Toxicita zinku a ČSN 46 5735 "Průmyslové komposty"

V nově zřízeném diskusním fóru vznikla drobná neshoda kolem limitů pro obsah zinku v kompostech dle ČSN 46 5735 "Průmyslové komposty". Proto jsem se rozhodl udělat drobnou rešerši na toto téma z na Internetu dostupných článků, studií, apod. Předpokládám, že jsem nenašel vše, proto velmi uvítám upozornění na další zdroje informací.

Jaroslav Váňa: Kompostování odpadů.
BIOM on line, 14.1.2002, http://www.biom.cz/index.shtml?x=61629

Závazný je požadavek ČSN na nejvyšší přípustné množství sledovaných látek v kompostovatelných odpadech. Další ustanovení ČSN jsou závazné pouze při výrobě registrovaného průmyslového kompostu. Jde zejména o požadované jakostní znaky s výjimkou znaku homogenity (tab. č. 1).

Požadavky na nejvyšší přípustné množství sledovaných látek v kompostu (tab č. 2) uváděných do oběhu upřesňuje vyhláška č. 474/2000 Sb. "o stanovení požadavků na hnojiva". Z této vyhlášky vyplývá, že registrované komposty musí splňovat požadavky podle třídy I.

 

Komposty a pěstební substráty se uvádějí do oběhu prodejem podle zákona č. 308/2000 Sb. "o hnojivech". Podle tohoto zákona smějí výrobci a dodavatelé uvádět do oběhu pouze komposty, které jsou registrované podle tohoto zákona. O registraci hnojiva rozhoduje Ústřední kontrolní a zkušební ústav zemědělský na žádost výrobce, který je oprávněn k podnikání. Při podání žádosti je žadatel povinen poskytnout potřebné vzorky, nebo umožnit jejich odběr, uhradit správní poplatek (3000 Kč), uhradit náklady na rozbory vzorků a poskytnout další podklady a informace, nezbytné pro registrační řízení. Zpravidla je dostačující informací provozní řád kompostárny, schválený krajským úřadem a předložení dokladů o právní subjektivitě žadatele a o oprávnění k podnikání (živnost výroba hnojiv). Součástí registračního řízení je i předložení příbalového letáku, kde musí být uvedeny veškeré náležitosti požadované zákonem č. 308/2000 Sb. a především rozsah a způsob použití kompostu.

Vyhláška ministerstva zemědělství č. 474/2000 Sb. "o stanovení požadavků na hnojiva" uvádí rizikové prvky a jejich limitní hodnoty v hnojivech a substrátech a stanoví typy hnojiv. Podle této vyhlášky patří průmyslové komposty mezi organická hnojiva (číslo typu 18.1.a.). U balených kompostů a u kompostů, které jsou určeny ke hnojení rekreačních a sportovních ploch a dětských hřišť se vyžaduje hodnocení mikrobiologického znečištění.

V případě, že provozovatel kompostárny kompost neprodává a využívá ho při svých dalších činnostech (např. zakládání veřejné zeleně), nemusí kompost registrovat.

Pracovní dokument Biologické zpracování bioodpadu II. návrh
Brusel, 12. únor 2001 DG ENV.A.2/LM/biowaste/2nd draft, http://europa.eu.int/comm/environment/waste/facts_en.htm

‘Stabilizovaný bioodpad’ je odpad vycházející z mechanicko-biologické úpravy netříděného odpadu nebo zbytkového komunálního odpadu, stejně jako jakýkoliv jiný upravený bioodpad, který se nevyhovuje třídám 1 a 2 z přílohy III.

Mechanicko-biologická úprava bioodpadu stabilizuje a snižuje objem bioodpadu, aby mohl být získaný stabilizovaný bioodpad buď použit pro rekultivace nebo měl nižší negativní dopady na životní prostředí při skládkování.

