾ ohybu na překážce
¾ absorpci čili pohlcení překážkou
¾ kombinaci kterýchkoli uvedených procesů.
- 101 -
Rozhodujícími kriterii jsou vlnová délka λ a charakteristický rozměr překážky h. Překážkou může být cokoli, tedy i jeden člověk nebo skupina lidí. (Charakteristickým rozměrem je
nejčastěji výška osob. (V některých studiích se pracuje s člověkem jakožto s modelem tzv.
„tlusté antény“).
Je-li λ>> h, dojde k prostoupení (VLF, LF, MF) nebo k ohybu (VLF, LF, MF, HF).
Když h ≥ λ, nastane odraz nebo pohlcení (VHF, UHF). Při λ<< h nastane pohlcení (UHF,
SHF, EHF).
S ohledem na uvedené chování elektromagnetických vln a na absolutní hodnotu Poyntingova vektoru při kontaktu s překážkou neboli intenzitu elektromagnetického záření se posuzuje jejich vliv na vše živé i neživé a také se podle toho „konstruují“ hygienické normy (kapitola 10). Vychází se při tom z rámcového přehledu zdrojů elektromagnetických vln:
V kmitočtovém pásmu ULF, VLF a LF pracují vysílače nejrůznějších služeb (časová, radionavigační), ale také dosud rozhlas. Patří sem také aplikace průmyslové. Pásmo je rovněž
„doménou“ elektromagnetických vln pocházejících z blesků bouřek nejen blízkých, ale i velmi vzdálených a z obloukových a jiskrových výbojů produkovaných mechanickými spínači,
kolektorovými elektromotory, ale také například trolejovými vodiči elektrické trakce pokrytými námrazou. Typické intenzity elektrických složek vln jsou do 100 V/m a u magnetických
do cca 1 mT.
V pásmu MF pracují rozhlasové vysílače často značných výkonů, indukční ohřevy
v průmyslu, amatérské vysílače a také sem patří aplikace lékařské.
Pásmo HF je „obsazeno“ především rozhlasem. Dále sem patří vysílače amatérské, občanské radiostanice, vojenské a policejní aplikace a nejrůznější dielektrické ohřevy
v průmyslu. Také ovšem krátkovlnná diatermie ve zdravotnictví.
Kmitočtový obor VHF je využíván rozhlasem, televizí a nejrůznějšími službami (záchranná, policejní, požární). Pracuje zde také průmyslový dielektrický ohřev.
V oboru UHF, SHF a EHF „sídlí“ radiolokace, mobilní telefony a jejich základnové stanice, mikrovlnný ohřev v potravinářství, satelitní rádiové spoje a mikrovlnná diatermie. Nejdůležitější dozimetrickou veličinou je zde plošná hustota výkonu (kap. 10). Pohybuje se od
neměřitelných velikostí až po cca stovky mW/cm2
Vlny ve všech uvedených kmitočtových oborech mohou vstupovat do interiérů zvenčí nebo mohou být produkovány vnitřními zdroji.
V oboru vlnových délek ULF, VLF, ale především LF a MF při kontaktu vln se živými
objekty (osamělé osoby, soliterní dřeviny a vysoké byliny) se uplatňuje tzv. anténový efekt.
Jeho důsledkem je snadná měřitelnost signálů z různých, i velice vzdálených zdrojů na tělech
(stoncích, kmenech, větvích). Při větším počtu jedinců se (podobně jako v okolí venkovních
energetických vedení) projevuje jejich vzájemné elektrické stínění.
Působení elektromagnetických vln na živé objekty
Hypotetická představa o tomto působení je na obrázku 28. Zahrnuje působení termické a
několik druhů působení netermického.
Výkon vysílačů, zejména televizních a rozhlasových bývá značný, někdy i kolem jednoho
megawattu. V takových případech lze naměřit např. ve stometrové vzdálenosti intenzitu
(plošnou hustotu zářivého výkonu) okolo 1 mW/cm2. Vzdálenost stanoviště od vysílače hraje
tedy podstatnou roli. Ukázka pro případ středovlnných (LF) vysílačů je na obr. 29a. Při absorpci se ovšem také uplatňuje hloubka průniku vln do organizmu. Ta je závislá na frekvenci.
Ukázka je na obr 29b.
Pokud jde o vlastní působení elektromagnetických vln na živé objekty, pak v závislosti na
absorpci, ohybu či odrazu platí téměř beze zbytku to, co bylo uvedeno pro elektromagnetická
- 102 -
pole. Jde o to, že vlnová podstata se může uplatnit pouze při větší vzdáleností mezi vysílačem
a zasaženým objektem než je jedna vlnová délka. Poněkud jiná je situace u mobilních telefonů.
Obr. 28: Představa o způsobech vstupu elektromagnetických vln do organizmu
a jejich působení
Obr. 29a: Ukázka poklesu intenzity záření vysílače se vzdáleností
Obr. 29b: Hloubka vniku elektromagnetické vlny do organizmu v závislosti na kmitočtu
- 103 -
Problematika mobilních telefonů
Vzhledem k jejich masovému rozšíření a vzhledem k bezprostřední blízkosti těchto zařízení u hlavy uživatelů jeví se jejich ekologicko – hygienický vliv jako velice aktuální.
Užívané kmitočty – nejčastěji 900, 1800, 1900 MHz - je řadí do skupiny decimetrových
vln UHF. Šíří se nejen přímočaře, ale relativně snadno (to je jejich zvláštnost) prostupují dutinami jakými jsou schodišťové šachty, chodby, ale i malé mezery (pootevřené dveře apod.).
V krajině pokryté rozměrnou vegetací a v krajině zastavěné obytnými i průmyslovými objekty
je šíření směsí mnohonásobných odrazů a ohybů (obr. 30).
Obr. 30: Princip mobilní telefónie
Princip mobilní telefonizace spočívá v tom, že tzv. základnová stanice se stabilní anténou
provozuje komunikaci mezi jednotlivými mobilními telefony. Z toho plyne relativně velmi
malý technicky potřebný výkon ve vysílacím režimu.
Další zvláštností je výpočet šíření vln UHF a tím i kvality spojení při plánování mobilních
rádiových sítí. Nevychází se při tom z klasických Maxwellových rovnic, ale z modelů šíření.
Dnes jich je známo několik (např. UMTS).
Ve vysílacím režimu mobilního telefonu, při anténě těsně v blízkosti hlavy, dochází kromě vyzařování užitečného signálu také k jeho absorpci hmotou hlavy. To vede ke snížení vysílacího výkonu. Základnová stanice vydá v tom případě mobilnímu telefonu signál ke zvýšení výkonu, čímž se hustota absorbované energie ještě zvýší. Důsledkem je ohřev mozku (nad
+ 40o C). Není to však „obyčejný“ ohřev při němž se teplo vedením šíří z povrchu ohřívaného
předmětu dovnitř. Je to ohřev zevnitř neboli ohřev mikrovlnný. Ohřívá se nejdřív a nejvíc
mozková tkáň obsahující vodu a nikoli lebeční kosti. Takovýto ohřev nevnímáme, neboť hypothalamus – mozkové centrum pro vnímání teplot na různých částech těla - takovýto ohřev
„nezná“. Lidstvo se při svém vývoji s ničím takovým nikdy nesetkalo. Právě v tom je mimořádně velké nebezpečí mobilních telefonů.
S tím a s dalšími argumenty pracují autoři, kteří čas od času uveřejní článek varovného
obsahu. Avšak oficiální lékařské studie a nejrůznější počítačové modely interakce mozku
s UHF zatím neprokázaly významné (ovšem akutní) poškození.
Na principu popsaného ohřevu mozku při mobilním telefonování pracují kuchyňské i
průmyslové tzv. mikrovlnné trouby, ale i lékařská mikrovlnná diatermie. Při úniku elektromagnetických vln představují stejné nebezpečí.
- 104 -
Problematika radiolokátorů
Vzhledem k mimořádné aktuálnosti (červen - srpen 2008) je tato partie zpracována ve
srovnání s ostatními poněkud podrobněji.
Rádiové odhalování a zaměřování neboli radiolokace čili radar (radio detection and ranging)
se začalo rozvíjet krátce před II. světovou válkou jako náhrada za již nevyhovující zaměřování akustické. Obojí mělo a má za cíl zjišťovat lokalizaci a pohyb „nepřátelských“ letadel, ale
také mnoho dalších aplikací. Princip obou druhů zaměřování je stejný: Směrově orientovaným vysílačem (anténou) se vytváří co nejužší svazek (paprsek) vln a pohybem antény se
tímto svazkem ohledává (skenuje) vyhrazená (zvolená) část prostoru a to azimutálně i elevačně. Když vlnový svazek narazí na překážku, odrazí se od ní (ale také se v ní částečně pohltí).
Odražený svazek vln se vrací k přijímači (obr. 31). Vysílanou energii je nutno soustředit do
úzkého paprsku, aby plošná hustota výkonu (intenzita vlnění – viz Poyntingův vektor) dopadající na překážku byla co největší a tak i odražený signál měl co největší amplitudu. Proto i
přijímací anténa musí být směrová. Vysílač generuje elektromagnetické vlny nejčastěji impulzně. To znamená, že relativně krátké impulzy (např. několik mikrosekund) jsou odděleny
navzájem mnohonásobně delšími přestávkami (např. několik jednotek či desítek milisekund),
v nichž právě probíhá příjem odražených vln. Vzdálenost překážky od vysílače se určuje
z doby, která uplyne, než se odražená vlna vrátí.
Obr. 31: Princip radiolokátoru
U radiolokace se používá elektromagnetických vln s vlnovou délkou nejčastěji řádu centimetrů, tedy mikrovln SHF, EHF (obr.27). Důvod užití elektromagnetických vln ukazuje
jednoduché srovnání s lokací akustickou:
Představme si letadlo letící rychlostí např. 360 km/hod směrem k zaměřovacímu vysílači.
V jistém okamžiku nechť je od ní vzdáleno 20 km. K tomu, aby impulzní svazek elektromagnetických vln proběhl dvojnásobek této vzdálenosti, potřebuje 120 μs. Zaměřované letadlo
uletí za jednu mikrosekundu dráhu 0,1 mm, což za 120 μs představuje 12 mm. Při akustickém
zaměření by však za dobu potřebnou pro proběhnutí akustického signálu letadlo uletělo celých 12 km. Tak např. letadla letící nadzvukovou rychlostí by se akusticky vůbec nedala zaměřit, o raketách samozřejmě nemluvě.
Radar se v současné době používá v mnoha oborech: v meteorologii, pozemní a zejména
letecké dopravě, v námořní dopravě, ve vojenských aplikacích – nejnověji v tzv. protiraketové
obraně.
Charakteristickým a velice nápadným prvkem radarů jsou parabolické (resp. paraboloidní)
antény značných rozměrů (okolí letišť), které se obvykle sem – tam otáčejí. Parabolická anté- 105 -
na (ekvivalent televizní antény pro satelitní příjem) byla a v mnoha případech dosud je plochou, v jejímž ohnisku je umístěn zářič vysokofrekvenčního výkonu. Ten parabolická plocha
vyzařuje v úzkém svazku do požadovaného směru (obr. 32). (Je vhodné poznamenat, že jde o
téměř dokonalý ekvivalent působnosti parabolického zrcadla v optice). Podstatou generátorů
vysokofrekvenčního výkonu v oboru centimetrových vln byly původně a někde dosud jsouspeciální elektronky zvané dutinový magnetron, klystron, popř. majáková trioda.
Obr. 32: Vyzařovací charakteristiky parabolických antén
Obr. 33: Trychtýřové vyzařovací zakončení vlnovodu
Obr. 34: Trychtýřové vyzařovací zakončení vlnovodů u reálné antény
- 106 -
V oboru protiraketové obrany a meteorologie (a také některých dalších aplikací) se
v současné době nepoužívají antény parabolické, nýbrž plošné. Jsou tvořeny soustavou stovek
až desetitisíců paralelních dílčích zářičů (generátorů) vysokofrekvenčního výkonu zvaných
T/R (transmitter/receiver) moduly. To jsou samostatné generátory o výkonu jednotek až stovek wattů založené na intermetalických polovodičích typu GaAs nebo GaN. Prostřednictvím
krátkého vlnovodu dodávají výkon do trychtýřového zářiče (anténky). Je to vidět na obrázcích
33, 34, 35. Výkon a fáze vysokofrekvenční vlny každého dílčího T/R zářiče nebo jejich skupin jsou elektronicky ovládány tak, aby sumární energie byla soustředěna do jednoho svazku,
který současně může být volitelně tvarován a vychylován.
Fotografie plošné radarové antény sestavené z T/R modulů je na obr. 35.
Obr. 35: Konstrukce plošné antény
Fundamentálním problémem každého radaru je dosah jeho paprsku. Zatímco u radarů dopravní policie je to několik desítek metrů, u letištních přibližovacích radarů několik desítek
kilometrů, u meteorologických několik stovek km, pak u radarů protiraketových jsou potřebné
dosahy 6 – 8 tisíc kilometrů. Pro dosah radiolokátoru je rozhodující výkon. Ale který? Udává
se jich několik (obr. 36). Zejména výkon impulzní Pimp a výkon střední Pstř , což je průměrný
výkon počítaný z mnoha period opakování impulzů. Energie stanovená z tohoto výkonu určuje dosah radiolokátoru. Platí o ní, že
Pstř Top = PimpTimp [ Ws ] .
(30)
Význam časů Top a Timp je patrný z obrázku 36.
- 107 -
Obr. 36: Přehled výkonových poměrů
Ve hře je však také zisk antény, tj. relativní zvýšení výkonů (tedy i Pstř) vyvolané soustředěním jednotlivých paprsků z T/R modulů do paprsku jediného. Tak je získán efektivní vyzářený výkon ERP (effective radiated power) ve směru hlavního paprsku jako součin Pstř a bezrozměrného zisku antény G:
ERP = Pstř G [ W,dB] .
(31)
Pro ekologický a zejména zdravotní význam radiolokátorů je rozhodující veličinou hustota vyzářeného výkonu P1 (tedy opět Poyntingův vektor):
P1 =
ERP ⎡ W ⎤
,
S ⎢⎣ m 2 ⎥⎦
(32)
kde S je plocha kolmá ke směru šíření hlavního paprsku.
V teorii šíření elektromagnetických vln se rozlišují tzv. blízké a vzdálené oblasti. Pro
vzdálenou oblast platí, že P1 klesá se vzdáleností od antény r podle vztahu:
P1 =
ERP
.
4π r 2
(33)
Při tom v oboru radiolokátorů je vzdálená oblast empiricky definována jako
r≥
2d 2
⎡⎣ m,m 2 ⎤⎦ ,
λ
(34)
kde d je průměr (označovaný jako apertura) antény.
- 108 -
Obr: 37: Příležitostné odrazy radarového svazku.
Ekologický význam radarů roste s jejich dosahem čili vlastně s plošnou hustotou vyzářeného výkonu. Užitný prostor, tedy vzdušný prostor ve směru skenujícího hlavního paprsku
(laloku) vyžaduje, aby v něm nebyly přítomny předměty či objekty vyvolávající odraz, ohyb a
lom paprsku. Při velmi malých (technologicky nutných) elevačních úhlech se tento požadavek
v krajině s hustým leteckým provozem dá těžko splňovat. Při tom lze obtížně kvantifikovat
plošnou hustotu výkonu v odraženém či odchýleném paprsku. Ukázka možné situace při odrazu od letadla je na obr. 37. Letadla jsou ovšem relativně velmi malé předměty což pravděpodobnost odrazu snižuje. Daleko rozlehlejší odrazné plochy představují teplotní a hustotní
zvrstvení vzdušných hmot, jakož i oblaka a oblasti s deštěm, sněhem nebo mlhou. Nelze vyloučit ani vliv jinovatky a sněhu na krycí kopuli antény. Zvrstvení atmosféry může fungovat a
často funguje jako mikrovlnný vlnovod (obr. 38 ).
Obr. 38: Odrazy na atmosférických zvrstveních
Zdravotní význam mikrovln generovaných při provozu radiolokátorů je podchycen vyhláškou 480/2000 Sb (viz též kap. 10). Vychází z předpokladu, že zdravotně bezpečný kontakt s mikrovlnami je, když plošná hustota výkonu v přímém i odraženém paprsku nepřekročí
10 W/m2. To ovšem platí pro model člověka, který netrpí okamžitými potížemi a determino- 109 -
vanou proměnnou vnímavostí. Člověk reálný může i při splněné normě absorbovat výkonovou hustotu mikrovln, která jeho zdravotní stav nepříznivě ovlivní aniž by o tom věděl.
Leteckých a meteorologických radarů je v ČR v provozu mnoho, o policejních nemluvě.
Autorům tohoto textu však nejsou známy žádné případy významného zdravotního postižení
osob. To ovšem neplatí pro radary s výkonovou hustotou zajišťující tisícikilometrové dosahy.
Nebezpečné ozáření osob odrazem (např. od horizontálně zvrstvených vzdušných mas) je
navíc komplikováno nemožností dodatečně (po události) změřit výkonovou hustotu na kterémkoli místě.
9. Elektromagnetická podstata vnímatelného záření
Vnímatelné záření popisuje soustava specializovaných veličin. Vychází z energetické
podstaty tohoto záření. Naopak světlo popisují veličiny světelné. Vycházejí z jeho hodnocení
prostřednictvím vidění lidským okem (VIS – viditelné světlo). Mají tedy fyziologickou podstatu. Světelné veličiny jsou tudíž (i svými jednotkami) výrazně odlišné od veličin zářivých
neboli energetických (neboli – jak dále ukážeme – elektromagnetických).
Teorii podstaty světla vyhovuje představa korpuskulární, kvantová i představa elektromagnetická. Vzhledem k náplni tohoto textu se přidržíme právě jí.
Termínem vnímatelné záření (VZ) budeme rozumět záření zaujímající v obecném elektromagnetickém spektru obor vlnových délek 1.10-2 – 1. 102 μm jak to ukazuje obr. 39. Budeme
se nejprve zajímat o záření (světlo) přicházející na Zem ze Slunce. Jeho spektrální složení je
rovněž na obr. 39. Lze z něj vyčíst poměrné zastoupení tří úseků vlnových délek: IR ∼ 52%,
VIS ∼ 44% a UV ∼ 3%. Zastoupení záření rtg a rádiového je ∼ 1%.
Obr. 39: Spektrum elektromagnetických vln v okolí viditelného záření (DV=LF, SV=MF,
KV=HF, VKV=VHF+UHF+SHF+EHF)
Fundamentální veličinou slunečního záření (v oboru VIS, IR a UV) je zářivý tok neboli
plošná hustota zářivého výkonu (tedy ekvivalent Poyntingova vektoru v rádiotechnických
elektromagnetických vlnách). Velikost této veličiny na rozhraní zemské atmosféry a světového prostoru se nazývá solární konstanta I0 (přesněji energetická nebo také elektromagnetická
- 110 -
solární konstanta). Není však zcela konstantní. Udává se v rozmezí I0 = 1340 – 1390 [W/m2],
tj. v průměru 1360 (někdy také 1370) W/m2. Rozptyl je způsoben jednak jako důsledek eliptického tvaru oběžné dráhy Země kolem Slunce, jednak měnící se sluneční aktivitou (kapitola 9.2).
Průchodem paprsků atmosférou se intenzita slunečního záření snižuje. Dochází jednak
k rozptylu paprsků odrazem od molekul plynů a částic prachu, jednak k absorpci záření víceatomovými plyny (H2O, CO2, O3) ve vzduchu. Mírou zmenšení I0 je součinitel zakalení
(= znečištění) atmosféry Z, který krom uvedeného je také funkcí atmosférického tlaku. Součinitel Z je formulován Linkeho zákonem:
Z=
ln I 0 − ln I n
,
ln I 0 − ln I č
(35)
kde I0 je solární konstanta, In je intenzita záření (zářivý tok) dopadající na kolmou plochu při
daném znečištění ovzduší a Ič je totéž při dokonale čistém ovzduší.
Ič se dá těžko určit a proto se odhaduje. Následkem toho se také Z určuje odhadem. Jeho
velikost je v mezích čísel 2 až 8. Malé velikosti Z platí pro velmi čisté ovzduší velehor a
Z velké pro průmyslem znečištěná města. Důležité je, že číslo Z nemá v daném místě stálou
velikost. Výkyvy způsobuje výskyt exhalací a momentální stav počasí.
Z hlediska životního prostředí má zásadní význam intenzita Ipn , tedy to, co „zbyde“ ze
solární konstanty po průchodu atmosférou a dopadá na kolmou rovinu (obr. 40).
Obr. 40: Proměny solární energetické konstanty při průchodu atmosférou
(Na tomto obrázku je h úhel nazývaný výška Slunce)
Velikost Ipn je
⎡W⎤
I pn = I 0 A− Z ⎢ 2 ⎥ ,
⎣m ⎦
(36)
při tom I0 je střední hodnota solární konstanty (1360 W/m2), A je součinitel, který je složitou
funkcí výšky Slunce nad obzorem a nadmořské výšky lokality (pro praktické účely je zpracován do tabulek, které nebudeme uvádět). Z je již zmíněný součinitel znečištění atmosféry.
Intenzita přímého slunečního záření Ip dopadajícího na obecně orientovanou plochu
- 111 -
Obr. 41: Časový průběh intenzity slunečního záření dopadajícího na vodorovnou plochu na
50° severní šířky pro Z=3 v závislosti na denní a roční době
je dána vztahem
I p = I pn cos γ ,
(37)
kde γ je úhel dopadu paprsků na osluněnou plochu.
Záření, které se v atmosféře rozptýlilo opakovaným odrazem od molekul plynů a aerosolových částic, proniká částečně k zemskému povrchu jako záření difuzní. (Při rozptylu se vlnové délky paprsků nemění, takže spektrální složení difuzního záření je stejné jako u záření
přímého).
Úhrnné sluneční záření I dopadající na povrch Země se tedy skládá ze složky přímé Ip a
složky difuzní ID . Proto platí:
⎡W⎤
I = I p + ID ⎢ 2 ⎥ .
⎣m ⎦
(38)
Závislost I (dopadajícího na vodorovnou plochu) na denní době pro různá období roku je
znázorněna na obr. 41. Tatáž závislost pro svislou plochu je na obr. 42.
- 112 -
Obr. 42: Časový průběh intenzity slunečního záření dopadajícího na svislou plochu na 50°
severní šířky pro Z=3 v závislosti na denní a roční době
Obr. 43: Skutečný průběh intenzity slunečního záření během dne s oblačností
Denní chod I (působícího na nějakou osluněnou plochu) za situace „střídavé oblačnosti“
je na obr. 43.
Na tomto místě se musíme zmínit, jak je to s intenzitou vnímatelného záření pocházejícího z umělých zdrojů. Obecně je samozřejmě podstatně menší ve srovnání se Sluncem. Obvykle nepřekračuje (ve vzdálenostech odpovídajících běžnému použití) 15 W/m2. Podstatné
je, že je funkcí čtverce vzdálenosti od zdroje.
U obecného elektromagnetického vlnění s intenzitou I šířícího se rychlostí c v prostředí o
permitivitě ε0 a permeabilitě μ0 (tedy vakuum nebo vzduch za atmosférického tlaku) platí pro
jeho elektrickou složku E:
- 113 -
I ⎡ V W m As F ⎤
.
,
, ,
=
ε 0 c ⎢⎣ m m 2 s Vm m ⎥⎦
E=
(39)
Jelikož podle rovnice 28 pro c platí
c=
1
ε 0 μ0
,
můžeme také psát
E=
I
ε0
1
= I
ε 0 μ0
μ0
.
ε0
(40)
Výraz
μ0
= Z 0 = 377Ω
ε0
(41)
se nazývá impedance volného prostoru. S jeho pomocí lze psát
⎡V W ⎤
E = IZ 0 ⎢ , 2 ,Ω ⎥ .
⎣m m
⎦
(42)
Také pro magnetickou složku v podobě magnetické indukce a intenzity magnetického pole platí
B = I μ0 c ⇒ H =
I
Z0
⎡A W ⎤
⎢⎣ m , m 2 ,Ω ⎥⎦ .
(43)
Budeme-li za I brát plošnou hustotu zářivého výkonu Slunce neboli intenzitu záření na
zemském povrchu (která je relativně snadno měřitelná), lze stanovit elektrickou a magnetickou složku tohoto záření. (To platí samozřejmě i pro záření jakéhokoli jiného zdroje).
Tak například:
1.
V červencovém bezoblačném dni v poledne bylo naměřeno I = 1081 W/m2.Z toho
vychází elektrická složka E = 638 V/m a složka magnetická H = 1,69 A/m.
2.
V jednom zářijovém dni bylo zataženo a v poledne bylo změřeno I =28,7 W/m2.
Z toho E = 104 V/m a H = 0,27 A/m.
3.
Prosincový den bez sněhu při zatažené obloze ukázal v poledne I =9,3 W/m2. Z toho E = 59 V/m a H = 0,15 A/m.
4.
U žárovky s příkonem 100 W v ohnisku paraboloidu o průměru 40 cm ve vzdálenosti 0,5 m bylo naměřeno a vypočteno I = 13,7 W/m2, E = 71,8 V/m a
H = 0,19 A/m.
Přímé měření elektrické a magnetické složky vnímatelného elektromagnetického záření je
velice obtížné, ne-li nemožné.
- 114 -
Kromě až dosud uvažované energetické solární konstanty a z ní odvozeného zářivého toku existuje také světelná solární konstanta. Její velikost je ξ = 133,8. 103 lx. Mezi oběma solárními konstantami je proto kvantifikovatelná souvislost. Veličinu I pro potřeby výpočtu
elektrické a magnetické složky vnímatelného záření je tudíž možno výjimečně měřit náhradně
luxmetrem tak, že zjistíme osvětlení E v luxech. Pak platí:
I=
E
⎡W ⎤
≈ 1.10−2 E ⎢ 2 ,lx ⎥ .
97, 66
⎣m
⎦
(44)
Výjimečnost měření pramení z toho, že luxmetry založené na selénovém fotoelektrickém měniči mají spektrální citlivost zhruba shodnou s citlivostí lidského oka. Pro měření intenzit musí být vybaveny korekčními filtry což u běžných výrobků není splněno.
