11. VÝSLEDKY SUBSYSTÉMU 8: ZDRAVOTNÍ RIZIKA KONTAMINACE PŮDY MĚSTSKÝCH AGLOMERACÍ |
11.1 Cíle projektu
V důsledku zátěže životního prostředí se kontaminovaná půda městských aglomerací může podílet na zvýšené expozici městské populace toxickým látkám i mikroorganismům požíváním a inhalací půdního prachu; zejména u malých dětí dochází k nezáměrnému (v případech geofagie i záměrnému) požíváním půdy na dětských hřištích a hracích plochách. Výsledky publikovaných studií potvrdily zvýšenou expozici obyvatel škodlivým látkám z příjmu půdy a prachu v oblastech s kontaminovanou půdou.
Od roku 2000 bylo do Systému monitorování zavedeno monitorování městské
půdy s cílem posoudit stupeň zdravotního rizika, vyplývajícího z expozice
toxickým látkám a mikrobiologickým agens z konzumace půdy a půdního prachu.
Vzhledem k tomu, že největší pravděpodobnost zvýšené expozice škodlivým látkám
z kontaminované půdy je u dětské populace, projekt je zaměřen na hrací plochy
mateřských škol.
11.2 Organizace a metody
V roce 2000 bylo v rámci asociační studie projektu provedeno sledování v 10 školkách v Karviné a 10 v Olomouci. V roce 2001 proběhla pilotní studie projektu, odběry a analýzy vzorků půdy byly provedeny v dalších 37 školkách v Olomouci a v 15 školkách v Karviné. Byly tak pokryty všechny mateřské školy v katastru obou měst. Zejména Olomouc byla v roce 1997 postižena rozsáhlými záplavami, ze zjištěných výsledků měření obsahu kontaminantů v půdě však vztah mezi lokalizací zátopové oblasti a velikostí kontaminace nevyplynul.
Metodika odběru vzorků půdy byla v obou letech stejná a to do hloubky 10 cm z pěti odběrových bodů v každé části školky, které byly vybrány s přihlédnutím k nejčastějšímu pobytu dětí (mimo pískoviště). Po homogenizaci vzorků z odběrových bodů byla provedena analýza kompozitních vzorků na vybrané škodliviny.
V povrchové vrstvě půdy na hracích plochách mateřských škol byly sledovány tyto faktory:
• kovy – olovo, kadmium, měď, chrom, arsen, berylium, vanad a rtuť,
• polycyklické aromatické uhlovodíky
– naftalen, acenaftylen, acenaften, fluoren, fenanthren, antracen, floranthen, pyren a benzo(g,h,i)- perylen (neklasifikovatelné jako karcinogeny podle US EPA – ve skupině D),
– chrysen, benzo(a)antracen, benzo(b)fluoranthen, benzo(k)fluoranthen, benzo(a)pyren, indeno- (1,2,3-cd)pyren, di-benz(a,h)antracen (klasifikované US EPA jako karcinogeny – ve skupině A–C),
• indikátory mikrobiálního znečištění – termotolerantní koliformní bakterie, enterokoky, kvantita kvasinek a plísní, salmonela, vajíčka geohelmintů.
Vzorky povrchové půdy byly odebírány a zpracovávány podle Standardních operačních postupů vypracovaných v rámci asociační studie, a to pro odběr, uchovávání a transport vzorků půd a prašného spadu, pro analytické stanovení vybraných kovů a organických látek v půdách a kovů v prašném spadu, pro mikrobiologická stanovení vybraných mikroorganismů a pro parazitologické vyšetření půdy. Vzorky půdy pro chemický, mikrobiologický a parazitologický rozbor byly odebírány v období květen – září 2001. Analýzy prvků byly prováděny metodou rentgenové fluorescence (RTF), kromě berylia a rtuti, které byly vyhodnocovány atomovou absorpční spektrometrií (AAS). Polyaromatické uhlovodíky byly analyzovány metodou vysokotlaké kapalinové chromatografie (HPLC).
11.3 Úroveň kontaminace povrchové půdy
11.3.1 Toxické kovy a stopové prvky
Koncentrace kovů v povrchových vrstvách půdy se v mateřských školách pohybovaly v širokém rozpětí. Výsledky jsou uvedeny v tab. 11.1.