HODNOCENÍ  NEBEZPEČNOSTI  LÁTEK při zpracovávání rizikových analýz rizik pro odstraňování starých ekologických zátěží
I. Landa – ECOLAND Praha, Na rovnosti 16, 130 00 Praha 3, envisan@horovice.cz, http://www.zeus.cz/apvr/prehled/bulletin00/kapitola7.htm

PŘÍKLAD ROZPORUPLNÉHO CHÁPÁNÍ NEBEZPEČNOSTI LÁTEK A MÉDIÍ

Na příkladu zinku ukážeme na jednu ze základních systémových chyb současných postupů určování jak sanačních limitů (viz výše), tak i posuzování nebezpečnosti odpadu, vyplývající z rozporuplnosti systému legislativně stanovovaných limitních hodnot, která téměř vylučuje objektivní posouzení nebezpečnosti odpadů (podle vyhlášky č.338/97 Sb), zemin a vod na starých ekologických zátěží (Kritéria MŽP ČR), a tím přímo způsobuje FNM a MŽP, podle našeho názoru značné ekonomické ztráty.

Výskyt, využití a vlastnosti: Zinek (Zn) (měrná hmotnost - 7.1 g/cm³) patří do skupiny těžkých kovů, které se vyskytují v přírodě v závislosti na genetickém (sedimentární, vyvřelé, metamorfované horniny) původu a petrografickém složení hornin. Jde spolu s N, P, K, Ca, Mg, Na, Cl, S, B, Cu, Mn, Mo a Cd o biogenní prvek, a proto je v biosféře nezastupitelný. Jeho přirozené fónové obsahy v horninách se pohybují do cca 3 mg/kg sušiny, přičemž vyšší obsahy se vyskytují u kyselých hornin (granity, ruly, svory) a půd. V antropogenně exponovaných a i v geochemicky anomálních oblastech pak mohou být tyto koncentrace o dva i více řádů vyšší. Na to upozornil již v 70.letech dr.V.Zýka, který se pokoušel najít korelaci mezi zdravotním stavem obyvatel Kutnohorska a obsahy těžkých kovů v pité vodě a v půdě. Zvýšené obsahy těžkých kovů, včetně Zn, jsou běžně přitom indikovány v dnových sedimentech. Tak např. při prohlubování ústí Labe byly v oblasti Hamburku koncem 80.let v sedimentech, které k nám měly být dováženy k uložení, vysoce nadlimitní obsahy těchto kovů. Podobně tomu tak bylo při vzorkování sedimentů Dunaje. Tyto zákonitosti jsou patrny i na relativně malých tocích (WITTLINGEROVÁ Z. 1996: Tok znečišťujících látek v agroekosystémech ve vybraném území České republiky.- MS grant, VŠL), kdy v oblasti Hradec - Pardubice v tocích napájených labskou vodou se koncentrace v sedimentech pohybuje v intervalu Zn = 164 - 818 mg/kg sušiny (další těžké kovy: Cd = 1,7 - 3,5, Cr = 65 - 300, As = 8,4 - 22,5, Pb = až 129).

Obdobně zvýšené obsahy lze očekávat na všech tocích v oblastech s intenzivní antropogenní činností. Migrační schopnost Zn v horninovém prostředí, tak jako u většiny kovů, je závislá především na pH a Eh, obsahu organické hmoty, huminových kyselin a koloidů, jílových minerálech (illitu, montmorillonitu), karbonátů, fosfátů atp. Při poklesu pH dochází k mobilizaci Zn a při vzrůstu pH se fixuje, přičemž stabilní jsou komplexní sloučeniny. Jeho sorpční schopnost pak bývá menší. Zinek se běžně používá při výrobě nekorozivních slitin a protikorozivních povlaků (plechy, dráty atp.).