Podobně jako denní a roční chod I podle obrázků 41 a 42, můžeme stanovit, resp. změřit
denní a roční chod E a B (resp. H).
Ve dnech s nízkou oblačností a Sluncem nízko nad obzorem, tedy zejména v listopadu a
prosinci, klesají elektromagnetické parametry slunečního světla na velmi nízkou úroveň. Tak
např., jak jsme ukázali, intenzita elektrické složky dosahuje pouze jednotek až prvních desítek
voltů na metr.
Význačnou vlastností elektromagnetických vln včetně VIS, UV a IR je polarizace. Tento
termín má ve vědě a technice mnoho významů. Proto je polarizaci elektromagnetického záření
nutno uvést podrobněji.
Obr. 44: Princip polarizace záření
Vyjdeme z toho, že elektromagnetické vlnění je příčné, charakterizované, jak již bylo
uvedeno, vektorem své elektrické složky E a a vektorem složky magnetické B resp. H. Obě
jsou navzájem kolmé avšak leží v jedné rovině která je kolmá ke směru šíření. Elektromagnetická vlna, v níž kmity např. vektoru E mají geometricky přesně definované směry, se nazývá
vlna polarizovaná. Když kmity setrvávají ve stále stejné rovině, je vlna rovinně neboli lineárně polarizovaná. Jestliže průmět koncového bodu zmíněného vektoru E (kterému se někdy
říká světelný vektor) do roviny kolmé na směr postupu vlny dává body na kružnici (resp. elipse), je vlna kruhově (elipticky) polarizovaná. V přirozeném nepolarizovaném světle vycházejícím z obvyklých zdrojů (Slunce, žárovky, plameny, výbojky) kmitá světelný paprsek ve
všech rovinách jím proložených a kolmých ke směru šíření (kmity příčné) naprosto stejně.
Směr kmitů se mění velmi rychle a naprosto nepravidelně (obr. 44).
Když vhodným způsobem vybereme kmity určitého směru, můžeme zjistit různé chování
paprsku v různých směrech k němu kolmých. Představuje to jakési usměrnění příčných kmitů.
- 115 -
Názorně to ukazuje obr. 44. Rovinu kolmou ke směru šíření paprsku nazýváme polarizační.
Štěrbinu v ní polarizátor. Kdybychom polarizované vlně postavili do cesty další štěrbinu rovnoběžnou s první, probíhaly by vlny nerušeně. Naopak pootočení té druhé o 90° by průchod
světla znemožnilo. Nazýváme ji polarizační analyzátor.
Elektromagnetické záření lze polarizovat několika způsoby, zejména: odrazem, lomem,
průchodem některými látkami, elektrickým a magnetickým polem. Polarizace může být úplná
nebo (nejčastěji) částečná (viz dále). Intenzita polarizovaného světla (a tím i jeho elektrická
složka) je vždy podstatně nižší ve srovnání se světlem nepolarizovaným z téhož zdroje.
Sluneční záření vstupující do zemské atmosféry je nepolarizované. Následkem rozptylu
na molekulách složek vzduchu a na aerosolových částicích získává částečnou polarizaci. Stupeň této částečné polarizace ppol je definován vztahem, který vychází ze skutečnosti, že intenzitu zcela nepolarizovaného záření I lze rozložit na dvě stejně velké složky I1 a I2 (každá
z nich = I/2), které jsou lineárně polarizované v rovinách na sebe kolmých, avšak bez konstantního vzájemného fázového posunu. Potom stupeň polarizace je:
p pol =
I1 − I 2
.
I1 + I 2
(45)
V reálné zemské atmosféře přichází zcela nepolarizované sluneční záření k pozorovateli
nikoli přímo ze slunečního kotouče a od tzv. antisolárního bodu A (viz obr. 45), ale od tří význačných bodů na nebeské klenbě. Jsou to bod BA čili Babinetův, bod AR neboli Aragův a
bod BR (Brewsterův). Body leží na kružnici ve vertikální rovině
Obr. 45: Význačné body na nebeské klenbě
obsahující kromě nich také střed slunečního disku a stanoviště pozorovatele. Na této kružnici
leží také bod antisolární a mimořádně důležitý bod M.
V závislosti na výšce Slunce nad obzorem a na znečištění atmosféry jsou polohy BA a BR
cca 10 – 20 úhlových stupňů nad (pod) Sluncem a bod AR je asi 20 stupňů nad bodem A. Je
zřejmé, že A je téměř celý rok pod obzorem a BR po část roku, tedy mimo zorné pole pozorovatele.
Naopak výrazně (i když ne totálně) polarizované jsou paprsky v rovině kolmé na rovinu
kružnice nebeské klenby a obsahující body M a P podle obr. 45
Popsané efekty jsou snadno demonstrovatelné i jednoduchými polarizačními analyzátory
(polarizační filtry pro fotografii).
Při zatažené obloze uvedená diferenciace neplatí neboť nelze rozlišit paprsky přímé a odražené (Slunce nedává stín). Za těchto situací zcela chybí polarizované složky a ppol → 0. Také intenzita záření má obě složky (elektrickou i magnetickou) velice nízké.
- 116 -
Funkce viditelného záření a jeho elektromagnetické podstaty
Elektromagnetická podstata viditelného záření, především slunečního, se zdánlivě nijak
neprojevuje a neuplatňuje. Má se všeobecně za to, že na vnímání této podstaty nemáme receptory. To je omyl. Velice citlivými receptory energetického, tj. tepelného, tj. elektromagnetického působení VIS, IR a UV záření jsou kožní nervová zakončení ve vrstvě zvané korium čili
podkoží. Vnímáme-li teplo, vnímáme tím i elektromagnetické záření reprezentované intenzitou, která – jak jsme ukázali - je především funkcí své elektrické složky.
Oči jsou pouze receptorem světla, což je ovšem také energie, ale ve srovnáním se zářením
zcela nepatrná. Tak například při osvětlení 200 lx (hygienické minimum pro umělé osvětlení)
přichází na oční rohovku o průměru 1 mm výkon 1,57 . 10-6 W. Při osvětlení 50 lx (= práh
vnímání světla, při němž lze ještě vykonávat jednoduché činnosti a orientovat se), jde o výkon
pouze 3,9 . 10-7 W = 390 nW.
Obdobná situace je v záležitosti polarizace. Je velice rozšířená představa, že vnímání polarizace viditelného záření je vlastnost hmyzu (včely, mravenci), popř. tažných ptáků.Všichni
však víme, jak nepříjemný je přímý pohled do okolí bodů BA a BR. Naopak víme, jak je příjemné dívat se např. na krajinu v prostoru vymezeném půlkruhem severního horizontu
(s obvykle značně kostrbatým okrajem) a půlkruhem obsahujícím bod M a stanoviště pozorovatele P. Záření (světlo) přicházející z tohoto prostoru je jednak z velké části polarizované,
jednak má intenzitu hluboko pod korigovanou energetickou solární konstantou. Uvedený
efekt je možno označit za nepřímé pozitivní působení polarizovaného světla.
V chladné části roku, zejména na jeho konci nastává v našich zeměpisných šířkách efekt
postihující velmi mnoho lidí. Je to tzv. sezónní deprese někdy označovaná zkratkou SAD (Seassonal affective disorder). Je způsobena nedostatkem slunečního záření. Účinným mnohostranným léčebným prostředkem využívaným ve zdravotnictví je buď obyčejné nepolarizované světlo žárovek či výbojek, ale zejména světlo polarizované. Zdravotnictví k tomu využívá
bioptronovou neboli biostimulační lampu (krátce biolampu), která dává světlo polarizované,
polyfrekvenční a nekoherentní s rozsahem vlnových délek 430-2800 nm.
Význačnými zdroji totálně polarizovaného záření jsou lasery různé podstaty a různých
konstrukcí. Jejich koherentní monofrekvenční záření proniká do ozářeného těla vlivem polarizace specifickým způsobem umožňujícím jinak nerealizovatelné léčebné aplikace. Fyzikální
terapie rozlišuje lasery „soft“ s výkonem do 10 mW, lasery „mid“ o výkonu 10-500 mW a
„hard“ lasery s výkonem nad 500 mW a výraznými tepelnými účinky. Je zřejmé, že pro stimulační účely jsou využitelné pouze lasery s nejnižšími výkony.
Naskýtá se otázka, zda nějakým podobným způsobem nevyužívají polarizovanou část
slunečního světlo také zelené rostliny. V odborné literatuře tato problematika zatím není řešena.
Druhotné elektromagnetické působení Slunce
Vedle VIS a IR slunečního záření, jehož elektromagnetická podstata se vůči všemu živému projevuje způsobem, který jsme se pokusili popsat v předchozí kapitole, existuje ještě
další mimořádně významné elektromagnetické působení Slunce. Druhotné vlivy na biosféru
působí především prostřednictvím změn v elektrickém poli mezi ionosférou a Zemí a prostřednictvím změn v zemské magnetosféře. Kromě toho také zářením rentgenovým a rádiovým.
Podstatou nesvětelného působení je tzv. sluneční vítr. Spočívá v tom, že ze Slunce (kromě
fotonů) vyletuje neustále do meziplanetárního prostoru proud elektronů, protonů, alfa částic a
také těžších iontů. První kontakt se Zemí nastává ve vzdálenosti cca 105 km nad jejím povrchem. Do této vzdálenosti zasahují (obr. 20 a obr. 46) siločáry geomagnetického pole.
Prostor jimi vyplněný se nazývá magnetosféra. Má pro život na Zemi nezastupitelnou funkci
- 117 -
jelikož zachytává korpuskulární záření Slunce. Na straně odvrácené od Slunce sahá magnetosféra mnohem dále, asi do cca 0,5.106 km. Postupně se zužuje a tvoří jakýsi chvost, který vlivem slunečního větru mění svůj tvar i délku.
Obr. 46: Magnetosféra Země - detail
Sluneční vítr na straně přilehlé ke Slunci magnetosféru stlačuje a zčásti jí obtéká a pokračuje ve svém postupu meziplanetárním prostorem. Jistý podíl elektricky nabitých částic tvořících sluneční vítr je v magnetosféře zachycen. Tam se chová jako plazma a prostor jím vyplněný se nazývá plazmosféra.
Zemská atmosféra má téměř v celé své tloušťce stejné složení. Ve výškách přes 60 km
nad zemským povrchem pohlcují molekuly N2 a O2 rentgenové záření, což vede k jejich přeměně na ionty. Atmosféra je tudíž v těchto místech elektricky vodivá a nazývá se ionosféra
(někdy také elektrosféra). Má tři význačné vlastnosti:
¾ odráží rádiové vlny z pozemských zdrojů,
¾ tvoří nad Zemí druhou „elektrodu“ vymezující zemské elektrické pole (kapitola 3),
¾ působí jako záchytná bariéra pro UV a rentgenové záření, které tak nemůže na zemském povrchu poškozovat biosféru.
Ionosféra má složitou prostorovou strukturu. Formálně se člení na vrstvy D, E, F1, F2
jak to ukazuje obr. 47. V noci členění mizí a vrstvy spolu splývají. (Teorie vysvětlující toto
členění je ve spec. literatuře).
- 118 -
Obr. 47: Ionosférické vrstvy
Při zvýšení sluneční činnosti, čímž se rozumí nárůst četnosti erupcí nad obvyklou míru
(které úzce souvisí s nárůstem počtu slunečních skvrn a s jejich polohou), se poklidný a konstantní sluneční vítr mění. Stává se nepravidelným a nárazovitým se značným rozptylem amplitud. Tak dochází k nepravidelnému stlačování siločar geomagnetického pole a ke změnám
jejich směru. Tento efekt, jak jsme již uvedli v kapitole 6.1, se nazývá geomagnetická bouře.
Je jich několik druhů. Některé zasahují současně celou zemskou magnetosféru, jiné – tzv.
subbouře – jsou lokalizované.
Souběžně s geomagnetickými probíhají bouře ionosférické a tzv. náhlé ionosférické poruchy. Nemají žádnou souvislost s bouřkami meteorologickými, které probíhají výhradně
v troposféře.
Podstatou ionosférických bouří a poruch je rychlá a nepravidelná změna polohy především vrstev D, E, což je zároveň provázenou pronikavými změnami jejich hustoty (tj. koncentrace iontů). To má na Zemi za následek poruchy v rádiových spojích, zejména v oboru HF.
Také však poruchy zemského elektrického pole, jehož intenzita během bouře nepravidelně
kolísá v dosti širokých mezích (101 – 102 V/m). Změny sice nejsou tak intenzivní jako za
bouřkových stavů v troposféře, ale zato mají globální charakter. Kromě toho vyvolávají výrazné změny ve složení a koncentraci tzv. atmosférických iontů (viz kapitolu 4).
Zvýšená sluneční činnost vede také k náhlým a častým „vzplanutím“ emisí rádiových
elektromagnetických vln v oborech VHF a SHF
Intenzita rádiového záření Slunce nedosahuje na povrchu země hygienicky přípustné (viz
kap. 10) úrovně 10 W/m2.
Stručně popsané nesvětelné efekty způsobené Sluncem (resp. jejich četnost) mají periodický charakter. To vedlo a dosud vede četné badatele z různých oborů k pokusům dávat do
- 119 -
příčinné souvislosti sluneční aktivitu s nejrůznějšími ději a událostmi periodického charakteru. Tak byly a jsou zkoumány:
- úroda zemědělských produktů,
- růst dřevní hmoty stromů,
- výskyt epidemií různých chorob,
- výskyt zločinnosti,
- výskyt úmrtnosti,
- dopravní nehodovost a mnohé další.
10. Legislativa a přehled referenčních úrovní důležitých veličin
Pro tvorbu hygienických předpisů a norem v oboru působení elektromagnetizmu
v životním prostředí je nezbytně nutný základ. Tím je výběr veličin, jimiž je možno kvantifikovat míru škodlivosti či neškodnosti elektromagnetických polí, toků a vln. Nazývají se veličiny kritické neboli dozimetrické.
Již od samého počátku legislativních snah v tomto oboru se ustálilo členění velikosti kritických veličin na „pro obyvatelstvo“ a „pro pracovníky“. Vycházelo se z toho, že pracovníci
jsou vystaveni polím maximálně po dobu trvání pracovní doby, kdežto obyvatelstvo je exponováno trvale. Toto pojetí zůstává v platnosti dodnes.
V současné době (rok 2008) platí v ČR totéž, co v celé EU. Je to Direktiva Evropského
Parlamentu a Rady Evropy z roku 2004. Tato direktiva převzala beze zbytku Směrnice pro
expoziční limity elektromagnetických polí a neionizujícího záření ve frekvenčním oboru 0 Hz
až 300 GHz. Uvedené Směrnice vypracovala, původně v letech 1994 – 1998 jako legislativní
návrh, mezinárodní komise expertů ICNIRP (International Commission on Non-Ionizing Radiation Protection). Výše uvedená Direktiva převzala Směrnice jako závaznou normu. Tu přijala v roce 1999 také Světová zdravotnická organizace (WHO).
Z Direktivy vycházejí dílčí vyhlášky, což v ČR garantuje NRL neboli Národní referenční
laboratoř pro neionizující elektromagnetická pole a záření. Z oněch dílčích vyhlášek je možno
jmenovat Nařízení vlády č. 480/2000 Sb. Nebo normu ČSN-IEC 479-1 zmíněnou již
v kapitole 5.1
Potřebné výše zmíněné dozimetrické veličiny (v závislosti na dílčích frekvenčních oborech) jsou tyto:
¾ Kontaktní (popř. indukovaná) proudová hustota J [A/m2] v těle nebo části těla osoby.
¾ Měrný absorbovaný výkon SAR [W/kg] v těle osoby.
¾ Zářivý tok (plošná hustota zářivého výkonu) S [W/m2] v místě pobytu osoby.
¾ U polí stacionárních a pomalu proměnných také intenzity těchto polí, popř. magnetická indukce.
Na obrázku 48 jsou graficky znázorněny nejvyšší přípustné hodnoty dozimetrických veličin (při trvalé expozici celého těla) rozhodujících pro posouzení zdravotního rizika. Je-li expozice kratší než 6 minut nebo jejím objektem je malá (???) část těla, pak se hodnoty podle
obr. 50 zvyšují. Jak? To by mělo být specifikováno v dílčích vyhláškách. V ČR je to např. již
jmenované Nařízení vlády č. 480/2000 Sb. To vše se ovšem týká jen veličiny SAR.
- 120 -
Obr. 48: Nejvyšší přípustné hodnoty J, SAR, S
Obr. 49: Referenční úrovně E, B, S
- 121 -
Na obr. 49 jsou referenční úrovně intenzity elektrického pole E, magnetické indukce B a
zářivého toku S pro trvalou expozici. Tyto úrovně jsou pro kmitočty nad 10 GHz současně
nejvyšší přípustnou hodnotou.
Obr. 50: Referenční a mezní úrovně E
Obr. 51: Referenční a mezní úrovně B
- 122 -
Obr. 52: Srovnání: hygienické limity pro frekvenci 900 MHz
Mezi nejvyššími přípustnými hodnotami a hodnotami referenčními panuje podle Informace NRL č. 1(1999) takovýto vztah:
Citace: „Referenční úrovně dozimetrických veličin jsou dobře měřitelná čísla, z nichž
jsou nejvyšší přípustné hodnoty odvozeny. Dodržení referenčních úrovní E, B, S zaručuje, že
budou dodrženy i nejvyšší přípustné hodnoty zvané též základní limity.
Referenční úrovně jsou pomocné a nemusí být dodrženy, jestliže se prokáže, že navzdory
jejich překročení jsou dodrženy základní limity.“ Konec citace.
Pro působení stacionárních polí a také tam, kde z nějakého důvodu nelze stanovit S a
SAR, jsou stanoveny referenční a mezní úrovně pro E a B. Ukazují to obrázky 50 a 51.
Hygienické limity pro kmitočet 900 MHz (mobilní telefony) v závislosti na době působení elektromagnetického pole (resp. vlnění) jsou na obr. 52. Pro srovnání jsou zde i čísla z již
neplatné vyhlášky 408/90 Sb.
U záření VIS, UV IR a laserového se kromě uvedených používá také ve funkci dozimetrické veličiny dávka ozáření [J/m2]. Platí zde rovněž speciální legislativa a to zejména:
ČSN – IEC 50(845), ČSN – EN 60825, doporučení Environmental health criteria 14: Ultraviolet radiation, WHO Geneva 1979 a také doporučení Ehc 23: Lasers and optical radiation, WHO Geneva 1982.
Na závěr je nutno poznamenat, že hygienické normy pro elektromagnetizmus se týkají
pouze termického působení. Netermické účinky v žádných normách nejsou. Především proto,
že na netermické působení existuje mnoho různých pohledů (obr. 28). Následkem toho nejsou
k dispozici žádné dozimetrické veličiny.
- 123 -
11. Seznam literatury
[15] Main G. I.: Kmity a vlny ve fyzice. Academia Praha, 1990.
[16] Hrazdira I. a kol.: Biofyzika. Avicenum Praha, 1990.
[17] Bednář J.: Pozoruhodné jevy v atmosféře. Academia Praha, 1989.
[18] Szantó L. Maxwellovy rovnice. BEN Praha, 2003.
[19] Djadkov S.: Základy vf elektrotechniky. Skripta ČVUT – SNTL, 1954.
[20] Myslík J.: Elektromagnetická pole – základy teorie. BEN Praha, 1998.
[21] Novotný K.: Teorie elktromagnetického pole. Skripta FEL, 2004.
[22] Haňka L.: Teorie elektromagnetického pole. SNTL - ALFA Praha, 1975.
[23] Trnka Z.: Teoretická elektrotechnika. SNTL – ALFA, 1970.
[24] Havelka J., Fuka K.: Elektřina a magnetizmus. SPN Praha, 1965.
[25] Čičmanec K.: Elektrina a magnetizmus. ALFA – SNTL Bratislava 1980.
[26] Dědek L., Dědková J.: Elektromagnetizmus. VITIUM Brno, 2000.
[27] Mayer D., Polák J.: Metody řešení elektrických a magnetických polí. SNTL – ALFA
Praha, 1983.
[28] Kolektiv: Elektromagnetická pole a biologické systémy. Sborník konference ČSVTS –
FEL, 1988.
[29] Kolektiv: Elektromagnetická pole a biologické systémy. Sborník konference ČSVTS –
FEL, 1990.
[30] Marha K. a kol.: lektromagnetická pole a životní prostředí. Stát. zdrav. nakl. Praha, 1968.
[31] Musil J.: Měření intenzity elektromagnetického pole pro hygienické účely. Sdělovací
technika 13/65, str. 145, 146.
[32] Němec P., Vácha M.: Mechanizmy magnetorecepce. Vesmír 86 – 2007/5, str. 284 – 289.
[33] Pechač P.: Šíření vln v zástavbě. BEN Praha, 2005.
[34] Dvořák J., Křivský L.: Slunce – náš život. Panorama Praha 1989.
[35] Landsperský H.: Měření povrchu a velikosti práškových materiálů. SNTL Praha, 1960.
[36] Cihelka J.: Sluneční vytápěcí systémy. SNTL Praha, 1984.
[37] Jokl M.: Zdravé obytné a pracovní prostředí. Academia Praha, 2002.
[38] Cipra M., Kříž M., Kůla V.: Elektrotechnická kvalifikace. Skripta ČVUT – FEL 2005.
[39] Vojuckij S.S.: Kurs koloidní chemie. SNTL Praha, 1984.
[40] König H., Erlacher P.: Neviditelná hrozba ? HEL Praha, 2001.
[41] Hvožďara M., Prigancová A.: Zem – naša planéta. Veda Bratislava, 1989.
[42] Häberle G. a kol.: Technika životního prostředí pro školu a praxi. Europa Sobotáles,
2003.
[43] Spurný Z.: Atmosférická ionizace. Academia Praha, 1985.
[44] Pechač P., Zvánovec S.: Základy šíření vln v zástavbě. BEN, 2007.
[45] Mirošniíčenko L. I.: Slnečná aktivita a zem. Veda Bratislava, 1987.
[46] Schröder G.: Technická optika. SNTL Praha, 1981.
[47] Štrba A.: Všeobecná fyzika 3 – optika. Alfa Bratislava 1979.
[48] Poděbradský J., Vařeka I.: Fyzikální terapie I, II.Avicenum Praha, 1998.
[49] Doluchanov M. P.: Šíření rádiových vln. SNTL Praha, 1955.Vrbík P.: Hygiena optického
záření a osvětlování. Vyd. IDVPZ Brno, 1998.
[50] Kleczek J.: Sluneční energie. SNTL Praha, 1981.
[51] Tuček M., Cikrt M., Pelclová D.: Pracovní lékařství pro praxi. GRADA – Avicenum
Praha, 2005.
[52] Capko J.: Základy fyziatrické léčby. GRADA – Avicenum Praha, 1998.
- 124 -
PRŮMYSLOVÉ DĚDICTVÍ KULTURNÍM POTENCIÁLEM
UDRŽITELNÉHO ROZVOJE
Benjamin Fragner
1. Úvod
Průmyslové dědictví, opuštěné a nevyužívané výrobní stavby a průmyslové areály, zjednodušeně zahrnované pod pojem brownfields, nemusejí představovat pouze přetrvávající
zátěž pro životního prostředí.Velmi často jde naopak o velmi pozoruhodná technická a industriální díla minulosti, která pro území a sídla, v nichž se nacházejí, nabízejí mimořádný
rozvojový potenciál. i
Text tohoto příspěvku navazuje na probíhající výzkum Výzkumného centra průmyslového dědictví při ČVUT v Praze, opírá se o informace a data shromážděná především při naplňování Registru průmyslového dědictví České republiky, který je hlavním a pro aplikační
užití v projekční praxi cenným výstupem výzkumu ČVUT.ii
Mezioborová povaha problematiky vede k široce rozvrstvené spolupráci více pracovišť
ČVUT (především Fakulty architektury a Fakulty stavební), případně dalších vysokých škol
a institucí (Národní památkový ústav, Národní technické muzeum, TU Liberec, AMU, FF
UK, UJEP Ústí nad Labem…), propojuje pohledy architektů, urbanistů, památkářů, historiků
techniky a sociologů. VCPD ČVUT v Praze rovněž spolupracuje s představiteli místní a státní
správy a s rezortními ministerstvy, podílelo se například na vytváření podkladů pro první fázi
Národní strategie regenerace brownfields, kterou pro vládu ČR vypracovává vládní agentura
CzechInvest.
Příspěvek také shrnuje alespoň některé pohledy na tuto problematiku, jak je představila
v září roku 2007 mezinárodní konference Průmyslové dědictví kulturním potenciálem udržitelného rozvoje, pořádaná Výzkumným centrem průmyslového dědictví ČVUT v rámci bienále Industriální stopy.iii
2. Východiska
Pro pochopení závažnosti tématu je nutné zmínit kontext, v němž průmyslové dědictví
vystupuje do popředí veřejného zájmu. V západní Evropě a Spojených státech amerických
lze tento vývoj sledovat již od 60. a 70. let dvacátého století, v důsledku zefektivňování
těžařského a zpracovatelské průmyslu, globalizace trhu, postupujících technologických změn
ve výrobě i dopravě, ale především pod tlakem energetické krize, během níž stovky průmyslových objektů a areálů zůstaly nevyužité, opuštěné, prázdné.
Impulsem pro vznik hnutí za záchranu průmyslového dědictví – zpočátku ve Velké Británii a následně v Evropě - bylo v roce 1962 zbourání dórského portiku nádraží Euston
v Londýně z roku 1837. Rozhořčení široké veřejnosti i pochybnosti a diskuse odborníků nalezly ohlas v řadě evropských zemí. Vyústily ve vznik mezinárodní platformy pro mapování a
další využití průmyslového dědictví TICCIH (The International Committee for the Conservation of the Industrial Heritage). První kongres TICCIH se roku 1973 příznačně uskutečnil v britském Ironbridge, v kolébce průmyslové revoluce. I to bezesporu přispělo k rozšíření nového vědeckého oboru industriální archeologie. iv
Do té doby poměrně úzce specializovaný zájem nevelkého okruhu historiků, badatelů a
sběratelů přerostl téměř den ze dne v globální celospolečenské téma.