V karvinských školkách bylo zjištěno mírně vyšší zatížení arsenem, a výrazně vyšší kadmiem a beryliem, než v olomouckých. Olovem je povrchová půda ve školkách obou měst zatížena obdobně, pravděpodobně vzhledem ke stejnému hlavnímu zdroji – automobilové dopravě. U ostatních prvků je obsah v povrchových půdách školek obou měst též srovnatelný a představuje nejspíše zátěž obvyklou pro městské prostředí.
Překročení doporučených limitních koncentrací pro nekontaminované půdy, bylo nejčastěji zjištěno u arsenu, kadmia a olova, v Karviné také berylia. Nejvýraznější překračování doporučených limitních koncentrací bylo zjištěno u arsenu a kadmia; v Karviné již medián koncentrace kadmia (polovina školek) dosahuje téměř dvojnásobku limitu, v Olomouci je medián hodnot jen o málo nižší. Limitní hodnoty arsenu byly překročeny téměř ve všech školkách. U olova nebylo zjištěno tak významné překračování limitu, průměrné hodnoty ze všech školek se pohybují kolem limitní hodnoty. V Karviné bylo zjištěno 36 % školek s nadlimitním nálezem, v Olomouci 42 % školek.
U rtuti a vanadu byly hodnoty překročení doporučených limitních hodnot pro nekontaminovanou půdu zanedbatelné, překračování doporučených nejvyšších koncentrací mědi není významné, u chromu nebylo nalezeno v žádné školce.
Zdravotní závažnost kontaminace povrchové půdy kovy ve školkách lze vyjádřit jako potenciální podíl na celkové orální expozici při nezáměrném požívání půdy a půdního prachu, tzn. příspěvkem k expozici dietární. Tolerovatelný týdenní přívod olova do organismu (PTWI) je doporučen WHO na 25 µg/kg/týden. Tento expoziční limit představuje pro dítě o průměrné váze 15 kg maximální přívod přibližně 53,6 µg/den. Zjistit výši skutečné konzumace půdy malými dětmi je velmi obtížné; při odhadu potenciální expozice byly proto použity expoziční faktory zpracované US EPA (1998): nezáměrná konzumace půdy a půdního prachu 200 mg denně s frekvencí expozice 210 dní v roce pro dítě o průměrné váze 15 kg. Při průměrné hodnotě znečištění půdy školek olovem může expozice dětí činit v Olomouci 9 µg olova/den, což představuje 17 % expozičního limitu PTWI, v Karviné 7 µg/den, tj. 14 % PTWI. V nejnepříznivějším případě nejvíce kontaminované školky by expozice olovu z půdy mohla činit asi 19 µg/den, což činí 36 % expozičního limitu. Při použití horní hranice intervalu v publikovaných zdrojích udávané konzumace půdy 800 mg/den by pak u nejvíce znečištěné školky mohlo dojít k expozici přesahující expoziční limit. Pro srovnání lze uvést, že podle údajů Systému monitorování průměrný dospělý člověk v České republice má expozici olovu z potravin 35 µg/den, což představuje asi 15 % expozičního limitu. Malé děti mají nadto oproti dospělým různé znevýhodňující faktory, jako je např. relativně vyšší příjem potravy a tedy kontaminantů na jednotku hmotnosti, vyšší absorpce olova z gastrointestinálního traktu (25–50 % oproti dospělým 10 %) apod.
Limitní expoziční hodnota pro kadmium (PTWI) byla doporučena WHO na 7 µg/kg/ týden, pro dítě o váze 15 kg tedy 15 µg/den, referenční hodnota US EPA je totožná (RfD 1 µg/kg/den). Při použití stejných expozičních faktorů jako v případě olova může být pro děti z průměrně zatížené školky v Olomouci potenciální příspěvek z konzumace půdy k celkové orální expozici 0,056 µg kadmia/den (0,4 % expozičního limitu), v Karviné 0,1 µg/den (0,7 % expozičního limitu). V případě nejzatíženější školky může expozice dětí kadmiu činit 1,4 %, při použití horní hranice intervalu udávané konzumace půdy 800 mg/den až 5,5 % limitu. Pro srovnání, průměrná dospělá osoba v ČR má přívod kadmia potravou ve výši asi 19 % expozičního limitu.