V minulosti se dostával běžně do kontaktu s potravinami např. v tradičních konzervách, které byly spolu s dalšími výrobky obsahující Zn (akumulátory, plechy atp.) ukládány na skládky. V lékařství se používá Zn-síran při vyrovnávání deficitu Zn v lidském organismu. Byl zkoušen i při léčbě cirhotiků. Zn-karbonát se používá jako pesticid. Údaje o významu Zn pro metabolismus lze najít např. v BENCO V et al. (1995) Toxické kovy v životním a pracovním prostředí člověka. - Grada Publishing, kde se konstatuje, že Zn je nezbytný pro činnost savčích enzymů. Bylo identifikováno přitom mnoho metaloenzymů obsahujících Zn resp. enzymových systémů závislých na něm s upozorněním, že údajů o působení Zn in vivo je v porovnání s údaji o působení in vitro poměrně méně. Je přítomen v mnoha enzymech, přitom na řadu procesů působí aktivačně, neboť se podílí na syntéze bílkovin. Je obsažen ve 20 proteinech s enzymovým působením a má vliv na tvorbu stimulátorů růstu. Má značný význam v biosyntéze nukleových kyselin jako součást tymidinkinázy fosforylující tymidin před jeho inkorporací do DNA. Chrání přitom buňky před toxickým působením alkylačních látek a snižuje účinek některých teratogenních sloučenin, jako je thalidomid, 6-merkaptopurin či vitamin A. Lze tedy tvrdit, že Zn lze zařadit do skupiny mikronutrientů s prokazatelně pozitivními v prvé řadě ochrannými účinky při karcinogenních procesech (B. TUREK et al, 1994: Nutriční toxikologie, vyd. IDVPZ Brno). Obecně je znám jeho význam pro výživu jak rostlin, tak i živočichů. Na jeho nedostatek v půdě reagují např. kukuřice, chmel, brambory, ale i vyšší rostliny (ovocné stromy atp.). Na území ČR je přitom prokázáno (J.ČIHALÍK, 1991: Zdravotní nezávadnost potravin, MŽP ČR), že 74 % chmelnic, 46% vinic, 24% zavlažovaných pozemků, 22% ovocných sadů, ale i 4 % orné půdy vykazuje deficit Zn. Z ekologického hlediska je důležité, že nebyly prokázány jeho případné genotoxické karcinogenní a ani teratogenní vlastnosti. Proto by bylo možné likvidovat vhodné odpady s nadlimitními obsahy Zn na půdách s deficitem Zn.

Velmi dobře jsou prostudovány zdravotní důsledky nedostatku Zn projevující se např. zpožděním růstu, pohlavního dozrávání s projevy dermatitidy, atrofie varlat, anorexie (hubnutí) atp. Při dlouhodobém příjmu 1g Zn/kg po dobu více než jednoho měsíce se u mladých prasat projevil potlačením růstu a nechutenství. Zn je zcela normální složkou pankreatické šťávy. Např. ve žlučníkové žluči byly zjištěny poměrně vysoké koncentrace Zn (0,35 mg/l). V organických tkáních se vyskytuje v koncentracích blízkých obsahu Fe a ve vyšších než Mn a Cu. Zinek je toxický pouze pro ryby. Organolepticky je indikovatelný od 5 mg/l, NPK = 1,0 mg/l. Zinečnaté sloučeniny jsou přitom málo jedovaté akutně i chronicky nejsou významně nebezpečné ani z hlediska pozdních účinků (ČAPKOVÁ E. 1984: Metodika MLVH ČR). Akutní toxicita sloučenin Zn se však výrazně navzájem liší, což je patrno z údajů např. pro hlodavce (viz tabulka - upraveno dle NIOSH Registry of Toxic Effects of Chemical Substances in BENCO V.)

Vyhláškou č.298/97 Sb (příl.7) je stanoveno, že Zn lze dotovat formou potravinových doplňků určených k obohacování potravin a to takové sloučeniny jako je: octan zinečnatý, chlorid zinečnatý, mléčnan zinečnatý, síran zinečnatý, citronan zinečnatý, glukosan zinečnatý a oxid zinečnatý. I z toho je patrné, že není rozhodující z ekologického hlediska suma, ale migrační forma tohoto prvku. Při expozici člověka ZnO dochází k tzv. nemoci slévačů, která nevzniká při koncentracích nižších než 15 mg/m³ ve vzduchu. Dávka 1 až 2 g ZnSO₄ vyvolává zvracení. Při dávkách 135 mg Zn/den po dobu až půl roku nebyly zjištěny toxické příznaky. Při expozici 24 dělníků Zn 3 až 15 mg/m³ v ovzduší nebyla za dobu dvou až třiceti pěti let nalezeny žádné známky chronického poškození. Chronická otrava Zn u člověka nebyla popsána.