- 125 -
Třicetimetrový litinový most z roku 1779 přes řeku Severn v Ironbridge, Velká Británie,
v kolébce průmyslové revoluce. Zde se také v roce 1973 konal první kongres mezinárodní
organizace na ochranu průmyslového dědictví TICCIH. Foto archiv VCPD.
U nás - se zpožděním několika desetiletí - pozorujeme obdobný vývoj, přestože jeho společenský kontext byl v mnohém velmi rozdílný. První výraznější projev zjitřeného zájmu o
průmyslové dědictví vyvolalo roku 1985 zbourání nádraží Praha – Těšnov, po kterém následovalo založení Sekce průmyslového dědictví při Národním technickém muzeu v Praze.
Oproti západoevropských zemích zde byl zřetelnější politický a kulturní podtext, téma průmyslového dědictví bylo vnímáno i jako příležitost k navázání zpřetrhané historické kontinuity po roce 1948.
Obecně přijatým, celospolečenským, aktuálním tématem se ale průmyslové dědictví
v České republice stává až v posledním desetiletí dvacátého století. Přispěla tomu nejen radikální proměna hodnotových kritérií po roce 1989, ale také postupující restrukturalizace hospodářství, s útlumovými programy a omezováním výroby, jistě i ne zcela průhledné až spekulativní majetkové transakce, umožněné pokřivenými vlastnickými a právními vztahy po desetiletích trvání znárodněného hospodářství.
Výsledkem bylo, že během pár let, v podstatě ve většině průmyslových objektů (především těch historických a novým technologiím už nevyhovujících) byla ukončena dosavadní
výroba, případně došlo k jejímu výraznému omezení, ke změnám výrobního programu.
Prázdné nebo nedostatečně či provizorně užívané budovy chátraly, začaly obtěžovat okolí.
Dosud užívané souhrnné pojmenování „brownfields“ se pro ně zdálo příhodné.
Úvahy o novém využití průmyslového dědictví tak bohužel už v začátcích zastínily i
předsudky - či spíš odsudky: Obvykle užívané definice brownfields shrnují, že jde o nemovitosti a pozemky, které „negativně ovlivňují (deprimují) okolí.“v Průmyslové dědictví - brownfield bylo bráno jako negativní protipól greenfields, jako synonymum ekologické zátěže,
rozkladu, tedy prostor a příležitost k „vyčistění“ od všech připomínek původní lidské činnosti.
Ale je tomu skutečně tak?
Nebo se jen nedaří včas a poučeněji rozeznat také pozitivní hodnoty, které opuštěná stavby a průmyslové areály mohou představovat pro urbanismus a současnou architekturu jejich
tvůrčím novým užitím - konverzí (adaptive re-use, creative re-use)?
- 126 -
3. Vymezení pojmů
Pro přesnější představu o mnohotvárnosti a šíři tématu, kterému se věnujeme, je nezbytné
začít shrnutím, co je a co není obsahem našeho zájmu?
Volně shrnuto podle mezinárodní organizace pro průmyslové dědictví TICCIH (The International Committee for the Conservation of the Industrial Heritage), průmyslové dědictví je
tvořeno pozůstatky průmyslu a techniky, a jako součást kulturního dědictví člověka má historický význam pro porozumění civilizačního vývoje, pro pochopení principů technologických
změn, pro vědomí společenských souvislostí, vztahuje se k událostem a činnostem
s dějinnými důsledky. Reprezentuje hodnoty a zkušenosti – technické, vědecké, architektonické, umělecké i sociální, ale také materiální, pro něž si zaslouží chránit a zachovat. vi
Pokusme se pro přehlednost, i když s nezbytným zjednodušením (ale především pro
usnadnění hledání možností nového využití) rozvrstvit objekty zahrnované pod průmyslové
dědictví do pěti tematických skupin (členění vychází z dokumentů TICCIH) :
¾ Jsou to někdejší centra výroby – dílny, továrny, mlýny, hutě, ale také doly a místa,
kde dochází ke zpracování a úpravě surovin a materiálu;
¾ dále sklady, překladiště a úložiště pro suroviny, polotovary i finální výrobky;
¾ výraznou skupinu tvoří energetická díla, včetně jejich součástí a objektů pro distribuci
energie, vodárenská díla, úpravny vod a čistírny splašků;
¾ stavby pro osobní a nákladní dopravu, železnice, silnice, vodní cesty a letiště, včetně
infrastruktury a doplňujících provozních budov, nádraží, přístavů, letištních hangárů;
¾ zvláštní skupinou, na kterou se obvykle zapomíná, přestože mezi průmyslové dědictví
pro jeho úplnější obraz také patří jsou sociální, servisní a obytné stavby (například
staré dělnické obytné kolonie), spjaté s existencí průmyslové činnosti v daném místě.
Kdybychom pro přesnější obraz ke každé ze skupin připojili konkrétní stavební díla
z našeho okolí, už jen tento nástin ukazuje, jakou bohatost prostorů, tvarů, konstrukcí, hmotových a kompozičních vztahů nabízejí.
Profesor ing.arch. Emil Hlaváček, DrSc. v první u nás na toto téma vydané publikacivii už
v roce 1985 upozorňoval na rozhodující význam členění staveb pro výrobu na dvě základní
skupiny - výrobní objekty jednoúčelové a výrobní objekty víceúčelové. Tyto obecné typologické kategorie totiž předurčují způsob a možnosti dalšího využití: Jestliže jednoúčelové jsou
víceméně jakousi skořápkou či „kapírováním“ stroje a stavební část bývala spíš pojímána jako
součást technologie (nebo přesněji řečeno stavba je vlastně „pokračováním stroje“), lze je po
skončení výroby jen obtížně využívat pro zcela jinou funkci, případně je nutné hledat velmi
specifické nové užití, tak jako je tomu například u většiny částí hutních či důlních areálů, vápenek, některých částí pivovarů atd. Naopak stavby víceúčelové, kupříkladu textilky, sklady,
strojírenské provozy, některé části bývalých drážních areálů jsou mnohem flexibilnější a přizpůsobitelné třeba právě i pro bydlení, kanceláře či komerční využití, jak dokládají již realizované projekty v mnoha bývalých průmyslových městech světa.
Základní členění by však nestačilo postihnout velmi pestré a mnohotvárné spektrum
značně rozdílných staveb, které se liší účelem, pro něž vznikly, stavební konstrukcí a jejím
propojením s technologií, rozlehlostí i stroji, které obsahují či obsahovaly.
K významným argumentům při rozhodování o projektech, směřujících k oživení průmyslového dědictví patří bezesporu odkaz na historickou, památkovou hodnotu, kterou pomáhá
závazně definovat probíhající evidence a výzkum.viii
Situaci jistě komplikuje, že časové vymezení průmyslové dědictví je v celosvětovém
srovnání značně rozostřené.
- 127 -
Obecně lze shrnout, že jde především o stavby a zachované technologie související
s nástupem a prosazováním industrializace. Vývoj v mnohém navázal na inovace a společenské události v předindustriálním období, kořeny tedy prorůstají hluboko do minulosti. Naproti
tomu vlna industrializace zasáhla různé oblasti světa se značnými časovými posuny a rozdílným tempem, se zpožděním padesáti i více let. Zatímco v jedné části světa už mluvíme o postindustriální společnosti, na jeho jiném konci, v rozvojových zemích používají stále technologie příbuzné těm před nástupem industrializace v Evropě.Ne zcela přesné časové hranice
průmyslového dědictví zahrnují zhruba čtvrt tisíciletí. V počátcích, s přesahem k hospodářským a výrobním budovám 18. století, kdy objekty sloužily především výrobě pro místní spotřebu: dílny, mlýny, sklářské a železářské hutě či manufaktury a provozy bez rozsáhlejšího
zapojení strojů.
Je však několik obecně uznávaných událostí, které zrychlovaly tempo vývoje a přece jen
napomáhají naší orientaci:
Byly to změny ve zpracování železa; rozšíření konstrukčních možností a rozsáhlejší
uplatnění litiny při stavbě nových strojů i technických a výrobních staveb nastartoval
v prvním desetiletí osmnáctého století Abraham Darby použitím černouhelného koksu při
úspěšné tavbě železa ve vysoké peci v anglickém Coalbrookdale u Ironbridge, v místě dnes
pokládaném za kolébku průmyslové revoluce.
Zvýšená potřeba hnací energie vedla k vylepšování staršího typu parního stroje Thomase
Newcomena, to v šedesátých letech 18. století vyústilo návrhem parního stroje skotského mechanika Jamese Watta, dovedeného až k dokonalosti dvojčinného parního stroje Boultona &
Watta z roku 1785, prvního univerzálního motoru, jehož koncepce a možnosti změnily rytmus
výroby.
K začátkům průmyslové revoluce a tovární výroby patří už v sedmdesátých letech 18. století založení nové strojní přádelny poháněné vodní silou v Derwent Valley v anglickém
Cromfordu. ix
Ta už měla znaky tovární budovy, v níž se soustřeďuje průmyslová výroba: její podoba,
prostorové uspořádání i měřítko byly podřízeny zásobování potřebnou hnací energií, parametrům hnacích strojů, ale také cílevědomému propojení výrobních postupů, jakoby bez konce
pokračujících technických úkonů. Mechanizace výrobního procesu s racionální dělbou práce
mezi skupiny dělníků se zrcadlí v nepřehlédnutelném ryse průmyslové architektury – v typologické opakování, v motivu reprodukovatelnosti, násobení, posléze typizaci.
Pro budovy prvního období industrializace, tak jak v západní části Evropy a v severní
Americe probíhala od konce 18. a začátkem 19. století, bylo zpočátku obvyklé především
využitím vodní síly a uhlí, důležitým konstrukčním materiálem bylo železo.
Od zahájení provozu pravidelné parostrojní železnice s lokomotivou George Stephensona
mezi Stocktonem a Darlingtonem roku 1825 a zřízením první veřejné železnice
z Manchesteru do Liverpoolu v roce 1830 začalo být rozhodující také napojení nového průmyslu na novou dopravní síť. (Právě v místech, která dnes prožívají nový rozmach díky
úspěšným architektonickým konverzím.) Stala se osou dramatické urbanizace měst, převrátila jejich prostorovou hierarchii a vedla ke vzniku bezpočtu drážních budov a technických objektů.
Industrializace přinesla vznik nových stavebních typů i proměnu symbolů. Vertikály dýmajících komínů a těžních věží nově budovaných důlních děl zpočátku zosobňovaly úspěšnost, sílu techniky při uplatnění externích zdrojů energie, schopnost exploatovat, co dosud
skrývala příroda.
České země, tehdy součást habsburské monarchie, dostihla vlna industrializace se zpožděním, předcházela jí ale postupná technologická vylepšení a dílčí, zatím spíš nesystémová
zapojení pracovních a pohonných strojů, převážně v textilní výrobě. Pro hospodářské dějiny
- 128 -
českých zemí je za výchozí datum uváděn rok 1815 - návrat do mírového života v monarchii
decimované napoleonskými válkami pootevřel cestu k hospodářským změnám, ke zprůmyslněním výroby. x Ovšem už dříve nad ostatními oblastmi monarchie vynikaly zdejší textilky,
prosperovaly porcelánky, sklářské hutě, výroba papíru. Představovaly základ budoucích center industrializace, v Liberci, v Brně, na předměstí Prahy v Karlíně, na Smíchově. Teprve od
dvacátých a třicátých let 19. století začíná rozhodující období zakládání, postupné transformace a rozvoje průmyslu v českých zemích, ještě výrazněji pokračuje v druhé polovině století.
Změnilo podobu i tak tradičních provozů, jakými bylo v Čechách vaření piva, a nechalo vyniknout novým oborům, například zavedením difúze cukru z řepných řízků došlo k rychlému
rozvoji cukrovarnictví (cukrovary například v současné době k průmyslovým objektům, které
v České republice zcela mizí).
Proměny průmyslu konce 19. a nastupujícího 20. století pak předznamenala elektrotechnická výstava v Paříži roku1881. Elektřina zasáhla dosavadní logiku výrobních postupů i každodenní život, nejen tím, jak prodloužila den. Flexibilnější a ekonomičtější elektromotory,
méně náročné na místo, zefektivnily, ulehčily a především zrychlily práci ve starších provozech. Přispěly i ke vzniku nových předmětů pro průmysl i masovou spotřebu, a tím ve svém
důsledku vedly k zakládání dalších prosperujících továren.
Pro představu o rozsahu a rozložení průmyslu na našem území pomůže srovnání, že při
vzniku Československa roku 1918 bylo až sedmdesát procent veškerého průmyslu bývalé
rakousko-uherské monarchie soustředěno v Čechách, na Moravě a ve Slezsku, zatímco toto
území tvořilo přibližně jen pětinu starého mocnářství.
O víc jak desetiletí později, ke dni 27. května 1930, proběhlo „sčítání živnostenských závodů v Republice československé“. Firem s více než šesti zaměstnanci bylo přes čtyřicet tisíc,
z toho přibližně čtyři sta padesát velkých závodů (v každém pracovalo nejméně pět set lidí). xi
Toto vše jsou víceméně obecně známá fakta, jejich připomenutí je však důležité pro úplnější představu, co u nás ještě po následující půl století formovalo životní prostředí průmyslové doby a nyní je součástí průmyslového dědictví.
Při jeho časovém vymezování průmyslového dědictví se tedy z druhé strany dostáváme až
téměř do současnosti. V hospodářky vyspělejších zemích Evropy prochází hranice končící
průmyslové éry od prvního desetiletí po druhé světové válce.
4. Argumenty pro nové využití
Specifičnost, množství a jistě i proměnlivé hranic při definování obsahu, rozsahu a časového určení průmyslového dědictví vyžaduje pro každou z pěti uvedených skupin staveb formulovat argumenty individuelně - se zřetelem k umělecko historickému významu, umístění,
stavebně technickému stavu, ale i rizikům, které pro nové využití představují například ekologické zátěže.
Lze je zahrnout pod tři výchozí okruhy při rozhodování o zacházení s průmyslovým dědictvím.
I. MÍSTO a kontext
Léta provozovaná výrobní či obchodní činnost vtiskla ulicím i celým čtvrtím specifický
charakter, s nímž si je identifikují lidé z ostatních částí města i ze vzdálenějšího okolí. Industriální stavby a technické objekty obvykle v době svého vzniku (a ještě spíše později za
provozu, k němuž byly určeny) zasáhly životní prostředí, často představovaly ekologickou
zátěž, především však obvykle patřily k nejvýznamnějším cílům, dominantám a orientačním
bodům ve městě a krajině - svou hmotou, výškou, jasným a zažitým komunikačním propojením s ostatní zástavbou, ale i významem, který měly pro život celých generací. Ještě i ve zcela
změněných podmínkách mají sílu působit jako přesvědčivá krystalizační ohniska nových roz- 129 -
vojových záměrů, budoucích urbanistických kompozic. Přispívají k zachování vědomé kontinuity osídlení jako součást paměti místa.
II. tvar - porozumění smyslu a uznání hodnot
Časová i kulturní propast stěžuje rozpoznání původního záměru (sdělení, poselství),
s nímž industriální objekty vznikaly. Metodickým nástrojem se může stát detailnější stavebně
historický průzkum, studium historického vývoje průmyslových technologií, soustředění dobové dokumentace, srovnání s obdobnými objekty v okolí i na vzdáleném místě, tak aby se
podařilo zpřesnit představu o původní podobě a fungování později zcela exploatovaných a
následnými přestavbami, dostavbami a následným úpadkem výroby změněných industriálních
objektů. Pro výraz průmyslové architekturu 19. a první poloviny 20. století je také charakteristické vnitřní napětí /specifická atmosféra/, umocněné dvojznačností až rozporem mezi účelností a reprezentativností, mezi uměleckými ambicemi a ekonomií výroby, pečlivě uplatňovanými tradičními řemeslnými postupy a významnými technickými inovacemi. I proto novým
obsahem obdařená industriální stavba - nebudou-li novými zásahy překryty její kvality - má
to, co chybí výstavbě vzniklé bez vývoje.: Často až bizarním setkáním ryze konstrukčních a
technických prvků s dobovými výtvarnými motivy, dokonalými řemeslnými detaily či zachovalými stavebními fragmenty obohacuje vnímání stavby /území/ příběhem vzniku, vývoje,
fungování. Nové využití (konverze, adaptive re-use, creative re-use) industriálních objektů
v projektech udržitelného rozvoje obohacuje prostředí propojením významů, stylů, dobových
zkušeností. Estetickou hodnotou se stávají i přiznané stopy zaniklé činnosti, míjejícího času,
lidské existence.xii Zaniklý výrobní proces se také často dodnes promítá do prostorového a
funkčního uspořádání budov a celého areálu – ať už jde o sledování někdejších tras zásobování a zpracování surovin či na sebe promyšleně navozujících činností. Hledisko tzv. technologického toku, tedy jak se minulé postupy výroby a směry dopravy promítly do prostorové a
hmotové skladby továrních objektů a areálů, do urbanismu, je zřetelným rysem průmyslového
dědictví, pomáhá rozpoznat původní funkce a stavbu časově zařadit.
Kriteria uplatňovaná pro určení památkové hodnoty:13
¾ Historicky typické objekty. Tento zřetel u průmyslového dědictví vyniká především
proto, že právě pro zprůmyslnění je obvyklé úsilí o vytvoření standardů a opakujících
se typových projektů. Setkáváme se tedy s pojmem typičnosti, která přispívá ke vzniku charakteristické „industriální“ atmosféry.
¾ Historicky jedinečné objekty. Stavební díla, která svým ojedinělým konstrukčním či
uměleckým řešením, vazbou na progresivní a vývoj akcelerující výrobní technologii
představují historický mezník, stávají pro probíhající industrializaci příkladem
k následování, symbolem.
¾ Objekty spjaté s počátkem nebo ukončení vývojové řady. (Například dokládající zavedení zcela nového technologického postupu či naopak poslední příklad zanikající výroby.)
¾ Stavební díla a zachované technologie jako odraz zprůmyslnění v pracovních a výrobních poměrech i sociálních vztazích.
¾ Průmyslové dědictví reprezentující duchovní a kulturně historickou situaci doby vzniku stavebního a technického díla.
III. program – předpoklad pro zhodnocení kvalit
Nové (s původním posláním už nesouvisející) užití průmyslového dědictví je rozhodujícím způsobem podmíněno charakterem (typologií) objektu, stavebně technickým stavem, měřítkem, dostupností investičních prostředků. Zkušenosti již realizovaných projektů konverzí
industriálních objektů (především ve Velké Británii, Německu a Francii, v České republice
- 130 -
zatím spíš ojediněle) potvrzují, že k dosažení přesvědčivějšího výsledku napomůže právě respektování některých principů udržitelného rozvoje:
¾ 1/ Výchozím kriteriem je odezva na místní potřeby a pochopení výjimečnosti stavby:
úvodní investice nastartují směr vývoje, jejich prosazování probíhá ve shodě
s dlouhodobým záměrem rozvoje území, přispívá k uchování kontinuity osídlení. Proto je rozhodující vytipování tzv.„key building“, krystalizačních míst regenerace /např.
pilotní projekt konverze opuštěného objektu pro veřejně prospěšné užití, místní centra, využití pro trávení volného času, turistiku, vzdělání; v takových případě je také
obvykle snadnější získat podporu formou investic z veřejných prostředků/.
¾ 2/ Nezbytné je k průmyslovému dědictví přistupovat diferencovaně: rozhodovat na
míru vybraným stavbám. Důležité je studií proveditelnosti předem vybalancovat rizika a přínosy, vyhodnotit stavebně technické a prostorové limity, životaschopnost záměru; vzhledem k pojmenovaným hodnotám hledat možnosti propojení veřejně prospěšných investic a soukromých podnikatelských iniciativ (příklad Manchesteru především od 90. let 20. století).
¾ 3/ Doporučuje se, aby realizace probíhala finančně udržitelných investic (nejlépe metodou postupných kroků) a s rozvahou finanční a technické náročnosti provozu a
údržby: například úvodní méně náročné zásahy zpřístupní objekty a území, přispějí
pozitivní změně názorů, výtěžek z provozu a dotací se pak použíje na další rozvoj,
vyvolaný následný zájem dalších investorů umožní novou, výhodnější kalkulaci pokračujících náročnějších projektů.
Z uplynulých let je patrně nejpřesvědčivější rozsáhlá realizace projektu IBA Emscher
Park, který přispěl k regeneraci bývalých průmyslových center v německém Porúří (například
využití areálů dolů či bývalých metalurgických komplexů pro trávení volného času, na muzea
či pro komerční účely pomohly současně rozšířit nabídku pracovních míst v oblastech
s vysokou nezaměstnaností a zcela změnily pohled na nedávno ještě nepřitažlivé, průmyslem
devastované, upadající území).
5. Závěr
V přednášce na mezinárodním bienále Industriální stopy Sir Neil Cossonsxiii zdůrazňoval
následnost rozhodujících kroků, nemá-li být téma průmyslového dědictví v projektech udržitelného rozvoje pouze krátkodobým gestem, vyprázdněnou frází: východiskem je porozumění
a znalost (tedy mapování a výzkum), na základě toho vyhodnocení průmyslového dědictví (a
formulování argumentů), ochrana pojmenovaných hodnot – a jejich nové využití…
Vedle často publikovaných a dnes již ikonických příkladů, jako londýnská Tate Modern
z elektrárny na londýnském nábřeží či vídeňské plynojemy, odborný se zájem soustřeďuje
především na projekty regenerace devastovaných území a oživení zanedbaných a chátrajících
areálů v bývalých městských průmyslových centrech, jak to předpokládá například územní
plán v anglickém Bradfordu. Průmyslové dědictví je i motivací nových hospodářských aktivit
a rozvojových cílů.
Nejde o jednotlivé a pouze pro časopisy určené realizace.
Přispívají k tomu hlediska, která nejsou motivována jen bezprostředním praktickým užitkem, podstatně ovlivňují kvalitu osídlení, napomáhají identifikovat se s místy, přispívají kulturní diverzitě a sociální stabilitě v transformovaném území.
Svým způsobem se využité objekty průmyslového dědictví stávají i svéráznou formou
recyklace ve světě omezených zdrojů. Především však představují významové zakotvení, záchytná místa další urbanizace.
- 131 -
[1]
[2]
[3]
[4]
[5]
[6]
[7]
6. Výběr z literatury:
Stratton, M. (ed), Industrial Buildings: Conservation and regeneration. London 2000
Tiesdell, S. – Oc,T. – Heath, T.: Revitilizing Historic Urban Quarters. Architectural
Press, London 2001
Zemánková, H.: Tvořit ve vytvořeném. VUT Brno 2003
Fragner, B. – Hanzlová, A.: Industriální stopy - architektura konverzí průmyslového
dědictví/ Vestiges of Industry – architectural conversion of industrial heritage. VCPD
ČVUT Praha 2005.
Dvořáková, E. – Fragner, B. – Šenberger,T.: Industriál_paměť_východiska. TitanicGrada, Praha 2007
Fragner, B. (ed): průmyslové dědictví/ industrial heritage. Sborník příspěvků
z mezinárodního bienále industriální stopy. ČVUT v Praze 2008
http://vcpd.cvut.cz
/Poznámky za obrazovou přílohou/
- 132 -
Obrazová příloha
Foto B. Fragner, Zbyněk Hrbata a archiv VCPD ČVUT, Vítkovice a.s., ERIH
Železářská huť ve Völklingenu (založena roku 1873). První průmyslový závod tohoto rozsahu a druhu
je jako autentický a unikátní doklad průmyslového věku od roku 1994 na seznamu světových památek
kulturního dědictví UNESCO. Ochranný režim rozhoduje i o dalším urbanistickém vývoji města.
- 133 -
Modelovým příkladem vztahu průmyslového dědictví a rozvoje degradovaného městského území je
iniciační projekt urbanistické regenerace čtvrti Castlefield v Manchesteru. Proměnu Castlefield nastartovala v 80. letech 20. století veřejná investice Muzea vědy a techniky do opuštěného železničního
terminálu z roku 1830 při Liverpool Road. Následovaly soukromé projekty konverzí rozpadajících se
skladů a textilek na kanceláře a byty, zčásti podporované městem i z prostředků získaných z Evropské
unie.
- 134 -
Trasa ERIH (European Route of Industrial Heritage) je dnes nejen turistickým ale především významovým propojením průmyslového dědictví v německém Porúří. K místům zastávek patří například důl
Zollverein (s centrem současného designu), metalurgický komplex Meiderich (industriální park pro
trávení volného času) či bývalý vnitrozemský přístav v Duisburgu s Küppersmühle museum)…
- 135 -
Opuštěné textilní továrny tvoří „záchytné body“ velkorysého projektu revitalizace Manninghamu,
příměstské čtvrti Bradfordu, Velká Británie. Dominantou je průmyslový areál Lister Mills z konce 19.
století (v 90. letech dvacátého století v něm končila výroba hedvábí). Zásluhou developerské společnosti Urban Splash, která se převážně orientuje na konverze industriálních objektů jsou nyní v bývalé
textilce byty a komunitní centrum.
- 136 -
Ostrava, panorama Vítkovických železáren s koksovnou a dolem Hlubina. Součást jedinečného komplexu dochovaných souborů, založených na využití kamenného uhlí. Dodnes je možné vysledovat návaznost celého výrobního cyklu od těžby uhlí přes výrobu koksu až po produkci železa na jediném místě s nepřetržitou kontinuitou výroby od svého založení. Za Českou republiku jsou industriální soubory
v Ostravě vybrané k nominaci na zápis do seznamu světového dědictví UNESCO. Návrh řešení nového
využití Dolní oblasti Vítkovic, včetně průmyslové zóny (o rozloze více než 160 hektarů) obsahuje projekt zpracovaný na základě strategie vlastníka Vítkovice a.s, ve spolupráci s ateliérem Studio Ranný
Vítkovice, týmem prof. Ing. Arch. Heleny Zemánkové (VUT Brno), pracovníků Národního památkového ústavu a Ministerstva kultury ČR, Magistrátem města Ostravy a Moravskoslezskčho kraje (2007).
- 137 -
V České republice jsou příklady využití unikátních průmyslových památek v nových urbanistických
záměrech je zatím stále ještě spíš ojedinělé - a respektování hodnot průmyslového dědictví se různí
projekt od projektu ( např. kanceláře a studia v Praze Karlíně, byty v brněnské textilce Moravan, Holešovický pivovar v Praze, Lofty Nuselský mlýn, Galerie Vaňkovka v Brně ). K nejnovějším příkladům
patří přestavba bývalého Akciového parního mlýna z roku 1909-11 od Bohumila Hypšmana v PrazeHolešovicích (vpravo dole, autor konverze David Chisholm – CMC architects, 2008).