Pro arsen, resp. jeho anorganickou (toxickou) formu byl doporučen maximální
přívod PTWI 15 µg/kg/týden (pro děti o váze 15 kg tedy asi 32 µg/den), RfD
US EPA stanovila přísnější expoziční limit 0,3 µg/kg/ den. Při použití stejných
expozičních faktorů jako v případě olova a kadmia může činit příspěvek arsenu
z konzumace půdy z průměrně zatížené školky v Olomouci 1,6 µg/den (5 % PTWI),
v Karviné 1,7 µg/den (5,4 % PTWI). V nejzatíženější školce může dojít k čerpání
expozičního limitu z téměř 8 %, při použití horní hranice intervalu udávané
konzumace půdy 800 mg/den až z 31 %. Pro srovnání, průměrný dospělý člověk
má přívod toxického arsenu z potravy ve výši asi 4 % PTWI (27 % RfD), přičemž
dietárně požitý arsen se spolu s PCB nejvíce podílí na karcinogenním riziku
z potravin. Arsen je totiž klasifikován US EPA i IARC jako prokázaný lidský
karcinogen, tedy látka z tohoto hlediska s bezprahovým účinkem. Hodnotit
zdravotní závažnost zjištěných koncentrací arsenu v půdě je třeba proto
také pomocí teoretického odhadu zvýšení pravděpodobnosti vzniku nádorových
onemocnění v důsledku nezáměrné konzumace půdy při znalosti karcinogenní
potence arsenu. Při použití výše popsaných expozičních faktorů a při uvažované
délce expozice 3 roky nepředstavuje takový odhad zvýšení pravděpodobnosti
vzniku nádorových onemocnění nezáměrnou konzumací půdy zvýšené riziko ani
u nejvíce zatížených školek; při větší denní konzumaci půdy na horní hranici
v literárních zdrojích udávaného intervalu by však mohlo ke zvýšení rizika
dojít.
11.3.2 Polyaromatické uhlovodíky (PAU)
Městské oblasti představují obecně lokality s nejvyššími obsahy PAU v půdě v důsledku koncentrace jejich hlavních zdrojů – průmyslu, topenišť a automobilové dopravy. Velikost obsahu PAU v půdě jsou v literárních zdrojích udávány v desítkách až stovkách mg na kilogram suché zeminy. Nejvyšší koncentrace jsou zaznamenávány do hloubky 30 cm, dál jejich obsah klesá. Poločasy degradace PAU jsou od dvou měsíců (naftalen) do dvou let (dibenz(a,h)anthracen). Koncentrace PAU v půdě závisí na obsahu organické hmoty, na kterou jsou navázány. Maximální koncentrace jsou proto obecně nacházeny v humusem bohatých černozemích, málo v půdách písčitých.
Zjištěné obsahy jednotlivých polyaromatických uhlovodíků v povrchové půdě na hracích plochách mateřských škol se pohybovaly v širokém rozmezí od hodnot pod mezí detekce do přibližně 20 mg na kg suché zeminy. Celkový obsah sledovaných PAU se v obou městech lišil v neprospěch Olomouce, průměrná koncentrace sumy PAU zde byla 15,3 mg/kg suché zeminy, polovina školek měla obsah PAU v půdě do výše 5,6 mg/kg (medián hodnot). V Karviné průměrná koncentrace činila 6,2 mg/kg, u poloviny školek byl zjištěn obsah do 3,8 mg/kg. Doporučené maximální koncentraci 1 mg PAU/kg zeminy, vyhovovaly v Olomouci odběry ze tří školek, v Karviné ani jeden.
U polyaromatických uhlovodíků podle zdravotního účinku neklasifikovatelných US EPA jako karcinogenní bylo jen ojediněle zjištěno překročení doporučených maximálních koncentrací (tab. 11.2). U některých zástupců PAU byl obsah v půdě více než poloviny školek pod mezí stanovitelnosti použitých analytických metod.