Vliv nedostatku Zn: Z již uvedeného je patrna problematičnost posuzování nebezpečnosti nadlimitních či podlimitních obsahů Zn v zeminách, vodách, potravinách podle současných Kritérií, což se bude týkat i pracovního ovzduší. Vždy je totiž nutno v rizikových analýzách uvádět za jakých podmínek je příslušná sloučenina určitého prvku nebezpečná a ne paušálně, tak jak je to z zcela nejasných důvodu v našich legislativních předpisech pro posuzování nebezpečnosti běžné, hodnotit prakticky nic neříkající sumu prvku ve vodách, odpadech a zeminách. Výše uvedené skutečnosti proto vysvětlují, proč je při úsilí o zkvalitnění potravin a tím i výživy lidí a hospodářských zvířat přidáván do různých poživatin nejen vitamin C, ale i minerální látky. Proto i dochází např. v SRN, Finsku (zde je podáván preparát se zvýšeným obsahem Zn gravidním ženám) atp. k suplementačnímu pozitivnímu zásahu státu do zdraví obyvatel tak, jak to známe např. s dotací fluóru do stolních solí proti kazivosti zubů. Je prokázáno, že např. v ČR je dotace Zn v potravě dětské populace značně deficitní a je v rozmezí 50 - 80 % potřebné optimální dávky, u těhotných žen asi 60 % atp. (J.RICHTER - S.RICHTEROVÁ, 1997: Vitaminy, minerální látky a nukleoidy, Výživa č.2). Vysoce popularizované pozitivní vlastnosti Zn vedou k rozšířenému zájmu o pravidelné používání preparátů, které obsahují právě biogenní prvky, z nichž některé jsou předpisy MŽP ČR pro hodnocení ekologických rizik a tím i nebezpečnosti odpadů nelogicky limitovány. Přitom doporučená denní dávka Zn je 15 mg/den (předpisy US RDA). Tak např. multivitaminové preparáty, např. GEM-M, NATURE, CENTRUM a MULTITABS (s 80 tablety při doporučené dávce 1 tab/den pro dospělé a děti od 4 let), obsahují v jedné tabletě 15 mg Zn (odhadem 15000 mg Zn/kg sušiny), což výrazně překračuje přípustné hodnoty Kritérií MŽP v zeminách, na jejichž základě je posuzována nutnost sanace území. Je přitom lhostejné v jaké hloubce, v jaké migrační formě a v jakých podmínkách se Zn v nich nachází. Navíc standardní analýza rizik zpracovávaná podle Metodiky MŽP (1996) pak ani skutečná rizika - a to nejen ve vztahu k Zn, ale i k dalším látkám - neumožňuje kvantifikovat. Znamená to, že naše úsilí o často nákladné přerušení cyklu migrace Zn, ale i dalších prvků a látek v životním prostředí během mnohdy bezúčelně odstraňovaných starých ekologických zátěží, může mít díky docílení jejich deficitu zcela obrácený zdravotní efekt, a tak jsme nuceni, právě z hlediska zdravotních kritérii, jejich nedostatek paradoxně kompenzovat umělou kontaminací potravin používáním multivitaminových aj. preparátů.

NEDOSTATKY STANOVENÍ KRITERIÁLNÍCH HODNOT

Současný systém předpisů pro hodnocení ekologických rizik s kriteriálními hodnotami má, jak vyplývá z uvedeného, tyto zásadní nedostatky:

1. U hodnocení zemin se ignoruje petrografické složení a podíl přítomných organických příměsí: Existuje celý soubor předpisů pro hodnocení půd v jednotlivých státech EU (Holandský resp. Vlámský, Berlinský atp. list) stanovujících limitní (sanační atp.) hodnotu na granulometrickém složení. Např. Vlámský list z roku 1995 předpokládá, že limitní hodnoty pro Zn jsou v zeminách skládajících se z 10% jílových částic menších než 2 um a 2 % organické hmoty pro neovlivněná a zemědělská území 0,6 g/kg, obytná a rekreační 1,0 a průmyslová pak 3,0. Přitom s nárůstem podílu organické hmoty by měly tyto hodnoty vzrůstat bez ovlivnění hodnot akceptovatelného rizika (HAAN, S. et.al. 1985: Acceptable levels of heavy metals - Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn - in soils depending of their clay and humus content and cation exchange capacity.- Repport Inst. voor Bodenvrucht boorheid N9, 42 s.).

Zajímavé je, že tento přístup není při zpracování analýz rizik akceptován nejen u Zn, ale ani u dalších prvků a látek, i když pro stanovení maximálně přípustného obsahu Zn v zemědělsky obdělávaných půdách jsou vyhláškou č.13/1994 Sb. stanoveny podle způsobu analytického zjišťování pro lehké půdy 50 až 130 mg/kg a pro lehké půdy 100 až 200. Tyto kritéria neplatí pro tzv. organické půdy, které nejsou v dané vyhlášce definovány.