- 138 -
POZNÁMKY:
i
Příspěvek vychází z tezí pro kurz celoživotního vzdělávání, připravovaný v rámci rozvojového projektu MŠMT č. 04341 Brownfields a průmyslové dědictví/ nástroje rehabilitace sídel
a krajiny , interní tisk VCPD ČVUT v Praze 2004
ii
Výzkumné centrum průmyslového dědictví vzniklo v roce 2002 na základě interního grantu
ČVUT a představuje příklad mezioborového pracoviště, které navazuje na zahraniční zkušenosti v oblasti mapování a vyhodnocování průmyslového dědictví. Hlavním výstupem výzkumu je Registr průmyslového dědictví ČR, který v současné době soustřeďuje údaje o přibližně 10 000 průmyslových a technických stavbách na území České republiky.
iii
První bienále Industriální stopy proběhlo v kanalizační čistírně v Praze-Bubenči v roce
2001, roku 2003 následoval druhý ročník, jeho součástí už byla divadelní představení a výstava alternativních projektů studentů vysokých škol architektury v ČR. V pořadí třetí bienále s
mezinárodní konferencí o možnostech, smyslu a úskalí konverze a dalšího využití industriálních objektů se konalo v roce 2005, součástí byla výstava architektury konverzí Industriální
stopy v jedné z nově využívaných opuštěných průmyslových hal na bývalém pražském průmyslovém předměstí, dále účast na projektu Culture 2000 s výstavou Working Heritage a
řada dalších akcí, probíhajících v Praze a v průmyslovém prostředí Kladna Čtvrté mezinárodní bienále Industriální stopy, organizované Výzkumným centrem průmyslového dědictví
ČVUT spolu s ČSSI a ČKAIT, se konalo v roce 2007 již ve čtyřech městech – v Praze,
Kladně, Liberci a Ostravě. Blíže viz www.industrialnistopy.cz
iv
R. Angus Buchanan, The Origins of industrial archeology, in: Neil Cossons (ed.): Perspectives on Industrial Archeology, Science Museum, London 2000
v
Ministerstvo životního průmyslu například definuje brownfields jako : „pozemky a nemovitosti uvnitř urbanizovaného území, které ztratily svoji funkci a využití, jsou opuštěné či podvyužité, často mají ekologickou zátěž a zdevastované výrobní či jiné budovy. Tyto nemovitosti pak ekonomicky a fyzicky deprimují své okolí …Typy brownfields můžeme rozlišit
podle původu - opuštěné průmyslové, energetické, těžební, skladovací, zemědělské objekty,
dopravní (např. železniční pozemky, přístavy a loděnice), vojenské budovy, degradované (vybydlené) části měst, zchátralé objekty s památkovou hodnotou (industriální památky 19.stol.,
barokní hospodářské objekty, kláštery, špitály apod.). Viz např. www.mzp.cz Tématem tohoto
příspěvky jsou však výhradně objekty a areály vzniklé v souvislosti s průmyslovou činností.
vi
Niznyj Tagil Charter for Industrial Heritage, TICCIH 2003, pracovní překlad na
http://vcpd.cvut.cz
vii
Emil Hlaváček, Architektura pohybu a proměn, Nakladatelství Odeon, Praha 1985
viii
Dosud jen velmi málo staveb zahrnovaných do průmyslového dědictví je památkově chráněno. Jistě je to dáno novostí oboru industriální archeologie, ale i setrvačností přístupu státní
památkové péče v České republice. Ta se intenzivněji zabývala „památkami vědy, techniky a
výroby“ především až po vydání zákona o kulturních památkách č. 22 z roku 1958 o státní
památkové péči. Tento zákon také přispěl k vytvoření prvního, stále ještě poměrně omezené- 139 -
ho soupisu „technických památek“ jako podkladu pro státní seznam nemovitých kulturních
památek. Pro srovnání lze uvést, že ještě při generální aktualizaci v roce 1987 bylo zaevidováno kolem 1 500 objektů a areálů. V průběhu dalších let, zejména po roce 1989, začal být
důraz kladen také na dochované doklady dědictví průmyslové revoluce a nyní nově i reprezentanty moderní architektury. Statistika Národního památkového ústavu uvádí, že v současné
době je chráněno přes 2800 objektů z okruhu technických a industriálních památek. Z tohoto
počtu je však podle evidence Registru průmyslového dědictví pouze asi 900 staveb či areálů,
které je možné s jistou licencí zahrnovat pod pojem průmyslové dědictví. Ostatní stále zůstávají nechráněné. Veřejná část registru je přístupná na https://registr.cvut.cz/index.php a na
webových stránkách VCPD ČVUT jsou průběžně zveřejňovány další informace související
s průmyslovým dědictvím ČR a aktivitami VCPD ČVUT v Praze: http://vcpd.cvut.cz
ix
Ákoš Paulinyi, Průmyslová revoluce: O původu moderní techniky, Z německého originálu
Industrielle Revolution přeložil Ivan Jakubec, Praha 2002, s. 67
x
Ivan Jakubec – Zdeněk Jindra, Dějiny hospodářství českých zemí od počátku industrializace
do konce habsburské monarchie, Nakladatelství Karolinum, Praha 2006, s. 156
xi
Eduard Kubů – Jaroslav Pátek (eds.), Mýtus a realita hospodářské vyspělosti Československa mezi světovými válkami, Nakladatelství Karolinum, Praha 2000, s. 96
xii
Samostatnou pozornost zasluhuje v této souvislosti problematika autenticity průmyslového
dědictví, souhrnně pojímaná jako úsilí o zachování integrity stavebního či technického díla i
po případném novém využití, konverzi. Vyplývá z toho:
a/ zvážení míry zachování či možných zásahů do hmotové substance historického stavebního
díla a použití či náhrada původních řemeslných postupů a materiálů;
b/ respektování původnosti a otázka věrohodnosti uměleckého a konstrukčního autorského
záměru architekta, stavitele, konstruktéra historického průmyslového objektu;
c/ úsilí o zachování hodnověrnosti průmyslového dědictví, podpořené důrazem na nenarušený
kontext jeho nového vnímání a užívání, včetně přiznání stop po ukončeném výrobním provozu v rozsahu celého období jeho existence (stopy opotřebení a působení času jako stvrzování
historické důvěryhodnosti a pravosti). Jedním z výsledků diskusí o významu respektování
autentičnosti průmyslového dědictví je pak i u specifických příkladů uplatňovaná tzv. teorie
posledního pracovního dne , která pro zachování historické věrohodnosti fixuje průmyslovou
památku či její některou část ve stavu, jak byla opuštěna v době ukončení průmyslového provozu. Příklad takového přístupu reprezentuje v České republice expozice národní kulturní
památky dolo Michal v Ostravě : www.dul-michal.cz
xiii
Sir Neil Cossons (Velká Británie), jeden ze zakladatelů hnutí za záchranu průmyslového
dědictví, první ředitel Ironbridge Museum (1971-1983), ředitel londýnského Science Museum
(1986–2000), předseda britské vládní agentury na ochranu památek English Heritage (20002007). Záznam úvodní přednášky
z konference
Industriální stopy 2007 na
http://archiv.lemurie.cz/radio/stopy/blok1/03-Sir Neil Cossons.mp3
- 140 -
AEROSOLY LETEM SVĚTEM
Vladimír Ždímal
Osnova přednášky
Co je to aerosol?
Aerosol je suspenze tuhých a kapalných částic ve vzduchu. Aby se tyto částice udržely po
rozumně dlouhou dobu ve vznosu, neměly by být větší než asi 100 mikrometrů. Praktický
spodní limit velikosti aerosolových částic je asi 1 nanometr. To znamená, že nejmenší jsou jen
o málo větší než běžné molekuly a ty největší mají průměr o trochu větší než lidský vlas.
Co všechno se vejde pod pojem aerosol?
Některé z termínů, které se v literatuře používají k popisu různých aerosolových systémů:
Mraky, oblaka, mžení, mrholení, mlha, opar, kouřmo, kouř, dým, smog, prach, prašný aerosol, sprej, bioaerosol.
Kolik aerosolů je ve vzduchu?
Jeden krychlový metr směsi, které říkáme vzduch, váží asi 1,3 kilogramu. Když tento
krychlový metr vzduchu prosajeme přes filtr a zvážíme, zjistíme, že zachycené aerosolové
částice váží něco mezi 1-100 mikrogramů, zaujímají tedy jen asi jednu až sto miliardtin hmoty vzduchu. Vzhledem k takto nicotné koncentraci a obtížemi spojenými s jejím stanovením
musíme tedy mít skutečně vážný důvod, abychom se aerosoly zabývali.
Proč se tedy vlastně aerosoly zabýváme?
1. Mají vliv na koloběh vody v přírodě
Aerosolové částice slouží jako kondenzační jádra, kolem kterých se vytvářejí dešťové
kapky. Jsou tedy nutnou podmínkou koloběhu vody v přírodě. Bez nadsázky lze říci, že bez
aerosolových částic si lze obtížně představit život na Zemi, alespoň v té podobě, ve které ho
známe dnes. Existenci kondenzačních jader v dešťových kapkách prokázal již John Aitken
koncem devatenáctého století pomocí svého kapesního počítače částic.
2. Aerosoly ovlivňují globální změny klimatu
Koncentrace aerosolových částic v atmosféře a jejich chemické složení mají významný
vliv na celkovou odrazivost atmosféry a tedy na tepelnou bilanci Země. Ze zprávy mezinárodního panelu pro studium změn klimatu (IPCC), zveřejněné v roce 2007, zde vyjímáme dva
hlavní závěry týkající aerosolů:
¾ Změny atmosférických koncentrací skleníkových plynů a aerosolů, změny slunečního
záření a vlastností zemského povrchu mění energetickou bilanci klimatického systému
Země.
¾ Aerosoly produkované lidskou činností (hlavně sírany, organický uhlík, saze, dusičnany a prach) dohromady vedou k ochlazování, k celkové změně toku záření o -0.5 [0.9 až -0.1] W.m-2 a k nepřímé změně odrazivosti mraků o -0.7 [-1.8 až -0.3] W.m-2.
- 141 -
3. Aerosoly a viditelnost, optické efekty.
Koncentrace aerosolových částic v atmosféře má rozhodující vliv na její optické vlastnosti, např. viditelnost. Kdyby v takzvaném čistém vzduchu nebyly žádné aerosolové částice,
mohli bychom v optimálním případě pozorovat objekty ve vzdálenosti kolem 340 kilometrů.
Při mírné koncentraci aerosolu kolem 20 mikrogramů v krychlovém metru vzduchu je viditelnost zhruba o řád menší, asi 43 kilometrů. Aerosoly způsobují také řadu barevných efektů
v atmosféře, např. barevné západy slunce.
4. Aerosoly a zdraví.
Aerosoly mají velký vliv na lidské zdraví. Běžná koncentrace aerosolu v městském vzduchu je zhruba 104 částic v krychlovém centimetru vzduchu. Průměrný obyvatel ČR vdechne
denně v čistém prostředí asi 109 aerosolových částic, asi polovina z nich se v jeho plicích
usadí. O reakci organizmu na usazené částice rozhoduje jak velikost a složení částic, tak místo
dýchacího ústrojí, na kterém k usazení dojde.
Vlivem aerosolových částic na zdraví lidí se v posledním padesáti letech zabývala celá
řada vědeckých studií. Uveďme si výsledky dvou z nich:
¾ Pope a spol. opublikovali v roce 2002 v časopise JAMA souhrnné výsledky studie,
provedené v letech 1982-1998 na vzorku 1,2 milionu dospělých z celých USA. Došli
k závěru, že: „Dlouhodobá expozice ovzduší znečištěnému jemnými částicemi ze spalování je důležitým rizikovým faktorem zvyšujícím úmrtnost na kardiopulmonární selhání a rakovinu plic“. Hlavním kvantitativním výsledkem jejich studie bylo, že: „Nárůst koncentrace jemných částic o každých 10 µg/m3 byl spojen s nárůstem úmrtnosti
na kardiopulmonární onemocnění (o 6%) a na rakovinu plic (o 8%).“
¾ Vliv koncentrací aerosolových částic na vývoj plic u mladistvých se zabývala osm let
trvající studie Gaudermanna a spol. Na studovaném vzorku 1759 dětí z 12 škol v Jižní
Kalifornii došli k tomuto závěru: „Výsledky studie naznačují, že současné úrovně
znečištění ovzduší mají chronický negativní vliv na vývoj plic dětí mezi 10-18 rokem,
což u nich vede ke klinicky významnému oslabení dýchacích funkcí v dospělosti.“
Trocha historie aerosolové vědy – kvíz pro pedagogy
Zkuste zapřemýšlet, k jakému vědeckému výsledku v oboru aerosolů došly tyto osobnosti
světové vědy:
¾ Robert Brown
¾ George Stokes
¾ John W. Strutt
¾ Charles T.R.Wilson
¾ Albert Einstein
¾ Robert A. Milikan
¾ Gustav Mie
¾ Nikolaj A. Fuchs
Jak aerosoly vznikají?
5. Aerosoly z přírodních procesů
Asi 2/3 celkové hmoty aerosolu vzniká v dnešní době přírodními procesy: sopečnou činností, větrem (při písečných a prachových bouřích, z mořského příboje, přenosem bioaeroso- 142 -
lů), neúmyslnými požáry vegetace či dopadem kosmického prachu. Těmito procesy aerosoly
vznikaly odjakživa, celkové množství takto produkovaných aerosolů se tedy příliš nemění v
čase.
6. Aerosoly vzniklé lidskou činností
Přibližně 1/3 hmoty aerosolových částic vzniká lidskou činností: zejména spalovacími
procesy – při provozu tepelných elektráren, spaloven odpadu, z dopravy osobní i nákladní;
dnes již trochu méně emisemi z těžkého průmyslu - hutního, chemického apod. Aerosoly
vzniklé lidskou činností jsou zpravidla více toxické než aerosoly přírodní. Jejich produkce je
mnohem více koncentrována do blízkosti lidských sídel a stále stoupá.
7. Průmyslové využití aerosolů.
Někdy aerosolové částice připravujeme úmyslně, kdyz pro ně máme uplatnění třeba v
průmyslu. Příklady: pigmenty a barvy ve spreji; postřiky v zemědělství; léčiva, např. prášky
pro přípravu tablet; inhalační spreje; tonery do tiskáren a kopírek; saze jako plnivo do pneumatik; nanočástice pro mikroelektroniku (např. kvantové tečky a nanotrubice).
Jak dlouho aerosoly vydrží v atmosféře?
V troposféře, tedy vrstvě atmosféry do asi 11 km, se udrží asi 1 týden a přitom procestují
tisíce kilometrů. Kolem Země jsou rozděleny velmi nerovnoměrně, na severní polokouli jich
je mnohem více než na polokouli jižní. To je dáno jak mnohem vyšší koncentrací průmyslu na
severní polokouli, tak špatnou výměnou hmoty mezi oběma olokoulemi.
Ve stratosféře, sahající do výšky asi 50 km, přežijí aerosolové částice mnohem déle, někdy rok a více, a jsou tam kvuli lepšímu promíchání rozděleny mnohem rovnoměrněji. Příčin
je několik, hlavní je nízký obsah vody ve stratosféře.
Jakými procesy zanikají?
Těchto procesů je hned několik, vyjmenujeme si je:
¾ Suchá depozice – velké aerosolové částice se přímo usazují na povrch Země vlivem
gravitace.
¾ Koagulace - vzájemnými srážkami aerosolových částic dojde k jejich spojení za vzniku větších částic, které podléhají suché depozici.
¾ Kondenzace - při tvorbě mraků poslouží částice jako zárodky dešťových kapek, na
kterých kondenzuje voda, při atmosférických srážkách (dešti, sněžení) spadnou na
zem.
¾ Aerosolové částice jsou také ze vzduchu snadno vypírány při dešti, kdy dešťové kapky při svém pádu částice zachycují a dopadnou s nimi na zem.
Velikost, tvar a hustota aerosolových částic
Jak již jsme uvedli na začátku, aerosolové částice mají velikosti v rozsahu 1 nm - 100 μm.
Důsledkem takto širokého rozpětí pěti velikostních řádů se mění i povaha fyzikálních zákonů,
kterým částice podléhají. Proto se k popisu aerosolových jevů většinou používá mikroskopický přístup, tedy popisuje se chování jedné částice za daných podmínek, přičemž vliv okolních
částic na ní lze většinou zanedbat.
Další zajímavostí jsou takzvané aerosolové nanočástice, jejichž magnetické, elektrické i
jiné fyzikální vlastnosti mohou být dramaticky odlišné od vlastností větších částic stejného
složení.
- 143 -
Aerosolové částice mají rozmanité tvary, obecně lze říci pouze to, že zatímco kapalné
částice jsou téměř vždy kulové, tuhé částice bývají kulové zřídka.
Hustota aerosolových částic se určuje obtížně, protože jsou často tvořené složitou směsí
chemických látek. Aby to nestačilo, bývají aerosolové částice také porézní, případně jsou tvořeny vícefázovými systémy.
Koncentrace aerosolů a její měření
8. Hmotnostní koncentrace
U aerosolů rozlišujeme dva základní způsoby určování koncentrací. Hmotnostní koncentrace se udává v mikrogramech aerosolových částic na krychlový metr vzduchu (μg/m3), přičemž je třeba vymezit rozsah velikostí částic, jejichž hmotnostní koncentraci stanovujeme.
Norma v ČR definuje například takzvanou koncentraci frakce PM10, což je hmotnostní koncentrace všech částic pod 10 mikrometrů. Koncentraci PM10 sleduje na svých stanicích
kupříkladu Český hydrometeorologický ústav. Typické hodnoty PM10 v České republice se
pohybují v desítkách μg/m3, přičemž imisní limit frakce PM10 je 50 μg/m3 (24 hodinový
průměr). Hmotnostní koncentrace se určují nejčastěji na aerosolových filtrech.
9. Početní koncentrace
Druhým používaným způsobem uvádění koncentrace aerosolu je takzvaná koncentrace
početní. Ta se udává jako počet částic v krychlovém centimetru: typické hodnoty se pohybují
v rozmezí 100-105 #/cm3. Tento postup se používá například pro potřeby bezpečnosti a
ochrany zdraví při práci v provozech, které produkují nějakou složku, která může při překročení určených limitních hodnot poškozovat zdraví pracovníků. Limitní hodnoty se určují
zvlášť pro každou sledovanou látku. Početní koncentrace se používají např. při stanovení některých bioaerosolů, vláken azbestu a podobně. Dříve se ke stanovení početních koncentrací
nejčastěji používala mikroskopie, dnes začínají převažovat automatické metody, zejména
kondenzační čítače částic a optické čítače.
10. Seznam literatury
[1] Hinds W.C.: Aerosol Technology, John Wiley, New York, 1998.
- 144 -
LOŽISKA NEROSTNÝCH SUROVIN VE VZTAHU K ŽIVOTNÍMU
PROSTŘEDÍ
Jan Schröfel
ČVUT v Praze, Fakulta stavební
1. Úvodem
Projekt získávání nerostných surovin je skoro nepředstavitelný komplex prací, které je
nutné provést, než se nám podaří získat ložiskový nerost nebo horninu. Je nepochybně mimořádným zásahem do přírodního horninového prostředí. Často rovněž do hydrosféry a atmosféry. Lze říci, že při velké péči o životní prostředí je velmi složité projekt těžby nerostných surovin uskutečnit, bez ovlivnění životního prostředí (alespoň dočasné).
Je potřebné si uvědomit, že hlavně sociosféra a technosféra jsou vždy ve střetu s životním
prostředím. Představa „střetu“ může být různá. Jiný střet bude u ložisek malých, ložisek
v podzemí, ložisek, která jsou situována v hustě zalidněných oblastech, jiný u ložisek radioaktivních surovin, nebo surovin s velkým plošným pozemkovým záborem. Je pravda, že o některých těžbách nerostných surovin skoro nevíme. Možná, že málokdo ví, že se ještě před
nedávnem těžilo ložisko Harrachov. Stopy po historickém dobývání, někdy nalezne pouze
odborník.
2. Definice
Nerostnou surovinou je minerál (diamant) nebo hornina (vápenec) anorganického, ale i
organického původu (ropa). Ložisko je ekonomicky významná akumulace nerostné suroviny.
Hodnocení toho, co je možné označit za ložisko se samozřejmě mění, nejenom s potřebou, ale
samozřejmě s cenou suroviny (dnes vyjadřované cenami na světových burzách).
Jako nerostnou surovinu můžeme jistým způsobem označit i zdroj pitné vody (minerální,
termální vody).
Nerostná surovina je jedním ze základních zdrojů životního prostředí. Zdrojem, který je
sice nahraditelný, ale neobnovitelný.
3. Historie
Již z dějepisu známe ložiskové zájmy (doba kamenná, železná, bronzová). Drahé kameny,
zlato, stříbro, keramické suroviny, přírodní barviva, stavební kámen, sochařský kámen, mlýnské kameny. Takto budeme jmenovat další a další nerostné suroviny, které se těží.
4. Rozvoj technických nauk
Když budeme sledovat na jedné straně dobývání ložisek nerostných surovin a rozvoj
technických nauk, zjistíme, že jdou paralelně. I cesta k vyhledávání ložisek je vázána na zobrazování, mapování, měření, orientaci. Hodnocení obsahů nerostů je prováděno výpočty nebo
alespoň již profesionálními odhady.
První stroje, první pohony, čerpadla, mlýny, stoupy, zdvíhací mechanizmy nalezneme již
na starých těžebnách. Nejprve jednoduché principy (páky, nakloněné roviny, kladky), posléze
koňské, vodní, parní, elektrické pohony. Chemické analytické práce, vynález střelného prachu. Mincovnictví.
Současně dochází k vývoji i sociálních vztahů. Havířská společenstva, zaopatření, dohody
o odměnách. Báňské školy a akademie.
- 145 -
5. Války
Existence a potřeba nerostných surovin byla často v průběhu historie důvodem
k rozpoutání ozbrojeného konfliktu, války. První konflikty se pravděpodobně mohly odehrávat již v primitivních civilizacích, kdy zdrojem nesváru mohl být i zdroj materiálů na výrobu
pracovních nástrojů nebo zbraní (nože, hroty z pazourků nebo obsidiánů). Nepochybně 1. a 2.
světová válka byla alespoň z větší části válkou o zdroje nerostných surovin. Válečných i lokálních konfliktů je mnoho. Afrika – bývalé Belgické Kongo, Irán, Kuvajt, Irák a další
6. Mapování
Historická posloupnost vývoje mapování.
Z hlediska historie byly prvními mapami mapy ložiskové, mapy sloužící pro vyhledávání
a těžbu surovin, drahých kovů a kamenů – šperky, materiálů na pracovní nástroje, zbraně,
dále stavební kameny, výrobní materiály, průmyslové nerosty např. – měď, železo, sklo, barvy a další.
Vznikala potřeba identifikace míst, analogie, prospekce a hledání ložisek nerostných surovin. Jejich tvorba se vyvíjela i s umem geodetického zobrazení (kartografických systémů).
Nejstarší jsou „mapy“ze starého Egypta asi z roku1300 př.n.l. Mapy hornické znázorňující situaci báňských prací na povrchu a pod zemí z ložiska zlata v Nubii
Obdivuhodné jsou i středověké mapy z našich rudních ložisek těžených již ve středověku
(znázorněny jsou rudní žíly a důlní chodby kterými byla ložiska otevřena). Topografické mapy s geologickým obsahem (výskyt minerálů) vznikají ve Francii (Coulon 1644). Patří do této
doby např. mapování povodí Dunaje (Marsigliho 1668 – 1730) a Komenského mapa Moravy
z roku 1627.
Petrgrafické mapy vznikají v Anglii – Lister 1638-1712, Pack 1748, Rusko – Altaj Lebeděv a
Ivanov (1789 – 1794).
Geologické mapy: asi první skutečnou geologickou mapou je mapa Anglie, Walesu a části
Skotska z 1815, podobné pak vznikají i v USA, ve Francii (okolí Paříže)
Údajně nejstarší geologickou mapou, která pochází z území České republiky je mapa X. Riepela z roku 1820. Mapy publikují i A.E.Reuss, K. von Raumer, Jan Krejčí, W.v.Heidinger.
Následovalo 1.Geologické mapování – sáhová měřítka (1763-1768), později 2. a 3. vojenské
mapování (1810-1866 a 1869-1884) metrická soustava
Založení vídeňského geologického ústavu iniciovalo i systematické mapování Čech (1853 1862), autory byli Lipold, Zepharovich.
Vzniklo mnoho mapových listů 1:25 000, 1:75 000, 1:200 000 (28 000,144 000)
Mapování Českého středohoří prováděl Hibsch, před první světovou válkou a i po ní.
Byly prováděny revize starších map (Zahálka, Purkyně).
Co je dnes k dispozici z tištěných moderních geologických map
1) Přehledná geologická mapa v měřítku 1:1 000 000,vydáno 2007
2) Podobně byla vytištěna verze doučebnic 1:500 000,
3) Mapy tzv.generálky v měřítku 1:200 000
4) Soubor účelových map v měřítku 1:50 000
5) Rozpracovaná edice map v měřítku 1:25 000
6) Další účelové mapy – tisky: např. Inženýrskogeologická mapa Praha a v některých
ložiskových a průmyslových regionech.
- 146 -
Mnoho dalších manuskriptů – uloženo v ČGS-Geofond a u zhotovitelů a objednatelů
Mimořádně zajímavé jsou mapy uložené v historickém archívu ČGS-Geofond
..
7. Geologické důlní mapy.
Na rozdíl od povrchového geologického mapování se jedná ve většině o mapování účelové. Důlní mapy slouží pro potřeby důlního, ložiskového geologa. Slouží hlavně k poznání
geologické stavby v okolí ložiska nerostných surovin, pro jeho průzkum (sledování ložiska),
ocenění surovin a nakonec pro výpočet zásob nerostné suroviny a nakonec pro jeho těžbu,
popř. technologii těžby.
Je možné, že dokonce důlní mapování v mnohém předstihlo tvorbu map ostatních. Dokumentují to mapy na historicky dobývaných ložiskách.
Mapy jsou přísně specializované. Vytvářejí se v ložiskovém prostoru, tam kde se ložisko
již otevírá průzkumnými pracemi.
Podle stadia prozkoumanosti se opět dělí mapy na ty, které slouží průzkumu ložisek to
jsou mapy komplexní (geologie, petrografie, mineralogie atd.). Podle nichž lze řešit otázky
geneze ložiska, prostorové rozšíření (pokračování do šířky a hloubky), odhadovat kvalitu a
kvantitu nerostné suroviny.
Pro přípravu ložiska k těžbě a pro vlastní těžbu jsou významnější speciální mapy.
Důlní mapy dělíme podle měřítka na mapy základní (1:1000 a 1:2000), přehledné (1:5
000, oblastní mapy 1:10 000, revírní 1:20 000 a detailní 1:100 až 1:2 000. Použití měřítka se
liší podle složitosti a velikosti. Důlní mapy jsou doplněny řezy, které se konstruují jednak
z vlastních map a z výsledků vrtných prací.
8. Vyhledávání, prospekce, průzkum
Vlastní těžbu předchází množství složitých a většinou dlouhodobých prací. Jedná se vyhledávání, prospekci a několik etap průzkumných prací. Např. velké světové firmy, které jsou
vlastníky a producenty nerostných surovin obhospodařují ložiskové objekty a záměry, které
jsou v různém stádiu rozpracování. Reagují v postupu prací na současnou potřebu surovin a
samozřejmě na současnou cenu nerostné suroviny na trhu. Lze říci, že v každé době je „připraven“ nutný a potřebný objem surovin.
Průzkumné práce jsou vyvrcholením a posledním před otvírkou ložiska a vlastní těžbou.
Skládají se z několika etap. Postupně se přibližujeme dokonalému poznání. Je to opět velmi
složité a nákladné. Vrtné práce, sondování, geofyzikální práce, odběry vzorků, analytika, dokumentace a další. Složité je to i proto, že distribuce nerostné suroviny může být proměnlivá a
je umístěná (uložená) v přírodním horninovém prostředí.
9. Výpočet zásob
Výpočet zásob je proces, který na základě shrnutí předchozích znalostí vyhodnotí skutečné objemy nerostné suroviny a její „kovnatost“ – obsah užitkové složky. Provádí se podle
jistých postupů, které se postupně upravují a vylepšují (např. výpočetní technika). Principem
je vytvoření geometrického modelu (tvaru ložiska), z analytických dat pak představa o distribuci nerostné suroviny. Prostřednictvím reprezentativních řezů se pak provede vlastní výpočet.
K výpočtu zásob se samozřejmě přikládají údaje o technologii těžby a úpravě nerostné suroviny.
- 147 -
10. Otvírka
Opět velmi komplikovaný proces. Ložisko připravené k otevření a těžbě existuje, ale je
nutné vytvořit podmínky pro jeho těžbu. Zajistit mechanizmy, připravit dopravní cesty pro
nerostnou surovinu (většinou s hlušinou), vybudovat energocentra, zajistit vodu, stlačený
vzduch, odvoz a ukládání materiálů a mnoho dalších potřebných náležitostí. Během celého
popsaného procesu je projednáváno vše co se týká vlivu těžby a všech okolností s tím spojených a životního prostředí. Zde je neopominutelný proces s účastí veřejnosti – „public relations“.
11. Těžba, těžební metody
Tak zní název předmětů vyučovaných na báňských fakultách. K tomuto předmětu jsou
vydávána skripta, publikovány knihy a příručky.
Způsob těžby a výběr těžební metody se řídí nejen surovinou, ale i jejím uložením. Technologie těžby je velmi složitým procesem, který je vybrán a který se často přizpůsobuje individualitě ložiska nerostné suroviny.
Například jíly keramické se těží většinou povrchově, ale např. i u nás se dobývají jíly
v podzemí. Zlato se může rýžovat na povrchu z náplavů, může se ale dobývat v podzemí např.
z křemenných žil. Často jsou zdrojem zlata i jiné rudy (např. Cu), které se těží opět jiným
způsobem.
Těžba na povrchu bývá jednodušší než těžba v podzemí. Každý důl (šachta) je velice
komplikovanou stavbou, která zajišťuje jednak vytěžení suroviny, ale i její ekonomickou dopravu na povrch (někdy i částečnou úpravu suroviny v podzemí). Je mnoho těžebních metod.
v podzemí se těží jinak uhelné sloje, jinak rudní žíly. Někdy se postupuje přísně podle tělesa
žíly, ale i ty jsou strmé, ložní, různě mocné. Je mnoho proměnlivých faktorů, které těžbu
ovlivňují. Někdy se těžba uskutečňuje stroji – kombajny, frézami, loužením, čerpáním, někdy
se odtěžení provádí pomocí trhacích prací (průmyslové trhaviny). Ekonomicky významná je
doprava vytěženého materiálu v podzemí. Provádí se opět různě podle typu suroviny. Vlaky
s dieslovými, elelektrickými lokomotivami, dopravníky, nákladními auty apod. Samozřejmě
jiné, odlišné jsou dopravní a těžební metody při těžbě nafty.
Zvláštní kapitolou jsou je i zajištění čerstvého vzduchu (dýchatelného) – větrání podzemního díla. Někdy i chladného vzduchu. Jedná se opět o komplikovaný projekt a realizaci „větrných cest“. Výdušné, vdušné jámy, větrné dveře a uzávěry, větrací potrubí s ventilátory atd.
Těžební metody slouží nejen k získání suroviny, ale samozřejmě se podřizují i ochraně
zdraví a bezpečnosti personálu. Musí být bezpečné i pro okolí (kontaminace vody, prach,
hluk, poddolování a další).
12. Ochrana ložisek (CHLÚ), zákony, vyhlášky, předpisy
Pro průzkum a dobývání nerostů platí závazné právní předpisy. Jsou to především:
Zákon č. 44/1988 Sb., o ochraně a využití nerostného bohatství (horní zákon) ve znění pozdějších předpisů
Zákon č. 61/1988 Sb., o hornické činnosti, výbušninách a o státní báňské správě ve znění
pozdějších předpisů
Zákon č. 62/1988 Sb., o geologických pracích, ve znění pozdějších předpisů
K dalším předpisům patří vyhlášky ČBÚ, MŽP, MHPR (MH)
- 148 -
13. Konzervace
Přerušení těžby z různých důvodů, většinou ekonomických je opět ovládáno množstvím
nutných prací. Většinou zajišťují důlní dílo po dobu přestávky v těžbě (ta může být třeba i
desítky let) a umožní znovuobnovení těžby s co nejmenšími ekonomickými ztrátami. Většinou po jistých pracích údržby. Opět se musí zajistit bezpečnost celého těžebního objektu.
Nejen např. z hlediska např. deformací povrchu (v případě podzemní těžby, ale nakonec i
z hlediska nepřístupnosti díla pro osoby nepovolané. Jak si to lze představit: uzavřou se vstupy do dolu (zabetonují se, nebo se zazdí větrací otvory
14. Uzavírka
Po dotěžení suroviny je snaha celý těžební prostor navrátit do původního stavu. Samozřejmě to často nelze splnit bezezbytku. Např. nelze nahradit vytěžený materiál ze štěrkoven a
hnědouhelných povrchových dolů (zde se provádí rekultivace zatopením). Je potřebné rekultivovat odložený haldový materiál, materiál po úpravě nerostné suroviny. V průběhu těžby se
vytváří fond, se kterým se počítá na uzavírku ložiska. Obsahuje prostředky na terénní úpravy,
zalesnění a zatrávnění. Úpravy svahů u lomů, odstranění konstrukcí (dopravníků, těžních věží, nepotřebných budov a dalších akcesorií. Likvidace svislých děl (jámy) zasypáním nebo
zavíkováním
15. Úprava nerostných surovin
Toto není disciplína, kterou řeší geolog. Většinou má však základní znalosti. Opět je to
velmi komplikovaný a složitý, technicky náročný proces, který se liší surovinu od suroviny.
Často je úprava jednoduchá. Například třídění u štěrků. Někdy je úprava velmi složitá. Je potřebné z komplexní rudniny separovat např. několik elementů např. Pb, Zn a Cu (Au). Úprava
suroviny má někdy charakter fyzikální – gravitační úprava uhlí, magnetická – rudy Fe, někdy
fyzikálně chemický – flotační úprava polymetalických rud. Zlatá ruda se upravuje chemicky
amalgamací, kyanidováním.
Před vlastní úpravou se natěžená surovina před upravuje. Mele např. na jistou velikost zrna, třídí
16. Bilance surovin
Ložiska nerostných surovin jsou rozdělena na:
¾ výhradní ložiska rud a stopových prvků
¾ výhradní ložiska palivoenergetických surovin
¾ výhradní ložiska nerudních surovin
¾ ložiska nevyhrazených nerostů
Státní bilanci zásob výhradních ložisek nerostných surovin vede Ministerstvo životního
prostředí. Bilanci odsouhlasí Ministerstvo průmyslu a obchodu. Bilanci zpracovává ČGS –
Geofond.
17. Životní prostředí (zátěže)
Těžba a hlavně úprava nerostných surovin zanechává stopy na životním prostředí. Lze říci, že najdeme stopy téměř po všech historických těžbách. S tím jak rostly objemy vytěžených
surovin objevují se značné zátěže na životním prostředí. Například je možné nalézt stopy haldového materiálu v Kutné Hoře. Najdeme zvýšené obsahy některých elementů jak v půdních
vzorcích, tak v podzemních vodách. Jako příklad můžeme i uvést sanační čerpání (těžba) na
ložisku uranu v oblasti Stráže p. Ralskem.
- 149 -
18. Ložiska nerostných surovin v ČR
Region naší republiky je oblastí, která byla historicky exploatována. Připomeňme ložiska
světového významu jako byla Příbram, Kutná Hora, Jáchymov. Dále ložiska jako byla Jihlava, Jílové, Krásná Hora, Slavkov, Kašperské Hory, Zlaté Hory. Často některá z ložisek nerostných surovin byla těžena opakovaně. Nejen, že byla opakovaně těžena stejná surovina, ale
na stejném ložisku byly postupně objevovány suroviny, které jsme neznali a dříve nevyhledávali. Např. ložisko stříbra bylo posléze těženo a získávána měď, olovo, zinek. V další etapě
kobalt, nikl a nakonec uran. Někdy průzkumné a analytické metody v jisté době jiné suroviny
nerozpoznaly, nebo neobjevily stejné např. v mikroskopické podobě. Např. těžba zlata na ložisku Čelina, Mokrsko. Někdy se na počátku zájmu o nerostnou surovinu těžila ložiska
sekundárních surovin a posléze ložiska primární. Příkladem mohou být rýžoviště na Otavě již
těžená Kelty a posléze primární ložiska.
19. Perspektiva
Lze říci, že cena nerostných surovin historicky až na drobné výjimky stoupá. Objevují se
nové nerostné suroviny, které jsou potřebné s rozvojem techniky (uran, vzácné zeminy, titan,
zirkon). Naopak některé z nich jsou stále žádané, ale ne v množstvích dříve potřebných. Podařilo se jejich potřebu nahrazovat jinými surovinami.
V šedesátých a sedmdesátých letech minulého století převládala mimořádná skepse
z vyčerpání zdrojů nerostných surovin. Lze říci, že s rozvojem vědeckého bádání bylo možné
některé z nich nahrazovat, nebo redukovat jejich potřebu. Pravděpodobně tomu tak bude i
nadále. U některých surovin jejich spotřebu snižujeme recyklací.
Objevují se nová ložiska nerostných surovin, často extrémně bohatých. Je pravda, že
v případě některých surovin existují scénáře dotěžení. Jedná se hlavně o klasická paliva (uhlí,
ropa). Např. na našem území pravděpodobně víme o každé tuně černého uhlí. Dokážeme určit
dobu, kdy při takovém objemu těžby budou naše ložiska uhlí vytěžena. Pravděpodobně klasická paliva budou nahrazena palivy novými. Nebo klasická paliva na nějakou přechodnou
dobu budou vystřídána jinou surovinou (jaderné energie).
Závěrem bych rád vyjádřit svůj názor na ložiskové aktivity. Jsem pro těžbu ložisek nerostných surovin, těžbu šetrnou, ekonomickou, respektující životní prostředí. Na druhé straně
respektuji i takové názory jako proslovil jeden z mých učitelů Václav Havlena, že nejlepší
ložisko nerostných surovin je ložisko v zemi.
Přednáška bude prezentována Power pointem. Bude zde doplněna o fotografie, ukázky
mapových podkladů a další grafické materiály. Ty budou v průběhu přednášky fyzicky
k dispozici.
- 150 -
NĚKTERÉ EKOLOGICKÉ ASPEKTY ELEKTRICKÝCH VÝBOJŮ ZA
ATMOSFÉRICKÉHO TLAKU
Stanislav Pekárek
Elektrické výboje hrají významnou roli v celé řadě praktických aplikací. Poměrně neznámá je však ale skutečnost, že se elektrické výboje – blesky – mohly podílet i na vzniku života
na Zemi.
Vznik života na Zemi je spjat s různými teoriemi. V jedné z nich však právě blesky mají
klíčovou roli. V roce 1953 Stanley L. Miller a Harold C. Urey [1] z university v Chicagu provedli experiment (Obr. 1) ve kterém simulovali podmínky které existovaly na Zemi v období
před vznikem života. Do uzavřeného systému umístili směs plynů o kterých se předpokládalo,
že tvořily atmosféru Země. Jednalo se o metan CH4), čpavek (NH3), vodík (H2) a vodu
(H2O). V této směsi plynů nechali vznikat elektrické výboje, které simulovaly blesky. Po jednom týdnu provedli chromatickou analyzu směsi. Bylo zjištěno, že 10 až 15 % uhlíku ve směsi bylo ve formě organických sloučenin. Dvě procenta uhlíku vytvořilo aminokyseliny, které
jsou stavebním kamenem proteinů. Miller a Urey tím ukázali, že organické sloučeniny jako
jsou aminokyseliny, nezbytné pro existenci buněčného života mohou vznikat v důsledku elektrických výbojů – blesků – v podmínkách, které existovaly na Zemi.
Obr. 1. Miller – Ureyův experiment.
Blesk je typem elektrického výboje, který je pro každého z nás zcela běžným. Lidé se
odedávna snažili tento výboj napodobit. První spolehlivě fungující zařízení pro generaci elektrického výboje za atmosférického tlaku, u nás známé pod názvem „třecí elektrika“ sestrojil
mezi lety 1880 a 1883 James Wimshurst. Elektrický výboj mezi elektrodami tohoto zařízení
je ukázán na obr. 2.
Obr. 2. Elektrický výboj mezi elektrodami „třecí elektriky“.
Svítící kanál mezi elektrodami je tvořen prostředím, které nazýváme plazmou. Plazma je
kvazineutrální směs neutrálních a nabitých částic, které vykazují kolektivní chování. Plazmu
charakterizujeme dvěma parametry: teplotou a koncentrací elektronů. Po jednotku teploty
- 151 -
používáme elektronvolty (1 eV=11 600 K), koncentrace elektronů se udává v m-3. Teplota
elektronů v plazmatu se pohybuje přibližně v rozmezí 10-1 až 106 eV a jejich koncentrace
v rozmezí 108 až 1027 m-3.
Elektrické výboje můžeme dělit podle různých kriterií:
¾ Napájení výboje (stejnosměrné, střídavé, pulzní, vysokofrekvenční).
¾ Tlaku (nízkotlaké, výboje za atmosférického tlaku).
¾ Teplotní poměry mezi jednotlivými složkami plazmatu (termální plazma Te = Tion =
Tgas; netermální plazma Te >> Tion = Tgas).
¾ Použitý elektrodový systém.
S ohledem na ekologické aplikace elektrických výbojů se v dalším zaměříme pouze na
elektrické výboje za atmosférického tlaku. Pro tyto aplikace se nejčastěji používají dva typy
elektrických výbojů: koronový výboj a dielektrický barierový výboj.
Koronový výboj je výboj v silně nehomogenních elektrických polích. Nehomogenita pole
vzniká v důsledku konfigurace elektrod. Jedná se obvykle o konfiguraci jehla–rovina
(Obr.3a), nebo konfiguraci tenký drátek – válcová elektroda (Obr.3b).
gas
in
gas
out
high-voltage
wire anode
a)
tube electrode
b)
Obr. 3. Koronový výboj. Konfigurace elektrod jehla–rovina (a). Konfigurace elektrod tenký
drátek – válcová elektroda (b).
Dielektrický barierový výboj (Obr.4) je výboj u kterého je v prostoru mezi elektrodami
umístěna jedna nebo případně dvě vrstvy z dielektrického materiálu. Vzhledem k tomu, že
dielektrikum je nevodič, je zřejmé, že se výboj musí napájet střídavým vysokým napětím.
Frekvence zdroje se pohybují od 500 do 500 kHz a napětí na výboji je za atmosférického tlaku kolem 10 kV. Po přiložení tohoto napětí na elektrody dojde ke vzniku velkého počtu mikrovýbojů, které zaplní výbojový prostor.
High Voltage
Electrode
High
Voltage
AC
Generator
Discharge Gap
Dielectric
Barrier
Ground
Electrode
Obr.4. Dielektrický barierový výboj.
- 152 -
Jedna z nejdůležitějších ekologických aplikací elektrických výbojů za atmosférického tlaku je generace ozonu. Generace ozonu a dalších reaktivních částic vznikajících ve výboji má
také úzkou souvislost s klíčovými prioritami podporovanými NATO v rámci programu: Vědecká spolupráce pro ochranu před terorismem – Nové dekontaminační metody pro likvidaci
biologických zbraní. Ozon je totiž velmi silné oxidační činidlo, jehož molekula reaguje s organickými látkami, bakteriemi nebo s viry. V důsledku toho je ozon výborným sterilizačním
činidlem například proti sněti slezinné (anthrax), E. coli, listerii, botulismu a různým druhům
virů. Nevýhodou ozonu však je, že jeho doba života je v závislosti na podmínkách kratší než
30 minut a tudíž ozon nelze skladovat a je nutné ho vyrábět až v samotném místě jeho potřeby. Z uvedených důvodů je vývoj účinných, mobilních zdrojů ozonu s nízkou energetickou
náročností velmi významný.
1. Generace ozonu
V roce 1841 Christian Schonbein určil charakteristický zápach ozonu v okolí elektrických
výbojů a pojmenoval jej „ozon“ podle řeckého slova „ ozein“ což znamená vůně, pach. Ozon
je toxický plyn, který většina lidí cítí již při koncentracích 0,003 ppm. Při koncentracích
vyšších než 0,15 ppm ozon způsobuje dýchací problémy, slzení očí případně kašel.
Vzhledem ke svým vlastnostem je ozon používán k následujícím účelům:
¾ Čištění vody (Nice - 1907, Madrid - 1910).
¾ Sterilizace a dekontaminace.
¾ Zpracování potravin, prodlužovaní skladovatelnosti ovoce.
¾ Odstraňování pachů (kuchyňské pachy, zápach v budovách po požárech, povodních).
Ozon je možné generovat různými způsoby:
¾ Ultrafialovým zářením.
¾ Elektrochemicky.
¾ Elektrickými výboji.
Z uvedených tří metod je nejúčinnější generace ozonu elektrickými výboji. První systém
pro generaci ozonu elektrickým výbojem byl navržen v roce 1857 Wernerem von Siemens
[2]. Ozon byl generován střídavým elektrickým výbojem z kyslíku, který procházel prostorem
mezi dvěma souosými skleněnými válci.
Obr. 5 Systém pro generaci ozonu navržený Wernerem von Siemens.
- 153 -
Generace ozonu elektrickými výboji je výsledkem řady reakcí vedoucích jak k jeho vzniku tak i rozkladu. Pro nastartování těchto reakcí je však především nutné, aby výboj byl účinným zdrojem elektronů s energiemi od 5,1 do 8,4 eV. Reakční koeficienty reakcí vedoucích
ke vzniku tak i k rozkladu ozonu závisí na řadě faktorů, z nichž nejdůležitější je teplota.
Nejdůležitější reakce za atmosférického tlaku vedoucí ke generaci ozonu ze vzduchu je
reakce:
O + O2 + M → O3 + M,
kde písmeno M vyjadřuje buď kyslík nebo dusík. Teplotní závislost reakční rychlosti této
reakce je dána vztahem:
⎛
⎞
k12 = 2.5 x10 −35 exp⎜ 970 ⎟
T
g ⎠
⎝
Pro rozklad ozonu je významná reakce:
NO + O3 → NO2 + O2.
Reakční rychlost této reakce je dána vztahem:
⎛
⎞
k 6 = 1.5 x10 −12 exp⎜ − 1300 ⎟
T
g ⎠
⎝
Z uvedených vztahů je zřejmé, že s růstem teploty rychlost reakce vedoucí ke generaci
ozonu klesá a současně rychlost reakce vedoucí k rozpadu ozonu silně roste. V důsledku těchto skutečností při určité teplotě dojde k tak zvanému otrávení výboje, tedy ke stavu, že výboj
nebude generovat žádný ozon. Tento stav je nazýván otrávení výboje. Aby se otrávení výboje
předešlo je pro účinnou generaci ozonu nezbytné aby pracovní plyn – vzduch – měl nízkou
teplotu.
Schéma průmyslového zařízení pro generaci ozonu je ukázáno na levé části obr. 6, vpravo
je pohled na výrobní jednotku obsahující výbojový systém (Los Angeles Aquaduct Filtration
Plant).
Regulating
valve
Input
Air
Cooler
Compressor
Cylinder
Filter
Ozone
production
unit
Ozone
Rotameter
(a)
(b)
Obr. 6. Schéma zařízení pro generaci ozonu (a), pohled na výbojový systém (b).
- 154 -
Průmyslové zařízení pro generaci ozonu používající jako vstupní plyn vzduch je ukázáno
v levé části obrázku. Vzduch je nejdříve stlačen kompresorem, dále je natlakován do bomby,
filtrován, zchlazen a nakonec přes průtokoměry dodáván do výbojového systému, ve kterém
vzniká ozon.
2.
Nové trendy v použití elektrických výbojů pro generaci ozonu.
Samotné elektrické výboje jsou z hlediska generace ozonu na samé hranici svých možností. Z
toho důvodu je další hledání účinnějších metod generace ozonu soustředěno na kombinaci
výbojů například s fotokatalyzátory, s dielektrickými materiály případně na kombinaci s dalšími poli, které na výboj působí.
2.1 . Intenzifikace generace ozonu fotokatalyzátorem.
Vzhledem k tomu, že k aktivizaci katalyzátorů se používá jejich ohřev není jejich použití
pro intenzifikaci generace ozonu možné. Jedná se totiž o to, že zvýšená teplota způsobuje
zvýšení rychlosti reakcí jeho rozkladu. Z uvedeného důvodu se proto používají fotokatalyzátory, k jejichž aktivaci lze použít ultrafialové záření generovaného samotným výbojem [4]. Z
polovodičových katalyzátorů SrTiO3, TiO2, ZnO, ZnS, CdS se pro účely generace ozonu jako
nejlepší ukazuje TiO2. Pokud se týká těchto fotokatalyzátorů mohou tyto být umístěny přímo
ve výbojovém prostoru nebo mimo výbojový prostor.
Na obr. 7. je ukázán záporný koronový výboj v konfiguraci elektrod jehla - mřížka
s fotokatalyzátorem TiO2 ve výbojovém prostoru, tedy přímo na mřížce (a). Závislost generace ozonu pro tento výboj bez fotokatalyzátoru a s fotokatalyzátorem je ukázán na pravé straně
obrázku (b).
Mesh and two layers of TiO2
Ozone production [ppm]
800
600
Mesh and one layer
of TiO2
400
200
0
Without TiO2
0.0
0.2
0.4
0.6
Discharge current [mA]
(a)
(b)
Obr. 7. Koronový výboj jehla mřížka s fotokatalyzátorem TiO2 na mřížce (a). Závislost generace ozonu na proudu výbojem pro samotný výboj bez fotokatalyzátoru
a s fotokatalyzátorem (b).
- 155 -
Z uvedených závislostí plyne, že umístěním fotokatalyzátoru TiO2 ve výbojovém prostoru
se více než pětkrát zvyšuje koncentraci výbojem generovaného ozonu bez jakýchkoliv požadavků na zvýšení energetické náročnosti procesu. Právě tato skutečnost hraje významnou roli
neboť pro praktické aplikace energetická náročnost hraje rozhodující úlohu.
2.2. Intenzifikace generace ozonu ultrazvukem.
Jak již bylo řečeno, dominantní reakce generace ozonu elektrickým výbojem ve vzduchu
za atmosférického tlaku je reakce:
O + O2 + M → O3 + M.
Reakční rychlost této reakce závisí nejen na teplotě ale také na druhé mocnině tlaku.
Možností jak tedy intenzifikovat generaci ozonu je lokálně zvýšit tlak v oblasti, ve které ke
generaci ozonu dochází. V elektrickém výboji je touto oblastí tak zvaná ionizační oblast, která
je pro výboj jehla-rovina kolem špičky jehly.
Zvýšení tlaku v této oblasti lze dosáhnout umístěním výboje do utrazvukového rezonátoru
ve kterém se vybudí stojaté vlnění tak aby v ionizační oblasti došlo ke zvýšení koncentrace
částic a tedy i tlaku [5]. Celkový tlak v této oblasti je tedy dán součtem atmosférického tlaku a
tlaku akustického. Právě tento akustický tlak pak způsobí zvýšenou generaci ozonu. Na obr. 8
je ukázán výbojový systém jehla - rovina v ultrazvukovém resonátoru (a) a závislost generace
ozonu na proudu výboje pro různé amplitudy ultrazvukového měniče (b). Jehla slouží jako
katoda a jako anoda je použita samotná plocha ultrazvukového měniče. Na fotografii je písmeny TR označen měnič, písmeno N ukazuje jehlu a písmena RF ukazují reflektor.