2. Chápání nebezpečnosti látek není ve všech předpisech jednotné: Rozdílnost v chápání nebezpečnosti Zn je zřejmá téměř ze všech předpisů. Tak např. v ČSN 465735 "Průmyslové komposty" jsou doporučovány v průmyslových kompostech, které jsou aplikovány na zemědělskou půdu, hodnoty Zn v kompostu I.třídy max 300, II.třídy max 600, přičemž obsahy Zn pro ostatní látky používané při zemědělské činnosti, např. v přírodních organických hnojivech (přirozených, popř. teplotně upravovaných tj. fermentovaných) nejsou dostatečně jednoznačně stanoveny zvláště s přihlédnutím k možnosti zvýšených obsahů Zn, které se do kejdy mohou dostat ze Zn-preparátů přidávaných do krmiv. Zarážející je, že takto nízké hodnoty jsou stanoveny pro média, která obsahují i více než 40% podíl organické hmoty. Směrnicí EU (86/278/EEC) jsou jako přípustné stanoveny koncentrace Zn v půdě v rozmezí 150 až 300, zatímco pro čistírenské kaly užívané k hnojení půdy jsou již povolené hodnoty 2500 až 4000, což je výrazně více než se doporučuje předcházejícím předpisem. Roční průměrné množství dotace Zn do zemědělsky obdělávaných půd jsou stanoveny ve výši 30 kg/ha/rok, což znamená, že půdní horizont např. do 0.1 m tak může být dotován 30 mg Zn/kg sušiny za rok. Zn je přitom běžně obsažen v průmyslových hnojivech (AMFOS - 67, superfosfát práškový - 24, NPK - 31, draselná sůl - 11). Navíc je v případě znečištění horninového prostředí opomíjena hloubka možného průniku, mobilita sloučenin, hydrogeologické atp. podmínky.

3. Není přihlédnuto ke skutečné a potenciální expozici lidí: V Kritériích MŽP (platných od 31.7.1996) se pro zeminy uvádí jako kritériální hodnota A - 150 mg/kg sušiny (tyto jednotky jsou pak použity v celém příspěvku), B (indikativní) 1500 a C (kdy je nutno zvažovat zahájení sanace) 2500 pro obytné oblasti, 3000 pro rekreační a v průmyslových pak 5000, přitom by zřejmě měly být nejpřísnější limity tam, kde člověk tráví nejvíce času a kde je pravděpodobnost jeho expozice a tím i ohrožení zdraví nejvyšší, tj. v obytných a průmyslových oblastech, kde tráví ročně největší počet obyvatel více než 220 pracovních dní. Navíc i v metodice MŽP pro zpracovávání ekologických rizik se nepožaduje výpočet poklesu rizika např. v závislosti na geologických podmínkách. Mělo by platit, že požadavky na limity a kontrolní mechanismy na obsahy Zn v potravinách by měly být výrazně přísnější, než pro jejich výskyt v zeminách či půdách, natož pak v odpadech, zvláště, když koeficient přestupu ”půda - rostlina” bývá v závislosti na plodině poměrně malý. Pro potraviny jsou jako nejvyšší přípustné koncentrace Zn stanoveny, v závislosti na jejich druhu hodnoty od 5 až 200 (Z. BARDODĚJ: Chemie v hygieně a toxikologii, UK Praha, 1993). Nejvyšší přípustná množství Zn v bílkovinných krmivech živočišného původu, jakož i v náhradních krmivech, které jsou stanoveny vyhláškou č.117/87 Sb. ve výši až 500. Přitom pro výrobu krmných směsí je vyhláškou č.362/93 Sb. stanoven celkový obsah tohoto mikroelementu ve výši max. 250. Pro krmné směsi pro různá hospodářská zvířata jsou limitní hodnoty Zn stanoveny vyhláškou č.194/96 Sb a to poměrně ve velkém rozsahu. Vyhláškou č.298/97 Sb. se posuzuje kontaminace potravin diferencovaně. Tak např. platí (str.5569) pro mléko limit NPM (10 mg/kg), pro dětskou a kojeneckou výživu limit SM 12, limit PM pak pro mléčné výrobky 20, sýry tvrdé a luštěniny 80, sýry měkké 20, máslo 5, sádlo vepřové 10, zvěřina, ryby, masové konzervy a čokoláda 50, ovoce 10 atp. Věcně i odborně správná vysoká diferencovanost limitů pak svědčí o zcela jiném chápání ekologického rizika v případě potravin a krmiv, než v případě zemin, kde je zcela nelogicky ignorováno takové základní kritérium jako jsou migrační podmínky a vzdálenost mezi bodem výskytu Zn a místem expozice. Navíc je nutno zdůraznit, že vyhláška č.298/97 Sb. správně stanovuje limity i pro rezidua pesticidů, která se mohou nacházet v potravinách. Je-li tomu tak, pak bychom stejná rezidua měly stanovovat v pitné vodě, v horninovém prostředí a tudíž i na starých ekologických zátěžích určitého typu atp.