Needle negative
Q= 7 slm
d= 4 mm
200
Ozone concentration [ppm]
With US - Ampl.130
160
With US -Ampl.100
With US - Ampl.50
120
80
40
Without US
0
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
Current [mA]
(a)
(b)
Obr. 8. Výbojový systém jehla rovina v ultrazvukovém resonátoru (a). Závislost generace
ozonu na proudu pro různé amplitudy ultrazvukového měniče (b).
Z obr.8 je zřejmé, že použitím ultrazvuku lze zvýšit generaci ozonu elektrickým výbojem. Ve srovnání s použitím fotokatalyzátoru pro intenzifikaci generace ozonu však plyne, že
použití ultrazvuku je energeticky náročnější a proto méně životaschopné.
- 156 -
3. Použití atmosférických výbojů elektrických výbojů pro sterilizaci.
Sterilizace spočívá ve zničení případně v odstranění mikroorganismů, vegetativních buněk, spór plísní, a virů. Tradiční sterilizační metody používají ohřev sterilizovaného objektu
v suchém či vlhkém prostředí, jeho ozáření ultrafialovým zářením případně použitím chloru.
Tyto metody jsou časově náročné, drahé a v případě použití chloru nepříliš přátelské vůči životnímu prostředí. Z uvedených důvodů je proto intenzivně studována sterilizace elektrickým
výbojem.
Při sterilizaci elektrickým výbojem se nejedná pouze o použití ozonu generovaného výbojem ale i o použití dalších reaktivních částic jako jsou kyslíkové atomy, OH radikály či ultrafialového záření generovaného výbojem. V důsledku synergetického jevu je pak sterilizační
proces energeticky méně náročný, účinnější a lze ho použít i pro takové materiály jako jsou
papír, plastové folie a podobně.
Příklad elektrického výboje pro sterilizaci plastové folie případně papíru [6] je ukázán na
obr. 9. Jedná se o záporný koronový výboj v konfiguraci elektrod jehla-rovina, vzdálenost
mezi jehlou a rovinou kovovou elektrodou byla 4 mm. Kontaminované materiály (folie nebo
papír) byly položeny na tuto elektrodu a exponovány výbojem po dobu 10 minut. Dosažené
účinnosti dekontaminace dosahovaly v případě plastové folie 98 % a v případě papíru 86 %.
Obr. 9. Záporný koronový výboj na plastové folii (a) a listu papíru (b). Vzdálenost mezi jehlou
a elektrodou 4 mm. Převzato z [6].
4. Závěr
Netermální plazma generované elektrickými výboji za atmosférického tlaku je účinným
zdrojem ozonu, dalších reaktivních částic a ultrafialového záření, které lze použít k celé řadě
aplikací (čištění vody, sterilizace a dekontaminace, zpracování potravin, prodlužovaní skladovatelnosti ovoce, odstraňování pachů atd.). Nelze však také opomenout další ekologické aplikace tohoto typu elektrických výbojů jako je například čištění spalin, rozklad těkavých uhlovodíků, toxických látek, případně aplikace v leteckém průmyslu pro snižování aerodynamického odporu křídla letadla a tudíž spotřeby paliva nebo při intenzifikaci procesů spalování
(plynárenství, energetika).
Ve všech těchto případech z hlediska ekologie klíčovou roli hraje skutečnost, že energie
dodaná do výboje je využita pro generaci netermálního plazmatu a není spotřebovávána na
ohřev samotného plynu. V důsledku toho je energetická náročnost používaných procesů nižší,
případně jsou uvedené procesy mnohem šetrnější vzhledem k životnímu prostředí.
- 157 -
[1]
[2]
[3]
[4]
[5]
[6]
5. Literatura
Miller, Stanley L. „Production of amino acids under possible primitive Earth conditions“
Science, 117 (1953) 528.
Siemens W. Poggendorfs Ann. Phys. Chem. 102 (1857) 66-122.
Pekárek S., Rosenkranz J., Ozone and nitrogen oxides generation in gas flow enhanced
hollow needle to plate electrical discharge in air, Ozone Science & Eng., 24, (2002) 221226.
Pekárek S., Non-thermal plasma ozone generation enhanced by photocatalyst, EPJ
Applied Physics, Accepted for publication.
Pekárek S., Bálek R., Ozone generation by hollow needle to plate electrical discharge in
ultrasound field, Journal of Physics D: Applied Physics, 37 (2004) 1214-1220.
Machala, Z. et al.: DC discharges in atmospheric air for bio-decontamination, 23rd
Symposium on Plasma Physics and Technology, Programme and Abstracts, Prague
2008.
- 158 -
UHLÍKOVÁ DEPONIA V EKOSYSTÉMECH ČESKÉ REPUBLIKY
Michal V. Marek
Koloběh uhlíku je zásadní pro globální zemskou biosféru, neboť je neoddělitelně spjat
s klimatem, koloběhem vody a živin a s produkcí biomasy na souši i v oceánech. Je vhodné
připomenout to, že právě uhlík je jednou z nejdůležitějších křižovatek neživého a živého světa. Prostřednictvím fotosyntézy se anorganický uhlík stává součástí organických molekul uhlovodíků, které jsou základní kostrou všech organických sloučen.
Správné pochopení globálního koloběhu uhlíku je proto zásadní pro pochopení historie
životního prostředí naší planety, její osídlení lidmi a hlavně pro predikci a usměrňování společné budoucnosti prostředí i člověka.
Ovlivňování globálního cyklu uhlíku člověkem probíhá již tisíce let. Člověk jej ovlivňuje
svojí zemědělskou činností, lesnictvím, průmyslovou a energetickou výrobou a dopravou.
Ovšem až za dvě poslední uplynulá století jsou antropogenní emise vzdušného uhlíku sledovatelné v měřítku přirozených uhlíkových toků.
Člověkem je do ovzduší ročně emitováno asi 8 Gt uhlíku. Z tohoto množství je sice 5 Gt
přímo reabsorbováno terestrickými ekosystémy a oceány, přesto však koncentrace CO2
v ovzduší vzrůstá tempem cca 1.5 ppm za rok. Tento vývoj akceleroval zpětnou vazbu globálního uhlíkového cyklu, která společně s antropogenním navyšováním množství dalších
skleníkových plynů bude mít hluboký dopad na budoucnost Země. Poslední odhady Mezivládního panelu pro změnu klimatu - IPCC (IPCC 2001) poukazují na přibývání množství a
závažnosti důkazů globální změny klimatu jako důsledku zesíleného skleníkového efektu atmosféry se souvisejícími dopady na ekosystémy a biodiverzitu.
Hrozbu možných důsledků své činnosti ve změně klimatu lidé rozpoznali teprve až
v posledních letech 20. století a začali společně reagovat. Mezinárodní spolupráce vědců a
politiků vyvrcholila formulováním tzv. Kyotského protokolu. Jedná se o snahu intervenovat
vývoj národních emisí skleníkových plynů. To je však velice citlivý problém úzce související
s vývojem národních ekonomik. Proto také Kyotský protokol zůstává, bohužel, rukojmím
některých významných států a doposud nevstoupil v mezinárodní platnost. A to i přesto, že
povinnosti ve znění Kyotského protokolu pro jednotlivé státy byly již poněkolikáté změkčeny
a že vedle omezování produkce skleníkových plynů Kyotský protokol umožňuje snížit emise
jednotlivých států propady uhlíku prostřednictvím změn v lesním hospodářství a ve využívání
krajiny.
Česká republika i Evropská unie Kyotský protokol ratifikovaly. Státní lesnická politika
České republiky tím získává novou dimenzi pro své směřování. Lesní hospodářství získává
nové možnosti, ale také nové povinnosti. Nové možnosti se lesnímu hospodářství naskýtají
v oceňování svého hospodaření, jedná se o možnost účasti na obchodování s uhlíkem, a tím i
významnějšího postavení mezi ostatními obory. Avšak jedná se o cestu zcela neprobádanou.
Proto vyvstala potřeba hlubšího vědeckého poznání globálního uhlíkového cyklu a hledání
možnosti zpomalovat nárůst koncentrace CO2 v ovzduší zvyšováním kapacity terestrických
ekosystémů poutat vzdušný uhlík. Uvažuje se, že až 30% evropské produkce emisí CO2 může
být na evropském kontinentu absorbováno. Cyklus uhlíku a odhady sekvestrace uhlíku terestrickými ekosystémy jsou však i přes značný pokrok ve vědeckém bádání stále nedostatečně
prostudován.
Současná měření ukazují, že globální terestrická biosféra absorbuje více atmosférického
uhlíku než uvolňuje. Podle IPCC (2001) v 80. letech byla terestrická absorpce 1,9 Gt uhlíku
za rok, zatímco v 90. letech vzrostla na 2,3 Gt uhlíku za rok, geografická a časová distribuce
tohoto sinku je však prakticky neznámá. Uvedená čísla mohou z roku na rok kolísat. Vzhledem k tomu, že emise fosilních paliv meziročně kolísají v rozmezí méně jak 4 %, a oceánický
- 159 -
koloběh uhlíku je dosti stabilní, lze vyvozovat, že většina meziroční variability toků CO2 souvisí právě s jeho terestrickým cyklem.
Terestrický uhlíkový cyklus je významně určován meziroční variabilitou počasí. Obecně
může platit, že vliv teploty je významný v boreálním a případně i temperátním pásmu,
v mediteránu je zase limitujícím faktorem množství srážek. V měřítku samotné České republiky zase můžeme zobecnit, že v lesních vegetačních stupních pod 4. stupněm převažuje vliv
deficitu srážek, zatímco nad 4. lesním vegetačním stupněm limituje produkci lesů teplota.
Výsledné efekty reakcí fotosyntézy nebo respirace na změny příkonu sluneční radiace, teploty
i srážek v tocích uhlíku se však liší. Také různé ekosystémy reagují různě . Proto i krátkodobý výkyv počasí během vegetační sezóny může v určité oblasti neočekávaně způsobit významnou změnu celkové roční sekvestrace uhlíku.
Předpokládá se, že k nejvýznamnějším místům příjmu uhlíku patří oblasti lesů temperátní
zóny severní polokoule. Avšak toto tvrzení může být s ohledem na značné rozdíly výsledků
získaných různými technikami a metodickými přístupy velice kontroverzní. Např. na základě
metod inventarizace lesa byl v rámci zemí EU stanoven roční záchyt uhlíku ve výši 0,1 Gt,
výsledky vycházející z lokálních měření toků uhlíku však hovoří o 0,4 Gt zachyceného uhlíku
a z měření koncentrací uhlíku v atmosféře vyplývá hodnota 0,7 Gt .
I přes výše citované nesrovnalosti závěrů vědeckých výzkumů je prokázáno, že
v posledních desetiletích evropská lesní deponia uhlíku vykazují zřetelnou vzrůstající tendenci. Určující faktory tohoto trendu jsou zřejmě spojeny s přihnojováním přirozených i umělých
ekosystémů jak zvyšujícím se obsahem dusíku v atmosféře, tak i oxidu uhličitého. Dalšími
pozitivními faktory jsou změny využívání krajiny, změny hospodaření v lesích spojené se
změnami věkové struktury, s celkovým ozdravěním lesů v důsledku významného poklesu
znečištění ovzduší a možná také převládající pozitivní reakce ekosystémů na evropském kontinentu na vlastní změnu klimatu.
Jak bylo uvedeno, terestriální biota v současné roční bilanci zadrží okolo 2,3 Gt uhlíku.
Toto zadržené množství přibližně vyrovnává ztrátu uhlíku způsobenou odlesňováním tropických lesních ploch. Při odlesňování se ročně do ovzduší dostává přibližně 2,0 Gt uhlíku. Současné vědecké poznatky dokládají, že hospodářské lesy ročně zachytávají cca 6 tun uhlíku /ha.
Také původní sibiřské lesy stejně jako amazonské pralesy v současnosti zachytí ročně přibližně stejné množství uhlíku jako lesy hospodářské, i když se předpokládalo, že uhlíková bilance
těchto klimaxových ekosystémů konverguje k nule. Podmínky rovnováhy těchto ekosystémů
však byly narůstající koncentrací CO2 v atmosféře změněny.
Suchozemské ekosystémy a především ekosystémy lesa jsou potenciálními „úložišti atmosférického uhlíku . Suchozemské ekosystémy jsou sice malým „úložištěm - deponiem“
uhlíku v porovnání s oceány, ale roční toky uhlíku mezi povrchem terestrických ekosystémů a
atmosférou jsou srovnatelné s toky mezi oceány a atmosférou. Navíc lze konstatovat, že
nejméně 20% molekul uhlíku v atmosférickém CO2 je ročně vyměňováno právě mezi atmosférou a suchozemskými bioty .
Lesní porosty mají významnou úlohu v globálním cyklu uhlíku v suchozemských ekosystémech. Je to nejen dáno podílem rozlohy lesů na celkové ploše suchozemských ekosystémů,
která podle současných odhadů činí asi 4.1 x 109 hektarů a množstvím deponovaného uhlíku
v lesní vegetaci a půdách, které činí 1146 Pg C, přičemž asi 37 % je fixováno v lesích tropického pásma, ale i dlouhověkostí lesů. Dlouhověkost je příčinou toho, že se v lesích na jistou
dobu ukládá značná část uhlíku. Mimo depozit ve stromech je nesmírně významný i depozit
uhlíku v lesních půdách. Můžeme se především na lesní ekosystémy, porosty lesních dřevin,
oprávněně dívat jako na obrovskou soustavu pump, které dopravují vzdušný uhlík z atmosféry
do biomasy, půdy a naopak jej procesy respirace a výdeje z půdy do ovzduší vydávají. Důležitá je ona rovnováha mezi pumpováním uhlíku do daného typu ekosystému a výdej uhlíku
do atmosféry.
- 160 -
Terestriální globální cyklus uhlíku tvoří toky CO2 mezi ekosystémem a atmosférou. Tyto
toky přímo odrážejí okamžitou bilanci mezi difúzí CO2 do listů při procesu fotosyntézy a
difúzí CO2 z pletiv a půdy při jeho produkci v důsledku autotrofní a heterotrofní respirace. V
této souvislosti hovoříme o čisté ekosystémové výměně uhlíku (NEE). V delším časovém
měřítku se jedná o bilanci mezi procesy nárůstu množství uhlíku v ekosystému (fotosyntéza,
přírůst biomasy, akumulace uhlíku v půdě) a procesy uvolňování uhlíku (autotrofní respirace,
mikrobiální dekompozice opadu, oxidace půdního uhlíku, degradace a disturbance), zde hovoříme o čisté produkci ekosystému (NEP). NEE je okamžitou bilancí asimilačních a disimilačních procesů. V daný okamžik je určité množství vzdušného uhlíku rostlinou absorbováno a současně je určité množství uhlíku v důsledku autotrofní i heterotrofní respirace okamžitě uvolněno. Rychlost příjmu uhlíku při asimilačních procesech je možné vyjádřit jako
rychlost hrubé asimilace ekosystému (PE). Rychlost disimilačních procesů, ale i respirační
ztrátu uhlíku v ekosystému vyjadřujeme jako respiraci ekosystému (RE).
Pro lesní porost můžeme NEE vyjádřit vztahem:
NEE = PE + RE
Při kvantifikaci toků CO2 mezi biosférou a atmosférou se tok uhlíku do ekosystému obvykle vyjadřuje zápornou hodnotou. Proto ve výše uvedeném vztahu jsou hodnoty PE záporné. Respirační ztráty porostu mají opačný vektor toku, jsou vyjadřovány kladnými hodnotami.
Z hlediska absolutních hodnot jednotlivých toků je tedy NEE vlastně rozdílem PE a RE. Hodnoty NEE jsou záporné, převládá-li asimilace nad disimilací, uhlík teče do porostu.
Obr.1.: Základní komponenty a bilance toků uhlíku DO ( zelená šipka – fotosyntetická fixace)
a VEN (červená a šedá šipka – respirace kmenů půdy, dekompozice, zvětrávání) z lesního
porostu
Hrubá primární produkce „gross primary production“ (GPP) je tedy měřítkem mohutnosti
fotosyntetické asimilace. Odečtením přímých respiračních ztrát, listoví, nefotosyntetizujích
části rostlin získáme hodnotu čisté primární produkce „net primary production“ (NPP). Je-li
do ztrát připočtena i respirační ztráta (autotrofní, heterotrofní a výdej z půdy) uhlíku, pak získáváme hodnotu čisté ekosystémové produkce „net ecosystem production“ (NEP). Připočteme.li do ztát i dlouihodou disturbanci (požáry, těžba dřeva) pak mluvíme o čisté produkci
biomu “net biome production „ (NBP)
- 161 -
Obr.2.: Jednotlivé složky produkce ekosystému
Nejrozšířenějším způsobem stanovení přímých toků energie a látek (CO2) mezi porosty a
atmosférou je metoda vířivé kovariance, která je založena na měření projevů vzdušných vírů
(turbulence). Principem je, že vertikální tok jakékoliv skalární veličiny v ovzduší (např. obsahu CO2 nebo H2O) je součtem průměrného vertikálního toku a jeho fluktuací. V podstatě se
jedná o souběžné měření rychlosti a směru jednotlivých vírů vzduchu a s nimi spojených
okamžitých koncentrací CO2 a vodní páry. Kovarianční metoda umožňuje dlouhodobá měření
turbulentních toků energie a látek mezi porostem a přízemní vrstvou atmosféry, poskytuje
kontinuální a okamžité informace o vztazích ekosystémů a jejich prostředí, o jejich reakci
na narušení prostředí a také kvantifikují faktory, které způsobují variabilitu ročních toků..
Jedná se o nejmodernější přístup aplikovatelný na celé porosty, umožňuje vyhodnotit data z
více zdrojů a velice přesně v denních chodech sledovat výměnu pohybové energie, zjevného a
latentního tepla, vodní páry a oxidu uhličitého mezi porostem a přízemní vrstvou atmosféry.
Čistá produkce ekosystému - NEP
Čistou produkcí ekosystému (NEP – net ecosystem production) se rozumí výsledná bilance mezi hrubou primární produkcí a ztrátami uhlíku v důsledku autotrofní a heterotrofní respirace.S ohledem na vývojovou fázi života ekosystému je smrkový ekosystém relativně mladý
s vysokým produkčním potenciálem. (síla růstového sinku, - kompetice mezi jedinci, tvorba
korunových těles a korunového porostního zápoje, obsazování půdního prostoru kořeny). Porost produkuje velké množství organické hmoty (Tab. I ) přičemž síla respirace a rozkladu
jsou mírněny mikroklimatem pod korunovou vrstvou (nižší teplota, mírnější amplituda oscilací teplot). NEP smrkového ekosystému je po celé růstové období relativně vyrovnaná a celkově, zejména díky délce produkčního období, je mezi sledovanými ekosystémy nejvyšší. Oproti ostatním ekosystémům má les mnohonásobně vyšší objem biomasy, a proto jsou zde vysoké
hodnoty autotrofní respirace. V nepříznivých dnech (zataženo, teplá noc) v průběhu celého
vegetačního období může být denní bilance uhlíku ztrátová, tzn. výdej uhlíku respirací převáží nad jeho příjmem asimilací.
- 162 -
a
c
b
d
Obr. 3. a-d: Vybrané typy studovaných ekosystémů: a – horský lesní ekosystém, b – horský
travní ekosystém, c – agroekosystém a d – mokřadní ekosystém
Celková produkční perioda lučního porostu je relativně krátká, respirace převládá na počátku vegetačního období při rozkladu stařiny, dokud nenaroste dostatečné množství asimilujícího porostu (Chyba! Nenalezen zdroj odkazů. Tab. I,) V pozdním létě, kdy asimilační
orgány stárnou a odumírají, výrazně přispívají k heterotrofní respiraci: Respirace ekosystému
začíná převládat nad jeho asimilací. Daný luční porost je vývojově starý a stálý ekosystém, a
proto je zde celková bilance asimilace a respirace vyrovnaná. Téměř celý objem vyprodukované organické hmoty se během jednoho roku rozloží. Ekosystém již nijak významně neakumuluje uhlík.
Průběh NEP agroekosystému během růstové sezóny se podobá zjištěnému stavu na louce,
celkové respirační ztráty jsou však menší. Stanovené respirační ztráty činí 73 %
v agroekosystému ve srovnání s 99% na louce (Tab. I). Sklizeň úrody je specifická a výrazná
vlastnost tohoto ekosystému, kdy je vyprodukovaná biomasa – úroda – vyvezena. Proto ztráty
heterotrofní respirací jsou výrazně nižší (výrazně snížený objem disponibilního substrátu
využitelného pro dekompozici). Uhlík navázaný v biomase je však následně uvolňován během jejího využití v potravním řetězci, při spalování a případném rozkladu, ale již mimo daný
ekosystém.
- 163 -
NEP [kg C ha-1]
500
0
-500
-1000
-1500
Les
-2000
NEP [kg C ha-1]
500
0
-500
-1000
-1500
Louka
-2000
NEP [kg C ha-1]
500
0
-500
-1000
-1500
Agro
-2000
NEP [kg C ha-1]
500
0
-500
-1000
-1500
Mokřad
-2000
I.05
III.05
V.05 VII.05 IX.05
XI.05
I.06
III.06
V.06
VII.06 IX.06
XI.06
I.07
III.07
V.07 VII.07 IX.07
XI.07
měsíc, rok
Obr..4.: Průběh čisté ekosystémové produkce (NEP) v letech 2005 - 2007. Jsou uvedeny měsíční hodnoty. Plocha nad osou x znamená tok uhlíku z ekosystému a plocha pod osou x znamená tok uhlíku z atmosféry do ekosystému
Produkce mokřadu je ve srovnání s loukou i agroekosystémem rozložena rovnoměrněji na
celou vegetační sezónu (Tab. I). Uvolňování uhlíku aerobní respirací je snižováno nedostatkem kyslíku rozklad vlivem vysoké hladiny podzemní vody. Ztráty uhlíku jsou zde však zvýšeny uvolňováním metanu. Celkové ztráty uhlíku jsou odhadovány na 98 % hrubé primární
produkce.
Vzhledem k tomu, že primární produkce je ultimativně spojena s efektivitou fotosyntetické asimilace, přímo svázané na příjem a konverzi energie sluneční radiace,je možné i dané
typy ekosystémů porovnat právě s ohledem na jejich efektivnost konverze sluneční energie
v procesu tvorby biomasy. K tomu je využíván parametr efektivity využití radiace „radiation
use efficiency“ (RUE – g.MJ-1), tedy množství suché hmotnosti biomasy vyprodukované na
jednotku absorbované energie. sluneční radiace (Tab. I). Výrazným předpokladem pro efektivní utilizaci energie sluneční radiace je adekvátní schopnost sluneční radiaci zachytit systémem asimilačního aparátu. Pro lesní porosty obecně a pro jehličnany zvlášť, architektura korunové vrstvy vytváří předpoklady pro velice efektivní záchyt sluneční radiace. To dokládá
stanovená hodnota RUE pro smrkový porost. Hodnota RUE u agrosystému je výsledkem záměrné tvorbz porostní struktury prostřednictvím agrotechnických opatření.
- 164 -
Tab. I: Průměrná roční čistá ekosystémová produkce (NEP), hrubá primární produkce
(GPP), respirace ekosystému (Reco) a efektivita využití radiace (RUE). Uvedeny jsou průměrné hodnoty za období měření (les 2003-2007, louka, agro a mokřad 2006-2007) a směrodatné odchylky průměru.
NEP
GEP
R eco
RUE
[tC ha-1]
[tC ha-1]
[tC ha-1]
[gC MJ-1]
Les
-5.1
±0.47
-18.6
±1.76
13.5
±1.41
0.36
±0.05
Louka
-0.4
±0.49
-16.1
±0.91
15.7
±0.70
0.03
±0.04
Agro
-4.1
±0.33
-16.6
±0.62
12.5
±0.37
0.21
±0.03
Mokřad
-2.8
±1.02
-15.5
±0.80
12.7
±0.37
0.18
±0.07
Ekosystém
Závislost čisté ekosystémové výměny CO2 na sluneční radiaci
Význam množství a typu (přímé a difúzní záření) slunečního záření pro schopnost autotrofního ekosystému je neoddiskutovatelný. Les je prostorově strukturovaný ekosystém a zatímco na horní třetinu korunové vrstvy dopadá za jasných dnů jen přímé záření, do spodních
vrstev korunové vrstvy dopadá světlo zejména ve formě difúzního záření. Jehlice
z jednotlivých vrstev korun jsou tak adaptovány na přímé a difúzní záření.
Maximální fotosyntetická aktivita lesního porostu byla největší v polojasných dnech.
V jasných dnech, kdy několik dnů předtím nepršelo, dochází v odpoledních hodinách
k uzavírání průduchů, aby se snížil výdej vody transpirací. Rovněž fotosyntetický aparát je ve
dnech s vysokými hodnotami záření brzy saturován. K takovému nasycení nedochází
v polojasných dnech, kdy se střídá intenzita ozářenosti a přímá radiace s difúzním zářením.
Fotochemická účinnost při nízkých hodnotách ozářenosti byla stejně jako na louce největší
v zatažených dnech. Porost tedy dokáže rovněž využít nízké hodnoty radiace lépe ve formě
difúzního záření.
Maximální fotosyntetická aktivita lučního porostu byla největší v jasných dnech. Naproti
tomu fotochemická účinnost při nízkých hodnotách ozářenosti byla největší v zatažených
dnech. Porost tedy dokáže využít nízké hodnoty radiace lépe ve formě difúzního záření.
U agroekosystému, kde architektura korun stromů, významné součástí lesního ekosystému, je opět nejlépe využívána nízká dopadající energie v zataženém dni, nejméně efektivně
využívá ekosystém dopadající energie za jasného dne.
Maximální fotosyntetická aktivita mokřadu byla u všech tří typů ozářenosti stejná, porost
nebyl limitován dostupností vody. V polojasných dnech porost využívá malé hodnoty ozářenosti nejlépe. Rozdíl je ale především v respiraci – v jasných teplých dnech je podíl respirace
vyšší než v chladných zatažených dnech.
- 165 -
Tab. III: Průměrná čistá produkce jednotlivých ekosystémů za jasných, zatažených a polojasných dnů v nejproduktivnější fázi růstu (červen, červenec). V závorkách je procentuální výskyt
jednotlivých typů dnů za sledované období (les, louka: 2003-2007, mokřad, agro: 20052007).
Les
jasno
NEP
[g C m-2 den-1]
17.23 (20%)
zataženo
NEP
[g C m-2 den-1]
-0.21 (37%)
polojasno
NEP
[g C m-2 den-1]
17.82 (43%)
Louka
12.56 (20%)
7.28 (37%)
17.25 (43%)
Agro
13.73 (27%)
13.86 (27%)
14.67 (46%)
Mokřad
12.50 (34%)
2.99 (26%)
15.16 (40%)
Ekosystém
- 166 -
MOKŘADY – JEJICH ÚLOHA A FUNKCE V ENERGETICKÉ
BILANCI KRAJINY
Jan Pokorný
1. Charakteristika mokřadů
Termínu mokřady se používá od 60tých let minulého století jako českého ekvivalentu anglického slova „wetlands„. Němčina zavedla termín „Feuchtgebiete„, francouzština „terrains
humide„, ruština „pereovlaženyje zemli„, slovenština „mokriade„.
Mokřady mohou být definovány různými způsoby (viz např. Mitsch et Gosselink 1993).
Všechny definice obsahují tři základní rysy mokřadů:
a) vyznačují se přítomností vody sahající buď k povrchu půdy nebo alespoň do
kořenové zóny
b) mokřadní půda má zvláštní vlastnosti a liší se od ostatních půd (např. nízkým
obsahem kyslíku)
c) v mokřadech se vyvíjí vegetace adaptovaná k zaplavení a nejsou v nich přítomny rostliny, které nesnášejí zaplavení.
V podmínkách naší republiky řadíme k mokřadům:
¾ rybníky a jejich litorály (břehová pásma)
¾ mokré louky a prameniště
¾ říční nivy včetně lužních lesů
¾ rašeliniště
¾ podmáčené smrčiny
¾ umělé mokřady (kořenové čistírny odpadních vod)
Mokřady jsou domovem mnoha druhů rostlin a živočichů, zvyšují podstatně biodiverzitu
krajiny. V České republice probíhá dlouhodobý projekt inventarizace mokřadů, tento projekt
byl zahájen již v roce 1987 v rámci bilancování významných krajinných prvků. V roce 1990
přistoupilo Československo k Ramsarské konvenci a zavázalo se tak k ochraně a výzkumu
mezinárodně významných mokřadů. Přehled vodních a mokřadních biotopůČeské republiky
byl postupně zpracováván a uveřejněn v několika publikacích (Hudec et al. 1993, 1995, Chytil a kol., 1999).
Tato kapitola se zabývá zejména funkcemi mokřadů v krajině. Soustřeďujeme se na
obecné funkce mokřadů v krajině – zejména na toky energie, vody a látek a na souvislosti
vyplývající z těchto funkcí včetně souvislostí s vodním hospodářstvím a zemědělskou činností. V závěru je presentován holistický přístup ke krajině a definována kriteria setrvalého hospodaření v krajině vycházející z toků látek, vody a energie. Poukazujeme též na nový aspekt
praktického využití mokřadů – vázání oxidu uhličitého v biomase, protože základní charakteristikou mokřadů je hromadění organických látek v zaplavené neprovzdušněné půdě.
2. Hlavní typy mokřadů na území ČR
Rašeliniště
Na území České republiky rašeliniště v širokém smyslu slova zahrnují vrchoviště (neboli
ombrotrofní rašeliniště), přechodová rašeliniště a slatiniště. Obecně jsou charakterizována
dostatkem vody a velmi pomalou rychlostí rozkladu (dekompozice) organických látek, což
jsou zejména zbytky rostlin. Vrchoviště jsou na rozdíl dalších typů rašelinišť sycena vodou
- 167 -
dešťovou, takže jsou chudá na minerální látky. Přechodová rašeliniště a minerotrofní rašeliniště (slatiniště) jsou napájena vodou, která přišla do styku s minerálním podkladem, a proto
obsahuje rozpuštěné minerální látky včetně vápníku. V soustavě Natura 2000 tvoří otevřené
nelesní rašelinné biotopy několik typů přírodních stanovišť. Jsou to především prioritní habitaty: aktivní vrchoviště (*7110), vápnité slatiny (tzv. černavy, *7210) a pěnovcová prameniště
(*7220), a dále degradovaná vrchoviště (7120), přechodová rašeliniště (7140), deprese s hrotnosemenkou bílou (7150) a vápnité slatiny (7230). Plošně mají význam prakticky jen vrchoviště (ca 1400 ha) a přechodová rašeliniště(ca 5000 ha). Z lesních rašelinišť jsou nejcennější
plochy zahrnuty do prioritního habitatu *91D0 Rašelinné lesy, který byl mapován na ploše ca
18 tis. ha (Guth & Kučera 2006).
Na vrchovištích dominují zejména: vřesovcovité, šáchorovité a různé druhy rašeliníků.
Tyto druhy rostlin tvoří podstatnou část hromadící se rašeliny. Slatiniště bývají na druhy bohatší, zejména je-li přístupný vápník, pokud vápník chybí, vyskytují se druhy podobné jako na
vrchovištích (vachta trojlistá, suchopýr, zábělník bahenní
Významné jsou druhy ptáků a hmyzu, zejména vážek a motýlů vázaných pouze na rašeliniště. Význam rašelinišť. Na 90% rašelinišť se nachází v mírném a studeném pásmu severní
polokoule. Rašeliniště obsahují cca čtvrtinu celkových světových zásob půdního uhlíku a 4471% světových zásob uhlíku v ekosystémech. Vzhledem k zásobě uhlíku a možnosti uhlík
akumulovat nebo uvolňovat mohou rašeliniště významně ovlivňovat klima svým vlivem na
světovou bilanci skleníkových plynů. Podstatná je též hydrologická funkce rašelinišť – zadržují vodu v humolitu a tolerují zatopení. Tvoří kostru regionálního cyklu vody a tímto způsobem přispívají také ovlivňují klima (zmírňování teplotních extrémů).
V České republice se odhaduje celková plocha rašelinišť na ca 27000 ha (Havelka, Březina 1996), což představuje přibližně 0,35% celkové plochy státu. Toto číslo nezahrnuje drobná
rašeliniště o ploše menší než 0,5 ha a síle humolitu menší než 0,5 m, která ovšem často mizí v
odvodněné zemědělské krajině.
Rašeliniště na území našeho státu jsou typická svým ostrovním charakterem a většinou
zaujímají plochu menší než 10 ha, pouze 50 evidovaných rašelinišť zaujímá plochu větší než
100 ha. Téměř polovina plochy rašelinišť se nachází v jižních Čechách (12500 ha). Většina
ombrotrofních rašelinišť se zachovala v oblastech Šumavy, Krkonoš, Krušných a Jizerských
hor, Jeseníků a Slavkovského lesa a na Českomoravské vysočině. Slatiny v úrodných nížinách
Polabí a Českolipska a niv moravských řek byly většinou přeměněny na zemědělskou půdu.
Některá rašeliniště v Podkrušnohoří ustoupila těžbě uhlí, jiná byla zaplavena vodou přehrad
(Lipno, Rozkoš).
Ochrana rašelinišť v České republice. Všechna rašeliniště v ČR jsou chráněna na základěZákona 114/1992 jako Národní přírodní rezervace, Národní přírodní památky, Přírodní rezervace, Přírodní památky nebo jako velkoplošná chráněná území – Národní parky, Chráněné
krajinné oblasti. Navíc jsou rašeliniště považována za významné krajinné prvky a jsou registrována místními odbory životního prostředí. Navíc přistupuje ochrana z titulu Natura 2000.
Mezinárodně významná rašeliniště jsou též chráněna z titulu Ramsarské konvence – Šumavská rašeliniště (3371ha), Krkonošská rašeliniště (230ha), Třeboňská rašeliniště (1100ha).
Louky a slatiniště s travinnou mokřadní vegetací
Mokré a vlhké louky jsou pravidelně sečené nebo pasené plochy od nížin do podhůří na
sezónně zaplavovaných nebo vlhkých půdách v nivách potoků a řek a v okolí mělkých vodních nádrží (rybníků). Plošně rozsáhlejší porosty jsou vázány na oblasti s extenzívním zemědělským obhospodařováním. Druhové složení je závislé na četnosti sečí a obsahu živin v půdě. Tím je dána i výška a zápoj a tím i produkce porostů. Vesměs jde tedy o plochy, jejichž
charakter je vytvořen činností člověka a pro jeho zachování je tato činnost nutná. V soustavě
Natura 2000 náležejí louky k několika typům přírodních stanovišť. Plošněnejrozsáhlejší louky
- 168 -
jsou mezofilní extenzivní louky (6510, ca 204 tis. ha), horské louky a pastviny (6520, ca 18
tis. ha), vlhkomilné vysokobylinné nivy a lemy (6430, ca 16,5 tis. ha), a bezkolencové louky
(6410, ca 8 tis. ha) (Guth & Kučera 2006). Vlhké pcháčové louky (ca 45 tis. ha) nejsou v soustavě Natura 2000 zahrnuty jako samostatně vymezený habitat (viz Kučera [ed.], 2005,
http://www.usbe.cas.cz/cervenakniha/). Louky s vysokou hladinou podzemní vody využívané
jako pastviny i louky sečené zaujímaly dříve poměrně velké plochy. Tyto podmáčené louky,
které nacházíme na starých mapách stabilního katastru (polovina 19. století) sloužily jako
obecní pastviny (Gemeinde, občiny). Na takových loukách lze ukázat postupný proces odvodňování, od mělkých stružek, přes stružky hlubší, založení vodoteče až k jejímu zatrubnění.
Je to proces, při kterém ubývá vody v krajině, mizí prameniště a klesá hladina podzemní vody.
Rákosiny
Rákosiny v širším slova smyslu jsou porosty s dominantními helofyty, tj. vzpřímenými
(emerzními) vodními rostlinami, jejichž kořeny snášejí dlouhodobé až trvalé zaplavení půdy,
avšak fotosyntetická fixace uhlíku probíhá nad hladinou vody, čili v atmosféře podobně jako
u suchozemských rostlin. K rákosinám patří např. porosty s dominantním rákosem obecným,
orobincem širolistým, orobince úzkolistým, skřípincem jezerním. Tyto porosty se vyvíjejí
obvykle v pobřežní zóně (litorálu) stojatých a mírně tekoucích vod (biotop M1 v systému Natura 2000). Velkoplošné rákosiny, které slouží jako hnízdiště vodního ptactva, bývají chráněny národní legislativou, popř. jako mokřady mezinárodního významu v rámci Ramsarské
konvence. Rákosiny podle svého druhového složení osidlují oligotrofní (chudé na živiny) až
eutrofní (bohaté na živiny) mělké vody. Porosty s dominantním rákosem obecným jsou nalézány v celé škále trofických podmínek od oligotrofních až k eutrofním.
V oligotrofních podmínkách tvoří řidší a méně produktivní porosty, které však snášejí zatopení až 2 m vysokým vodním sloupcem. Se zvyšující se úživností biotopu klesá výška vodního sloupce, kterou je rákos schopen tolerovat. Rákosiny nejsou vyjma porostů mařice pilovité (*7210) v soustavě Natura 2000 zastoupeny v typech přírodních stanovišť (tzv. habitatech) vůbec. Přesto se jedná o rozsáhlé komplexy přirozených stanovišť zasluhující ochranu
(ta je realizována zpravidla přes ochranu vodních ptáků, tedy přes tzv. ptačí směrnici). Jejich
rozloha je nikoliv nevýznamná, biotopy rákosin (M1.1) mají rozlohu ca 10,7 tis. ha, říčních
rákosin (M1.4) ca 1,6 tis. ha a porosty vysokých ostřic (M1.7) mají rozlohu ca 9 tis. ha.
Rybníky
Rybniční nádrže jsou v České republice významným prvkem hydrologického systému,
nejčastějším typem vodních nádrží a v některých oblastech tvoří unikátní rybniční soustavy,
které mají značný význam pro hydrologický režim. Rybníky v šestnáctém století zaujímaly
na území našeho státu plochu cca 180 000ha, jejich současná rozloha činí 52 000 ha a počet
dosahuje téměř 24 000. Rybníky jsou účelové vodní stavby, které sloužily nejenom k chovu
ryb ale i jako součást opevnění, zdroj vody pro hamry a mlýny nebo pro zpracování rudy.
Obhospodařování rybníků bylo a je nezbytnou podmínkou jejich existence. Při dnešním vysokém obsahu živin v povrchových vodách a vysoké půdní erozi by se neobhospodařované
rybníky rychle zazemnily. V rybníku s vhodně volenou rybí obsádkou je část živin využívána
v potravním řetězci k produkci ryb. Ryby potom přímo mechanicky a nepřímo ovlivněním
potravního řetězce brání zazemňování rybníka. Zvýšené zatěžování rybničního ekosystému
organickými látkami z vnějšího prostředí, zvyšování eutrofie (stoupající obsah živin) a primární produkce způsobuje nižší účinnost produkčních procesů a zhoršuje životní podmínky
ve vodě. Rybníky přestavují velmi důležitý prvek v krajině. V některých oblastech rybniční
soustavy významně ovlivňují hydrologickou a ekologickou situaci. Rybniční soustavy na
- 169 -
území naší republiky existují již přes polovinu tisíciletí a zvláště v dnešní době, kdy je krajina
ohrožena vysycháním, mohou sloužit jako unikátní vzor setrvalého hospodaření v krajině.
Každý rybník je významným krajinným prvkem a některé rybníky byly vyhlášeny Národními rezervacemi i mokřady mezinárodního významu (např. Třeboňské rybníky, Lednické
rybníky, rybníky Břehyně a Novozámecký).
Lužní lesy, včetně olšin a vrbin
Lužní lesy představují společenstva tzv. tvrdého a měkkého luhu a mokřadních olšin.
Z hlediska plošného zastoupení lesů v České republice tvoří pouze malou část. HS 19 - lužní
lesy představuje výměru 33,6 tis. ha, což tvoří 1,5% lesůČR (Vyskot a kol, 2003). Dle lesnické typologie však vodou obohacené edafické kategorie představují podíl 5,35%. 50% lužních
lesů se nachází v přírodní lesní oblasti (PLO 35) - Jihomoravské úvaly. Nejrozsáhlejší komplex tvoří lesy na soutoku Dyje s Moravou v okolí Lanžhota.
Lužní lesy a křoviny jsou existenčně vázány na půdy říčních a potočních niv (lužní půdy,
aluvialní půdy), které jsou pravidelně zaplavovány povodňovou vodou, z níž se usazují mladé
kvartérní lužní půdy (Míchal, Petříček a kol., 1999).
Dle katalogu biotopů (Chytrý, Kučera, Kočí (eds.), 2001) je rozšíření tvrdého luhu nížinných řek rozšířen v dolním Poohří, dolním Povltaví, nivě Labe od Hradce Králové po okolí
Mělníka, úvaly Moravy, dolní Dyje, dolní Jihlavy a Svratky pod Brnem, Poodří a v Ostravské
pánvi. Měkké luhy nížinných řek jsou rozšířeny pouze fragmentálně v nížinných polohách
České křídové tabule, moravských úvalů a Ostravské pánve. Mokřadní olšiny. Roztroušeně po
celém území ČR jsou rozšířeny rovněž mokřadní olšiny, zvláště v jihočeských pánvích, na
Dokesku, Plzeňsku a Křivoklátsku, dále v severovýchodních Čechách a v úvalech moravských řek
1) Mokřadní a pobřežní křoviny a lesy jsou primárními ekosystémy podmáčených a zaplavovaných stanovišť od nížin do horských poloh. Charakteristickým rysem všech
společenstev je jejich ovlivnění podzemní nebo záplavovou vodou. Při utváření fyziotypu má tedy vodní režim půdy a záplavy rozhodující význam. Fyziotyp je rozdělen do pěti podtypů(Míchal, Petříček a kol., 1999):
2) Mokřadní (bažinné) křoviny - porosty s dominantní vrbou nebo krušinou. Bylinné
patro je tvořeno rákosinami a vysokými ostřicemi. Mokřadní vrbiny jsou rozšířeny v
plochých terénních depresích (v plochých nivách, odlesněných pramenných pánvích,
obvodech rybníků), osidlují glejové půdy rašelinné substráty s víceméně stagnující,
blízko povrchu ležící nebo slabě jej překrývající podzemní vodou, od nížin do horských poloh.
3) Mokřadní (bažinné) olšiny - s dominantní olší lepkavou. Společenstva jsou vázána
na terénní deprese, trvale zamokřené víceméně stagnující podzemní vodou, dosahující úrovněpůdního povrchu nebo jej přeplavující. Osidlují mokré až zbahnělé půdy,
slatinné půdy nebo slatiny různého stupně trofie od nížin do submontánního stupně.
Jedná se o lužní lesy vázané na pravidelně nebo občas zaplavované polohy potočních
nebo říčních aluvií.
4) Pobřežní (lužní) křoviny - v nižších polohách (v planárním a kolinním stupni) porosty
s dominantní vrbou trojmužnou s příměsí vrby křehké. Charakteristicky se vyskytují
na březích toků, v polohách vystavovaných vlivu častých a silných záplav. Osidlují
pedologicky slabě vyvinuté půdy Fyziognomii porostů v montánním stupni určuje
vrba červenice. Zarůstají břehy (pod)horských toků.
5) Pobřežní (údolní) olšiny v lužních lesích údolních poloh a okolí pramenišť od kolinních až po montánní polohy. Hlavními dřevinami jsou olše lepkavá (Alnus glutinosa)
a jasan ztepilý (Fraxinus excelsior), ve vyšších polohách olše šedá (Alnus incana),
- 170 -
zřídka i buk lesní (Fagus sylvatica) a autochotnní smrk ztepilý (Picea abies). Společenstva jsou vázána na různé typy glejových nebo lužních půd od kolinního do montánního stupně.
Pobřežní (úvalové) luhy : první skupinu představují vrbo-topolové měkké luhy. Skupina
je reprezentována společenstevy stromovitých vrb a topolů osídlujících nejnižší polohy údolních niv velkých řek. Společenstva druhé skupiny - tvrdé luhy jsou tvořena dominantním dubem letním, jasanem ztepilým, v jihomoravském termofytiku j. úzkolistým, dříve též hojným
jilmem habrolistým a vazem. Vrbo-topolové luhy jsou vázány na nejnižší, často dlouhodoběpřeplavované polohy úvalových niv s výrazně kolísající hladinou podzemní vody během roku.
Úvalové dubové lužní lesy osidlují hluboké, vývojově pokročilejší lužní a glejové půdy v širokých nivách úvalů a plochých pánvích v polohách většinou pod 220 m.n.m. Lužní lesy a
olšiny jsou velmi významným způsobem zastoupeny v soustavě Natura 2000. Jsou zahrnuty
do prioritního přírodního biotopu *91E0, který představuje tzv. měkké luhy s převažujícími
dřevinami olší, jasanem a topoly (biotopy L2.1, L2.2 a L2.4, celkem ca 28 tis. ha), a dále do
habitatu 91F0 zahrnujícího pralesovité tvrdé luhy s duby a jilmy (L2.3A, ca 9,5 tis. ha). Kromě těchto kvalitních porostů byly mapovány plošně velmi významné biotopy degradovaných
olšin L2.2B na ploše dalších ca 50 tis. ha, degradované tvrdé luhy (L2.3B, 18,5 tis. ha), dalších ca 10 tis. ha zaujímají mokřadní vrbiny a olšiny (biotopy K1 a L1) a 5,5 tis. ha pobřežní
vrbiny (biotop K2.1) (viz Kučera [ed.], 2005. http://www.usbe.cas.cz/cervenakniha/).
Říční nivy: mozaika mokřadních ekosystémů
Říční niva je ploché území na dněříčního údolí (v ploché krajině je vymezena říčními terasami) formované tokem řeky a pravidelnými záplavami. Pro vymezení nivy není podstatné,
zda-li byl její hydrologický režim zachován a zdali se zachovaly ekosystémy typické pro její
přirozený stav.
Z hlediska ekologického je říční niva ekosystémovým komplexem, zahrnujícími v našich
podmínkách všechny typy mokřadů, vodní ekosystémy - vlastní tok řeky a stojaté aluviální
vody, jako jsou říční ramena a tůně -a terestrické ekosystémy, jako jsou lužní lesy a travní
ekosystémy. V důsledku masivního odvodnění se dnes můžeme v nivách středních a dolních
toků setkat i s ornou půdou a na ní vázanými agroekosystémy.
Říční niva plní či může plnit (v závislosti na míře transformace) řadu ekosystémových
funkcí v krajině. Kromě produkční funkce je to zejména retence vody v krajině, ochrana biodiversity, retence živin a sedimentů a fixace uhlíku.
Z hlediska plošného významu jsou nivy zdaleka nejrozsáhlejšími mokřady v ČR a to i
přesto, že většina původních mokřadů z niv v důsledku odvodnění zmizela
Obr. 1 -Mokřadní rostliny přivádějí vzduch ke kořenům pomocí vzdušného pletiva
- 171 -
Obr. 2 - Roční bilance energie
Solární konstanta a množství sluneční energie přicházející na povrch Země.
Na hranici zemské atmosféry přichází dlouhodobě poměrně stálé množství sluneční energie, které se v průběhu roku mění podle polohy na eliptické dráze Země kolem Slunce a nabývá hodnot: 1351 W.m-2 až 1431 W.m-2 , dlouhodobě je toto rozmezí hodnot poměrně stálé
a kolísá v rozmezí několika W.m-2.
Na zemský povrch, tedy na střechy našich domů, lesy, pole atd., na každý metr čtverečný
přichází při jasné obloze až 1000Wm-2 . Část sluneční energie se zachycuje v atmosféře. Při
husté oblačnosti přichází na zemský povrch jen malý podíl sluneční energie – několik desítek
W.m-2, protože se převážná část slunečního záření zachytí v mracích. Za jeden slunečný den
ve vegetační sezóně (od dubna do září) přichází na m2 6-8kWh. V našem mírném pásmu
přichází za rok na 1m2 přibližně 1100kWh. V subtropech a tropech je tato hodnota až dvojnásobná.
Na hranice atmosféry i na povrch Země přichází vysoké množství sluneční energie. Tato
energie ohřívá povrch Země o více než 280 o. Bez příkonu sluneční energie by teplota Zeměklesla na několik stupňů Kelvina. Sluneční záření udržuje atmosféru v plynném stavu, udržuje vodu oceánů v tekutém stavu, je zdrojem energie pro výpar vody a její koloběh. Díky
slunečnímu záření se vytvářejí tepelné rozdíly, rozdíly tlaků vzduchu, které se potom projevují jako vítr, vichřice a přívalové srážky.
Na povrch zemské atmosféry přichází na 180 000TW sluneční energie. Jenom asi 10TW
energie využívá lidstvo přímo v ekonomice jako uhlí, naftu, zemní plyn, další paliva, jadernou
energii, potraviny.
V následujícím textu stručně vysvětlíme, jak člověk svým hospodařením s vodou a vegetací ovlivňuje distribuci sluneční energie.
Přeměny sluneční energie v mokřadech evapotranspirací a fotosyntézou
Dále se soustředíme na dva hlavní procesy přeměny sluneční energie v porostech – na fotosyntézu a evapotranspiraci. Fotosyntézou se budeme zabývat na úrovni primární produkce
biomasy, tedy na úrovni přírůstků rostlinné hmoty, která je tvořena zejména složitými cukry
(celulóza).
Evapotranspirací se rozumí výpar vody z porostů a to jak výpar z půdy (evaporace), tak
výdej vody rostlinami (transpirace).
Množství sluneční energie spotřebované na fotosyntézu a evapotranspiraci v průběhu jednoho dne lze odhadnout z množství vytvořené biomasy a množství vody vypařené porostem.
Denní časové průběhy energetické spotřeby se ovšem musí měřit náročnou přístrojovou technikou.
- 172 -
Odhad množství sluneční energie spotřebované na evapotranspiraci (výpar vody porostem) za den.
Z 1 m2 porostu dobře zásobeného vodou se za slunný den se vypaří několik litrů vody.
Skupenské teplo vody je 2,5MJ/l (tedy 0,7kWh/l). Na výpar například 4 litrů vody se tedy
spotřebuje 4 x 0,7kWh = 2,8kWh sluneční energie. Evapotranspirace představuje nejmohutnější tok energie v krajině, pokud má krajina dostatek vody a vegetace. Pokud by se 4 litry
vody vypařovaly rovnoměrně 12 hodin představoval by tok energie na výpar 230W. Evapotranspirace je ovšem nanejvýš dynamický proces reagující bezprostředně na množství sluneční energie a na vlhkost vzduchu. Rychlost evapotranspirace je ovládána průduchy, jejichž
hustota je přibližně 50 – 100 mm2. Každý průduch můžeme přirovnat k ventilu reagujícím na
vlhkost vzduchu a na množství vody v rostlině. List rostliny je tedy technologicky nedostižným zařízením.
Sluneční energie spotřebovávaná na výpar vody se neprojevuje zvyšováním teploty, energie se uplatňuje v kinetickém pohybu molekul, uplatňuje se ve změně skupenství kapalného
na skupenství plynné. Proto se tato energie nazývá skupenské teplo (latentní teplo výparu).
Skupenské teplo výparu se uvolní při kondenzaci vodní páry zpět na vodu.
Pokud není dostatek vody, sluneční energie se nespotřebovává na výpar ale přeměňuje se
přímo v teplo, které se projevuje zvyšováním teploty. Proto se toto teplo nazývá zjevné nebo
pocitové (sensible heat).
Na obrázku č. 3 je schéma hlavních energetických toků v porostech. Celkové sluneční záření (Rs) po dopadu na povrch porostu se částečně odráží (odraz, reflexe). Poměr mezi zářením odraženým a celkovým dopadajícím se nazývá albedo. Záření, které se dostává do porostu (celkové – odražené) se nazývá čisté záření (čistá radiace). Čisté záření (Rn) se v porostech
dělí na tři hlavní toky: teplo výparu (LE), teplo zjevné (H) a tok tepla do půdy (G). V bilanci
celkového slunečního záření je záření spotřebovávané fotosyntézou relativně velmi malé, v
rozsahu nanejvýš 1-2%. Porost vyzařuje též dlouhovlnné (tepelné) záření. Z tohoto schématu
se vychází při stanovení evapotranpirace metodou radiační bilance pomocí Bowenova poměru.