5. Nepřihlíží se k řízené expozici: U biogenních prvků se stanovují nejen maximální, ale i minimální limity a k nutnosti řízené dotace těchto prvků. Pro přípustnou expozici dětí Zn je stanoveny předpisy US EPA 1991 hodnoty jednodenní dávky 4 mg/kg, desetidenní 4 mg/kg a při dlouhodobé expozici jak dětí tak i dospělých 2 mg/kg váhy jedince. V ČR je doporučovaná dávka 12,23 mg/den pro lehce pracující muže (BALÁŽOVÁ G. et al. 1980: Kovy v životním prostředí.- ZZ VÚ in BENCKO V. 1995) a vyhláškou č.298/97 Sb. (příl.7) pak je stanovena referenční dávka v potravinách 15,0 mg/den

6. Nesouměřitelnost ekologické nebezpečnosti jednotlivých látek: Je evidentní, že současné limity jedné skupiny, např. C neznamenají, že uvedené koncentrace vyjadřují shodná či alespoň blízká rizika a tudíž nelze rizika parametrizovat, a tak posoudit, poměrná rizika např. obsahu 0,3 g Zn/kg sušiny v kalech prasečí kejdy s 0,64 g PAU/kg sušiny v hloubce 1 m p zpevněnou plochou, či 1,5 g NEL/kg sušiny v zeminách u blízké komunikace v místě jedné ekologické zátěže. Tento nedostatek považujeme za zásadní, neboť stát, např. přes FNM financuje práce na snížení rizik, která se nedají podle platných metodik kvantifikovat. V případě Zn navíc vzniká otázka, zda Zn a i další látky jsou pro ŽP skutečně natolik zdravotně rizikovými, aby byl jejich obsah limitován? Je-li tomu skutečně tak, pak kde je nutné přerušit migrační řetězec Zn: v zeminách průmyslových podniků, které nákladně sanujeme a odkud se stejně nemůže rozšířit, nebo v zemědělsky obhospodařovaných půdách, kde se hlavně tento biogenní Zn dostává do potravinového řetězce s prasečí kejdou?

7. Pomíjení migrační schopnosti látky: Pro posouzení ekologické bezpečnosti, jak již bylo upozorněno, není podle našeho názoru v žádném případě důležitá suma prvku, ale jeho migrační schopnost. Jestliže bychom uplatnili důsledně princip sumárních obsahů, pak bychom nemohli používat ani výrobky z olovnatého skla (Pb), problematické by se stalo používání zubních arzénových vložek (As), ale i titanových a dalších barev (Ti, Cr) a řady dalších výrobků. Pro hodnocení ekologického rizika se tak stává rozhodující stabilita matrice, rozpustnost a vyluhovatelnost, hydrogeologické a hydrochemické procesy.

8. Laboratorní rozbory: Poslední dobou je publikována celá řada prací ukazující na závažné rozdíly nejen mezi výsledky jednotlivých analytických metod (E.CHMIELEWSKÁ, I.HORWATH 1998: Výsledky prieskumu znečistenia pozemku bývalého petrochemického závodu a závodu na výrobu káblov.- Chemický průmysl č.10, aj.), ale i mezi chápáním jejich informativnosti. Tak např. v našich předpisech uváděný limit (C = 1 g/kg sušiny), pro zahájení sanačních prací pro nepolárních extrahovatelných látek (NEL) definovanými instrumentálně není tentýž, co ve Vlámském listu uváděný limit pro minerální oleje (pro neovlivněná, zemědělská a obytná území 1,0 a pro rekreační a průmyslová pak 1,5), čímž se stávají naše předpisy nelogicky přísnější než je praxe v EU. Přitom třeba ve stejném vzorku sběrového papíru (noviny) mohou být obsahy NEL 10,8 g/kg sušiny (určeno IR, standart nafta), ale i 32,0 (UV, nafta), nebo jen 7.4 (UV, LTO) či 11,0 (gravimetricky, nafta) (V.HLAVÁČEK 1998: Nepolárne extrahovatelné látky v životnom prostredí.- Odpady 5/98). Navíc jsou známy rozdíly mezi výsledky podle rozdílných analytických metod.