Obr. 3 - Distribuce sluneční energie v porostech
- 173 -
Obr.4 - Disipace sluneční energie na odvodněné ploše a v krajině s trvalou vegetací dostatečně zásobené vodou.
Na odvodněných plochách se většina sluneční energie mění v teplo (pociťové teplo) zatímco v porostech dobře zásobených vodou se sluneční záření využívá převážně na výpar vody (skupenské teplo vody). Schematicky znázorněno pro jeden čtverečný metr.
Na jeden metr čtverečný povrchu terénu, zastavěné plochy atp. dopadne v mírném pásmu
cca 1100 kWh sluneční energie za jeden rok. V jediném letním dnu dopadne na jeden metr
čtverečný 5 - 6 kWh sluneční energie. Pokud tato energie dopadá na místa nasycená vodou,
spotřebovává se na výpar a tím se rovnoměrně roznáší (disipuje). Díky skupenskému teplu
vody se vyrovnávají rozdíly v teplotách - vodní pára se totiž sráží na chladných místech,
uvolňuje se skupenské teplo vody a okolí se ohřívá. Rozdíl mezi disipací energie na odvodněné ploše a na vegetaci dobře zásobené vodou je znázorněn na obrázku (Obr. č. 4).
Odhad denní fotosyntetické produkce a měření rychlosti fotosyntézy
Mokřadní porosty dobře zásobené živinami mají vysokou primární produkci – vytvářejí
vysoké množství biomasy. Mokřady patří k nejproduktivnějším biotopům, protože jejich produkce není omezována nedostatkem vody. Za vegetační sezónu se v mokřadních porostech
dobře zásobených živinami vyprodukuje asi 1kg sušiny. Sušina se stanovuje z čerstvé rostlinné biomasy vysoušením do konstantní váhy při teplotě cca 95 Co. 1 kg sušiny obsahuje přibližně 18 MJ energie (5kWh). Za jediný slunný den se vytvoří v mokřadních porostech až 10g
sušiny, toto množství sušiny obsahuje cca 180kJ (50Wh). Fotosyntetický proces v mokřadní
vegetaci tedy přeměňuje v průběhu dne sluneční záření na cukry a rostlinnou biomasu průměrnou intenzitou až 4W.m-2.
Fotosyntézou se přeměňuje sluneční energie do rostlinné biomasy poměrně nízkou intenzitou ve srovnání s intenzitou evapotranspirace. Přeměna sluneční energie evapotranspirací
(výparem vody) je vysoce dynamický proces jehož rychlost se mění podle intenzity slunečního záření, podle vlhkosti vzduchu a nasycení rostlinných pletiv vodou. Obrat vody (koloběh
vody) je v řádu dnů nebo týdnů, zatímco obrat biomasy je v řádu měsíců a roků. V případě
rašelinišť je obrat biomasy (produkce-rozklad) v řádu i tisíců let. Rychlost fotosyntézy jednotlivých rostlin se měří náročnými přístroji, které měří rychlost příjmu oxidu uhličitého. U ponořených rostlin se rychlost fotosyntézy měří většinou jako rychlost výdeje kyslíku.
- 174 -
Distribuce teplot v krajině
Úlohu evapotranspirace a dalších životních procesů mokřadní vegetace v rozdělení teplot
v krajině lze demonstrovat pomocí termovizní kamery. Na obrázku 5 a,b je pohled z věže staré radnice v Třeboni na střechy domů a mokré louky za hradbami města. Teplota na povrchu
střech dosahuje hodnot téměř 40 Co, zatímco teplota na mokrých loukách je nižší než 30 Co.
Snímky byly pořízeny termografickou kamerou ThermaCAM (Flir System) Termografická
kamera pracuje v rozsahu vlnových délek 7.5 – 13.5 μm spřesností 0.1 °C . (projekt NPV
602023). Ve větším rozsahu lze sledovat význam mokřadů a obecněji význam vegetace na
distribuci teplot pomocí satelitních snímků pořízených opět v infračervené oblasti spektra.
Uvádíme srovnání teplot odvodněné krajiny Mostecka a Třeboňska, kde se ještě zachovaly rybniční soustavy a mokřady.
Obr 5. a,b Snímek ve viditelném spektru a termovizní snímek
Obr 6. a,b, c Mostecká a Třeboňská pánev
- 175 -
Úloha mokřadů v disipaci (distribuci) sluneční energie – vliv na místní klima
Většina sluneční energie dopadající na mokřady se spotřebovává na evapotranspiraci, tedy na výpar vody z půdy (evaporace) a na výdej vody rostlinami (transpirace), zanedbatelná
část (1%) se využívá fotosyntézou. V našich zeměpisných šířkách dopadne ne jeden metr
čtverečný až 25 MJ sluneční energie, tedy až 6 kWh, maximální tok slunečního záření dosahuje až 1000 W/m2, tedy 1000 MW/km2. Na jeden průměrný hon zemědělské půdy (100 ha =
1km2) dopadá tedy v letním dnu energie srovnatelná s produkcí největších elektrárenských
bloků. Osud této energie závisí na tom, zda je nebo zda není k dispozici voda. Pokud voda k
dispozici není, přeměňuje se dopadající sluneční energie v teplo. Pokud jsou přítomny rostliny
dostatečně zásobené vodou, váže se sluneční energie do vodní páry a uvolňuje se při kondenzaci na vodu. Tímto způsobem se vyrovnávají teplotní rozdíly v čase a prostoru, tím se vyrovnávají i rozdíly v tlaku vzduchu. Množství energie vázané evapotranspirací ve vodní páře
lze poměrně snadno spočítat, známe-li množství odpařené vody. Skupenské teplo vody je 2,5
MJ/L (0,7 kWh/L), v letním dnu se odpaří 3 - 5 litrů vody (podle její dostupnosti), naváže se
tedy 7,5 - 12,5 MJ na každém metru čtverečném za jediný den. Není-li k dispozici voda, tato
energie se uvolní jako teplo, za jediný den se uvolní na jednom metru čtverečném teplo úměrné energii obsažené v 0,75kg uhlí. Odvodníme-li sto hektarů (1 km2), což je rozměr průměrného honu zemědělské půdy, potom se každý den na této ploše (nad dozrávajícím obilím, nad
strništěm) přemění přímo v teplo milionkrát více energie než na ploše jednoho metru čtverečného. To odpovídá energii, která by se uvolnila dokonalým spálením cca 750 tun uhlí (několik
GWh). Uvedená čísla jsou přibližná, jsou však v zásadě správná a ukazují, jak velkoplošným
odvodněním krajiny měníme distribuci sluneční energie. Tato čísla ukazují, jak zásadním
způsobem mokřady usměrňují dopadající sluneční energii. Na několik desítek kilometrůčtverečných dopadne za den tolik sluneční energie, jako je plný instalovaný výkon všech elektráren v ČR (14 000 MW). Odvodněním velkých ploch, odvodněním mokřadů likvidujeme nejdokonalejší klimatizační zařízení, měníme rozložení teplot a tím i proudění vzduchu a distribuci dešťových srážek. Ukazuje se, že dešťové srážky nabývají i v mírném pásmu charakteru
srážek subtropických - jsou prudké a místní.
- 176 -
Základní údaje o evapotranspiraci v našich podmínkách:
Průměrná evapotranspirace dosahuje několika milimetrů za den. Potenciální evapotranspirace vychází z množství dopadlé sluneční energie zmenšené o odraz a tok tepla do půdy a tok
tepla zpět do atmosféry. V našich podmínkách na velkých plochách kde se neuplatní advekce
teplého suchého vzduchu nelze počítat s vyšší evapotranspirací než 6 - 8 mm (skupenské teplo
vody je 0.7 kWh/L, nebo 2,5 MJ/L). Soliterní stromy dostatečně zásobené vodou mohou mít
transpiraci vyšší, pokud přichází teplý vzduch z okolí (Čermák 1984, Radoux et al. 2000).
Mokřadní vegetace dobře zásobená vodou, která je obklopena odvodněnou krajinou je vystavena přísunu (advekci) tepla ve formě suchého teplého vzduchu a může proto vydávat více
než 10 litrů vody z metru čtverečného za den. Skutečné hodnoty evapotranspirace bývají nízké, protože vegetace trpí velice často nedostatkem vody.
Mokřady usměrňují toky sluneční energie evapotransiprací a vyrovnávají tak teplotní rozdíly v čase a prostoru. Evapotranspirací se přeměňuje mnohonásobně více energie nežli se jí
využívá při fotosyntéze. Voda a rostliny jsou hlavními regulátory toku sluneční energie v krajině, mají tedy významnou úlohu při tvorbě místního klimatu.
Odvodněním, rušením mokřadů se mění toky energie v krajině, zvyšují se teplotní potenciály, zrychluje a mění se proudění vzduchu. Mění se charakter dešťových srážek, jsou prudší
a přesouvají se do chladných míst. Lidská civilizace zbavuje krajinu trvalé vegetace a vody,
navíc hlavní zemědělské plodiny – obilniny jsou stepními rostlinami, nesnášejí zaplavení,
vyžadují odvodnění půdy. Mokřady mají tedy zásadní význam pro tvorbu místního klimatu.
Produkce mokřadů
Většina sluneční energie se přeměňuje v mokřadech prostřednictvím výdeje vody rostlinami a půdou (transpirací a evaporací). Na růst biomasy, tedy na fotosyntézu se spotřebuje
jenom nepatrná část z celkové sluneční energie dopadlé na porost za celý rok. Za jeden rok se
vytvoří fotosyntézou přibližně 1 kg sušiny/m2, který obsahuje přibližně 18 MJ (5 kWh) vázané sluneční energie, představuje tedy necelou jednu polovinu procenta sluneční energie dopadlé na jeden metr čtverečný za celý rok. Při dostatku živin a pravidelné sklizni lze dosáhnout produkce biomasy až 2 - 3x větší. V přirozených mokřadech s výjimkou lužního lesa je
však zpravidla roční produkce biomasy nižší než jeden kilogram biomasy na jeden metr čtverečný. Je nutné ovšem rozlišovat biomasu nadzemní, jejíž množství poměrně snadno stanovíme a biomasu podzemní (kořeny, oddenky), jejíž množství se stanovuje obtížně a může být
srovnatelné s biomasou nadzemní (rákosiny). Výše uvedené údaje se týkají biomasy nadzemní.
Produkce biomasy na jeden metr čtverečný resp. na jeden hektar potom určuje limity pro
využití biomasy jako paliva, určuje schopnost biomasy (tedy mokřadů) akumulovat v sobělátky. Produkce biomasy určuje jaké množství látek lze s biomasou sklízet, kompostovat a
recyklovat, určuje i jaké množství škodlivin lze sklizní z ekosystému odstranit. Zde je třeba
zdůraznit, že mokřady jsou schopny zadržet živiny, těžké kovy a další látky zejména v zamokřené půdě.
Množství vyprodukované biomasy určuje kolik uhlíku a kolik ostatních látek (živin, těžkých kovů) se nahromadilo v určitém porostu. Rozhodující je čistá produkce, tedy přírůstek
biomasy za rok. Například, rašeliniště má poměrně nízkou celkovou hrubou produkci (fotosyntéza + rozkladné procesy), protože však rozkladné procesy jsou velmi pomalé v rašeliništích, je čistá produkce poměrně vysoká a v rašelině se hromadí látky. Naopak v eutrofních
rybnících je celková (hrubá) produkce vysoká avšak rozkladné procesy jsou rychlé, takže se v
eutrofních rybnících hromadí jen málo biomasy a akumulace látek (zadržování látek) je nízká.
Úloha mokřadů, koloběh vody a hospodaření na velkých plochách, kriteria setrvalého
hospodaření v krajině z hlediska toku energie, vody a látek.
- 177 -
Pro pochopení funkce a vývoje ekosystémů je užitečné poznat vývoj krajiny střední a severní Evropy po době ledové, tedy za posledních asi 15 000 let. Na základě tohoto poznání lze
potom posoudit jak člověk zasahuje do krajiny a jak mění její funkce. Tento vývoj byl rekonstruován na základě studia jezerních sedimentů, na základě jejich chemického složení a rychlosti ukládání (viz Ripl et al. 1996). Lze rozlišit následující čtyři etapy vývoje naší krajiny po
době ledové:
1) Po ústupu ledovce byla krajina pokryta chudou vegetací. Na území naší republiky v
doběledové a po ní byla chudá, suchá tundra. Taková vegetace nezadržuje vodu, po
dešti voda rychle odtéká a odnáší sebou rozpuštěné i nerozpuštěné látky do moří. V
krajině se střídá sucho s nadbytkem vody. Hovoříme o dlouhém, otevřeném cyklu
vody, kdy dešťové srážky – půda – průsak a odtok – řeka – moře a od moře s frontálním prouděním se voda dostává na pevninu. Látky ovšem zůstávají převážně v moři,
jejich menší část se ukládá v jezerech.
2) Krajina se postupně pokrývá hustší, trvalou vegetací. Během tisíciletí se vytvořily
klimaxové porosty, v nich se uzavírá detritový cyklus, vytváří se humus. Vytváří se
konečné stálé množství biomasy, takže biomasy na ploše nepřibývá (čistá produkce je
nulová), biomasa se však neustále obnovuje (hrubá produkce je vysoká). Uzavírají se
cykly látek a uzavírá se cyklus vody. Voda z dešťových srážek se zachycuje v organismech, v detritu, v organických látkách v půdě a živiny, které se uvolní jsou okamžitě využívány zpět dalšími organismy. Voda se odpařuje evapotranspirací přes
rostliny. Tím se porosty chladí a vodní páry se v nich opět kondenzují. Převládá krátký cyklus vody: dešťové srážky – půda – rostlina – výpar – kondenzace – srážky. Odtok vody z takových porostů je rovnoměrný, voda odnáší jen málo látek. Krajina je v
setrvalém stavu.
Před několika tisíci roky se však udála největší změna ve způsobu života člověka za
jeho historii dlouhou milion let – člověk začal zemědělsky hospodařit. Dostatek potravin potom umožnil rozvoj měst, státních struktur, podstatně se zrychlil růst populace a nároky na další zemědělskou půdu, na stavební plochy.
3) Přeměna lesních porostů na zemědělskou půdu, kolonizace krajiny je provázena opět
otevřením cyklu vody a cyklu látek. Odlesněním navodil zemědělec rozklad organických látek v půdě, uvolňované živiny se využívají pro růst plodin, většina živin (dusík, fosfor a hlavně alkalické kovy a uhličitany) však odtéká s vodou do moří. Na své
cestě do moře zvyšují živiny rozpuštěné ve vodě trofii vody (eutrofizace), zhoršuje se
kvalita vody. Střídání úrovně hladiny půdní vody navozuje rychlou mineralizaci. Je
prokázáno, že za jediný rok odteče z hektaru zemědělské půdy více než tuna rozpuštěných látek. Půda se ochuzuje o alkálie, okyseluje se, uvolňují se toxiny z půdy,
uvolňují se těžké kovy. Vodní cyklus je otevřen, není dostatek vody na výpar, půda
se ohřívá, srážky jsou nevyrovnané. Krajina se postupně vyčerpává.
4) Postupně se voda okyseluje, až se stává neúrodným substrátem, udržování její úrodnosti dodávkou hnojiv je nákladné, dlouhodobě nemožné. Krajina se mění ve step,
střídá se sucho a povodně. V průběhu několika posledních tisíců let se takový vývoj
udál v Sumeru, v Mezopotámii, v údolí Indu, v severní Africe. U nás je nyní odnos
látek ze zemědělské krajiny o dva řády vyšší, nežli byl odnos v době než člověk začal
zemědělsky hospodařit, nežli vybudoval velká města a čistírny odpadních vod vyústěné do řek.
- 178 -
Obr. 7, 8
- 179 -
Měřítko setrvalosti krajiny
Ztráty alkálií vedou tedy k okyselování půd, ke stárnutí krajiny. Za každý ion vápníku,
který se uvolní a odteče s vodou se totiž uvolní dva protony. Chemickou účinnost krajiny potom vyjadřujeme jako celkový koloběh látek v ekosystému – nevratné ztráty/celkové množství látek. Setrvalost krajiny lze tedy vyjádřit ze zjištěné hrubé produkce ekosystému a změřených úniků látek z tohoto ekosystému (povodí). Ztráty lze zjistit měřením průtoku vody a jejího složení na konci povodí. Měřítkem chemického složení vody je vodivost vody. Krátký
koloběh vody, podmíněný dostatečnou evapotranspirací se projevuje malými výkyvy teplot.
Distribuci teplot lze zjišťovat ze satelitních snímků v oblasti infračerveného spektra.
Účinnost sledovaného povodí
Naším dlouhodobým cílem v krajině by mělo být zabezpečení disipace (rozptylování)
sluneční energie v krajině přes vodní cyklus, tj. evapotranspirací. Tím se sníží množství látek
odnášených vodou, vyrovnají se teplotní rozdíly, vyrovnají se srážky a odtoky vody. Tento
koncept setrvalého využívání krajiny je tedy založen na disipaci sluneční energie ve vodním
cyklu a na uzavření cyklu látek v krajině. Mokřady účelně v krajině rozložené zajišťují toto
uzavření cyklu.
Lesy dostatečně zásobené vodou, rašeliniště atp. vykazují nejlepší chladící kapacitu a nejnižší ztráty látek. Naopak zemědělská půda vykazuje ztráty vysoké, protože je zbavena vody a
má nízkou chladící kapacitu. Nejhůře jsou na tom z tohoto hlediska odvodněné a zabetonované plochy měst. Odvodňování velkých ploch vede k velkým rozdílům teplot, změnám proudění vzduchu, ke změnám klimatu.
Zemědělství v mírném pásmu, tedy i zemědělství v naší republice je založeno na pěstování obilnin. Obilniny mají fyziologické vlastnosti stepních trav, jsou od nich odvozeny. Obilniny nesnášejí zatopení a proto musí být zemědělské půdy upraveny tak, aby se nezaplavovaly.
Kořeny obilnin nepřežívají nedostatek kyslíku, ke kterému při zaplavení půdy dochází. Zemědělské půdy jsou odvodněny a proto se v nich střídá vlhko (při dešti) a vyschnutí, to vede k
rychlé mineralizaci půdy a odtokům látek. Spočítali jsme z měsíčních průtoků a z odpovídajících koncentrací množství vápníku, který za rok odteče Labem z Čech do Německa a tedy do
moře. Za rok Labem proteče 660 000 tun čistého vápníku, to odpovídá ztrátěčistého vápníku
130kg/ha/rok z každého hektaru v povodí Labe. Tuto ztrátu nelze dlouhodobě kompenzovat.
Proto je potřeba revitalizace a podporu mimoprodukčních funkcí zemědělství zaměřit na
zmenšení ztrát látek z krajiny na uzavření cyklu vody a látek na zlepšení disipace sluneční
energie a tím i na zmírnění klimatu.
Navrhujeme tedy přijmout výše uvedené principy setrvalého užívání krajiny (Ripl et al.
1995)a odměňovat zemědělce v určité oblasti podle kvality vody (podle ztrát látek), která odtéká z povodí,které obhospodařuje. Takový systém odměn by šel vyzkoušet v některé z biosferických rezervací nebo CHKO, kde je takovému experimentu nakloněn jak personál, tak
zemědělci. Současná kriteria podpory za mimoprodukční funkce zemědělství vycházejí z bonity půdy, nadmořské výšky a svahovitosti terénu. Nestimuluje se setrvalé nebo alespoňšetrné
užívání krajiny.
Navrhujeme dále, aby se při hodnocení revitalizačních zásahů vzaly v úvahu funkční kriteria krajiny, tedy vztah mezi srážkami a odtokem vody, množství odtékajících látek a tvorba
lokálního klimatu.
Při uvádění zemědělské půdy do klidu navrhujeme se zaměřit na obnovu přirozených
funkcí niv, které byly přeměněny na zemědělskou půdu. Navrhujeme ponechat výši. zemědělské dotace hospodářům a změnit půdu zemědělskou na nivní, která toleruje záplavu. Tímto
způsobem vrátíme původní funkce mokřadů do krajiny a zajistíme retenci vody (protipovod-
- 180 -
ňová ochrana, snížíme trofii vody, snížíme emise oxidu uhličitého, zvýšíme biodiverzitu krajiny a navíc získáme např. biomasu pro spalování).
Literatura:
[1] Čermák, J., Jeník, J., Kučera, J. et Žídek, V. (1984) Xylem water flow in a crack willow
tree (Salix fragilis L.) in relation to diurnal changes of environment. – Oecologia 64: 145
– 151.
[2] Chytil, J., Hakrová, P., Hudec, K., Husák, Š., Jandová, J., Pellantová, J. (1999) Mokřady
České republiky, Přehled vodních a mokřadních lokalit České republiky, Český
ramsarský výbor, Mikulov 1999, 327 stran.
[3] Dykyjová, D. (1979): Selective uptake of mineral ions and their concentration factors in
aquatic higher plants. Folia Geobot. Phytotax., Praha, 14: 267-325.
[4] Kolmanová, A., Rektrois,L., Přibáň, K. (1999) Retention ability of bog pine peat bog
ecosystem and its response to downpour precipitation. In: Vymazal J.(ed) Nutrient
Cycling and Retention in Natural and Constructed Wetlands, pp.177 – 182, Backhuys
Publishers, Leiden
[5] Penka, M., Vyskot, M., Klimo, E., Vašíček, F. (1985): Floodplain Forest Ecosystem. I.
Before Water Management Measures. Academia, Praha, pp. 468.
[6] Penka, M., Vyskot, M., Klimo, E., Vašíček, F. (1991): Floodplain Forest Ecosystem. II.
After Water Management Measures. Academia, Praha, pp. 632.
[7] Pokorný, J., Fleischer, S., Pechar, L., Pansar, J. (1999) Nitrogen distribution in
hypertrophic fishponds and composition of gas produced in sediment. In: Vymazal J
(ed.).: Nutrient Cycling and Retention in Natural and Constructed Wetlands, Backhuys
Publishers pp. 111 –120.
[8] Procházka, J., Hakrová, P., Pokorný, J., Pecharová, E., Hezina, T., Šíma, M., Pechar, L.
(2000): Effect of different management practices on vegetation development, losses of
soluble matter and solar energy dissipation in three small mountain catchments. In:
Vymazal J. (ed.) Nutrient Cyling in Wetlands, Backuys Publ.Leiden (in press)
[9] Přibáň K., Ondok, J.P., 1985. Heat balance components and evapotranspiration from a
sedge-grass marsh. Folia Geobot. Phytotax., Praha, 20: 41 – 56
[10] Radoux M., Němcová M., Kučerová A., Dušek J., Pokorný, J. (2000), Evapotranspiration
of small-scale constructed wetlands planted with ligneous species. In: Vymazal J. (ed.)
Nutrient Cycling in Wetlands, Backhuys publ. Leiden (in press)
[11] Ripl, W. (1992): Management of water cycle and energy flow for ecosystem control – the
Energy- Transport – Reaction (ETR) model. Ecological Modelling 78, 61 – 76.
[12] Ripl, W., Pokorný, J., Eiseltová, M. a Ridgill, S. (1996): Holistický přístup ke struktuře a
funkci mokřadů a jejich degradaci. Eiseltová, M. (ed.) Obnova jezerních ekosystémů –
holistický přístup. Wetlands International publ. Č. 32, 16 –35.
[13] Vymazal. J. (1995) Čištění odpadních vod v kořenových čistírnách, pp. 146, ENVI s.r.o.
Třeboň, Botanický ústav AV ČR (Projekt MŽP)
- 181 -
PODZIMNÍ ŠKOLA 2008
26.10. – 31.10.2008
Prof. RNDr. Ivan Holoubek, CSc.
Chemické problémy znečištění životního prostředí
Masarykova univerzita, Přírodovědecká fakulta, Výzkumné centrum pro chemii životního
prostředí a ekotoxikologii
[email protected]
prof. Dr. Ing. Martina Macková
Jsme opravdu odsouzeni k záhubě toxickými chemikáliemi?:
člověk znečišťuje x příroda napravuje
Vysoká škola chemicko technologická v Praze, Fakulta potravinářské a biochemické
technologie
[email protected]
Doc.Ing. Vladimír Kočí,PhD.
Posuzování životního cyklu produktů-enviromentální dopady lidských aktivit
Vysoká škola chemicko technologická v Praze, Fakulta chemicko inženýrská
[email protected]
RNDr. Lenka Thinová
Ionizující záření kolem nás
České vysoké učení technické v Praze, Fakulta jaderná fyzikálně inženýrská
[email protected]
Doc.Ing. Milan Pospíšil,CSc.
Biopaliva II. generace
Vysoká škola chemicko technologická v Praze, Fakulta technologie ochrany prostředí
[email protected]
Doc.Ing. Zdeněk Staněk,CSc.
Elektromagnetická pole a elektromagnetické vlny jako faktory životního prostředí
České vysoké učení technické v Praze, Fakulta elektrotechnická, Katedra fyziky
[email protected]
PhDr. Benjamin Fragner
Průmyslové dědictví kulturním potenciálem udržitelného rozvoje
České vysoké učení technické v Praze, Výzkumné centrum průmyslového dědictví, výzkumné
centrum průmyslového dědictví
[email protected]
- 182 -
Ing. Dr. Vladimír Ždímal
Aerosoly letem světem
Ústav chemických procesů AV ČR, v.v.i., Laboratoř chemie a fyziky aerosolů
[email protected]
RNDr. Jan Schröfel
Ložiska nerostných surovin ve vztahu k životnímu prostředí
České vysoké učení technické v Praze, Fakulta stavební
[email protected]
prof.Ing. Stanislav Pekárek, CSc.
Některé ekologické aspekty elektrických výbojů za atmosférického tlaku
České vysoké učení technické v Praze, Fakulta elektrotechnická, Katedra fyziky
[email protected]
Prof. RNDr. Ing. Michal.V. Marek, DrSc.
Uhlíková deponia v ekosystémech České republiky
Ústav systémové biologie a ekologie AV ČR, v.v.i.
[email protected]
RNDr Jan Pokorný,CSc.,
Mokřady – jejich úloha a funkce v energetické bilanci krajiny
Ústav systémové biologie a ekologie AV ČR, v.v.i.
[email protected]
© Josef Rosenkranz
Praha 2008
ISBN
- 183 -