9. Význam prvku v přírodě a fónová rizika: Kritérium rizikovosti obsahu Zn, který se tak díky úsilí o zlepšení metabolismu a tím i zdraví živočichů dostane použitím stimulujících Zn-preparátů do fekálního odpadu aplikovaného na zemědělsky obdělávané pozemky, se tak stane nevýznamné v porovnání s jinými riziky, které nejsou současnými předpisy ani definovány. A tak jsou za ekologickou zátěž považovány případy, kdy živočišný odpad se stává nebezpečným pro nadlimitním obsahy Zn (více než 0,3 g/kg sušiny), který se do kejdy dostal právě používáním přípravků na zlepšení zdraví prasat. užít na zemědělské půdy a dokonce by měl být ukládán na zabezpečené skládky i v případech, kdy došlo za více než 10 let k fermentaci velkoobjemového kaliště prasečí kejdy na jinak velmi hodnotný organický odpad.

Z pohledu tzv. nemoci ”šílených krav” přitom stojí za zvážení, jak postupovat při hodnocení infekčních agens, která jsou zcela běžně v živočišných odpadech, a tudíž může dojít k řadě onemocnění hospodářských zvířat od lehkých střevních komplikací k napadení centrálního nervového systému, ztrátě zraku, kdy se na vzniku řady onemocnění podílí parazitičtí červy (geohelmintózy), např. rodu Trichuris, Ascaris, Toxacara (larvální toxocaróza) atp. V daném případě pak účinným způsobem eliminace rizik je tepelné přepracování živočišného odpadu během jeho fermetace. Na tom je založena i řada specializovaných biotechnologických postupů.

ZÁVĚR

1. Přes všechno úsilí a již vynaložené finanční prostředky doposud není rozpracována objektivní metoda pro hodnocení geoekologických rizik z pohledu přítomnosti dané látky v životním prostředí. Současná praxe se spokojila s hodnocením rizik látek obsažených zpravidla v porušeném vzorku zeminy bez vazby na konkrétní hydrogeologické, technické (ochranné prvky, migrační odpor prostředí aj.), organizační (vymezení pásem ekologického rizika) a jiné podmínky dané lokality.
2. Dokud zcela ignorujeme základní přírodní zákony, pak si můžeme dovolit stanovovat kritériální hodnoty v lepším případě pro sumy prvků, v horším pak pro úzkou skupinu vybraných látek v půdním vzduchu.
3. Dokud nevíme objektivně, co životnímu prostředí i nám škodí, jaké jsou vlastnosti nežádoucích látek, jejich mobilita, transformatovatelnost aj., musíme vycházet při stanovování dílčích limitů z uměle vykonstruovaných kritériálních hodnot stanovených často jen na základě citlivosti analytických metod.
4. Dokud podceňujeme fónová ekologická rizika (klesající s úrovní zdravotní péče, stupněm vzdělání, kvalitou potravin, péčí o krajinu a pracovní prostředí, s bezpečností práce, změnou stravovacích návyků včetně poklesu používání návykových i nenávykových drog včetně alkoholu a cigaret), pak můžeme evidentně rozmařile vynakládat prostředky na odstraňování zátěží, které fakticky ke snížení ekologických rizik vede jen výjimečně.
5. Dokud je pro nás výhodnější užitná hodnota a ekonomický přínos výrobku s nežádoucími látkami v porovnání s budoucími ekologickými důsledky tak, jak tomu bylo v případě DDT, PCB, freonu, Cl-U, ale je i v případě Zn (dostává se do kejdy, kterou nelze údajně ekologicky bezpečně využívat pro vysoké obsahy Zn z preparátů používané na zlepšení zdraví zvířat), pak budeme nuceni později odstraňovat zátěže, které vznikají nyní.
6. Dokud máme dostatek prostředků na dodržování problematických limitů, metodických postupů aj., nemusíme kvantifikovat rizika, třídit objekty i jednotlivé faktory podle jejich rizikovosti a rozdělovat omezené finanční zdroje podle toho, kde přinesou největší efekt.
7. Dokud není ukončena dotace látek, např. zamezením či omezením úniků, dokud jsou fónová rizika vyšší než rizika z posuzované zátěže, dokud nemůžeme snížit kromě obsahů vybraných látek (zpravidla TK, NEL, Cl-U a PAU) i obsahy látek dusíkatých atp., je nesmyslné zahajovat sanační práce s cílem dosažení sanačních limitů pro jednu skupinu látek a obsahy druhých opomíjet.
8. Dokud nemůžeme vyloučit používání nebezpečných látek při hospodářské (průmyslové, zemědělské) i komunální činnosti, vždy existuje vysoká pravděpodobnost jejich úniku díky nedodržení technologické kázně, podceněním jejich škodlivosti atp.
9. Dokud nemáme dostatek finančních prostředků na plnou demolici většiny průmyslových objektů, městských aglomerací, vyčištění komunikací, zabránění emisím z mobilních i stabilních zdrojů, stává se zahájení sanací ”in situ” zbytečným hlavně v případech, kdy jde o látky přirozeně biodegradovatelné.
10. Dokud neumíme vypočíst skutečná ekologická rizika pro jednoduché případy, pak není pravděpodobné, že to dokážeme u komplikovaných, jakými je většina starých ekologických zátěží, a tudíž se stává zcela lhostejným, jaké jsou skutečné důvody pro financování těchto prací.

Na příkladu limitů zinku jsme se pokusili ukázat, že v době, kdy se stále více nedostává prostředků na činnosti spojené s elementárním zajištěním zdraví obyvatel a jejich vzdělání, se zdůvodňují nemalé náklady na odstranění zátěží podle více než rozporuplných předpisů, kritérií, metodik, které jsou mnohdy odborně irelevantní.

Toxikologická pohotovost
Emergency Procedures For The Small Animal Veterinarian - Signe J. Plunkett, 1993, http://veterina.2000online.cz/otr_man.htm

Zinek

• nejčastěji léčivé nebo kosmetické přípravky, nebo kovové předměty pozinkované

Klinika - deprese, anorexie, zvracení, průjem, hemolytická anemie s hemoglobinurií a prehepatálním ikterem se může vyskytnout, podobně jako ARF.

Diagnóza

• anamnéza, klinika, RTG a kovové předměty v GIT
• klinická patologie - hemolytická anemie, zánětlivý leukogram, elevace jaterních a pankreatických enzymů, azotemie, kretinin vysoký, hyperfosfatemie, granulované močové válce, zvýšená hladina zinku v plazmě, séru, moči a tkáních.

Prognóza - variabilní

Terapie

• eliminace zinku - emeze, GIT chirurgie, endoskopie
• podpůrná terapie - zvracení, průjmu, včetně i.v. zlepšení diurézy RL. Krevní transfůze - je-li třeba.
• může být použito EDTA Ca - 100 mg/kg denně po 2-5 dní, denní dávka je rozdělena do 4 stejných dávek a aplikována s.c., po rozpuštění vždy 10 mg EDTA v 1 ml 5% dextrózy. Nesmí překročit 2g/den u malých zvířat.

Půda, Jaké jsou negativní vlivy působící na půdu?
http://www.ceu.cz/Puda/negvliv.html

Zinek (Zn) je velmi důležitým mikroelementem. V důsledku širokého využití v průmyslu, dopravě a stavebnictví se dostává do prostředí ve formě emisí a odpadů. Běžné jsou zvýšené obsahy v půdách městských aglomerací. Spolu s mědí, niklem a chrómem spočívá nebezpečnost zinku v jeho fytotoxicitě - při vysokých obsazích v půdě může snižovat půdní úrodnost.

Tweet

Regulace teploty plynových motorů

Bioplynová stanice s kogeneračními jednotkami TEDOM

Olej pro plynové motory – klíčová volba pro kogenerační jednotky

Kam směřuje české odpadové hospodářství z pohledu prevence jejich vzniku?

Jak získat udržitelnou biomasu