U zástupců PAU klasifikovaných US EPA jako prokázané či pravděpodobné karcinogeny
bylo naopak zjištěno četné překročení doporučených limitů obsahu kontaminantů
pro hrací plochy (tab. 11.3). U školek v Olomouci byly překvapivě nalezeny
vyšší obsahy karcinogenních PAU než ve školkách karvinských a to jak co
do výše, tak co do četnosti překročení. Koncentrace karcinogenních PAU
v Olomouci byly vyšší nejen v průměrných hodnotách všech jejich zástupců,
ale u některých i v hodnotě mediánu koncentrace. Zvýšené koncentrace jsou
závažné zejména u benzo(a)pyrenu, který je považován za zdravotně nejzávažnější
karcinogenní polyaromatický uhlovodík a je také nejlépe prozkoumaným zástupcem
směsi PAU z hlediska účinků na lidský organismus. Kontaminace hracích ploch
mateřských škol v Olomouci a Karviné benzo(a)pyrenem kolísala od desetin
mg/kg po téměř dvě desítky mg/kg v nejvíce zatížené školce. Doporučené hodnotě
maximálního obsahu pro nekontaminované půdy (0,1 mg/kg) vyhovovaly vzorky
půdy 5 školek z celkového počtu 72 školek. Teoretický odhad zvýšení pravděpodobnosti
vzniku nádorových onemocnění pro benzo(a)pyren také signalizuje možné zvýšené
riziko při pravidelné konzumaci půdy, zejména na nejvíce zatížených plochách.
11.3.3 Indikátory mikrobiologické kontaminace
Limitní hodnoty koncentrace indikátorů fekálního mikrobiologického a parazitologického znečištění byly překročeny ve 40 % z celkového počtu sledovaných mateřských škol. Pro termotolerantní koliformní bakterie v 18 % školek, pro enterokoky ve 26 % školek. Všechny nálezy plísní a kvasinek byly nadlimitní, u 3 % školek v rozmezí 103–104, v 69 % školek v rozmezí 104–105 a ve 28 % školek nad 105 kolonie tvořících jednotek (tab. 11.4 a obr. 11a, 11b a 11c). Nálezy pro salmonelu byly ve všech případech negativní. Kontaminace geohelminty byla zaznamenána u 50 % sledovaných školek. Z toho patogenních nebo podmíněně patogenních pro člověka bylo 17 % nálezů.
V rámci asociované studie bylo na dvou lokalitách v Praze (veřejném hřišti a hrací ploše mateřské školy) provedeno ověření výskytu sledovaných mikrobiologických ukazatelů kontaminace v závislosti na hloubce odběru vzorků půdy. Vzorky byly odebírány ve vrstvách v hloubce 0–5 cm, 5–10 cm, 10–20 cm celkem čtyřikrát a to v období duben až říjen 2001. Byla sledována kvantita termotolerantních koliformních bakterií, enterokoků, kvasinek a plísní, přítomnost salmonely a vajíček geohelmintů. Nálezy vyjádřené jako střední hodnoty čtyř stanovení mikrobiologické kontaminace v závislosti na hloubce odběru vzorku jsou uvedeny v tab. 11.5.
Nejvyšší zastoupení mikroorganismů, které lze demonstrovat pouze na kvasinkách
a plísních, bylo nalezeno v povrchové vrstvě půdy od 0 do 10 cm. S hloubkou
odběru počet zjištěných mikroorganismů klesá. Kontaminace termotolerantními
koliformními bakteriemi byla zaznamenána pouze ve dvou případech, enterokoky
v jednom případě. Přítomnost salmonel nebyla potvrzena ani v jednom případě.
Na základě výsledků této studie a dalších podkladů (SZÚ a KHS Ostrava)
byla pro další etapu monitoringu v rámci subsystému 8 provedena úprava metody
odběru vzorků půdy.
11.4 Dílčí závěry
Překročení doporučených limitních koncentrací pro nekontaminované půdy, bylo na hracích plochách mateřských škol obou sledovaných měst nejčastěji zjištěno u arsenu (limitní hodnoty byly překročeny téměř ve všech školkách), kadmia a olova, v Karviné také berylia. Nejvýraznější překračování limitních koncentrací bylo zjištěno u arsenu a kadmia. U rtuti a vanadu byly hodnoty překročení limitních hodnot pro nekontaminovanou půdu sporadické a mírné, překračování doporučených nejvyšších koncentrací mědi nepředstavuje při zjištěném obsahu zdravotní nebezpečí, u chromu nebylo nalezeno v žádné školce.
Z hlediska čerpání expozičních limitů konzumací půdy byla vyšší kontaminace zjištěna u olova; při průměrné hodnotě znečištění půdy školek olovem může expozice dětí činit v Olomouci 17 % expozičního limitu, v Karviné 14 %. V nejnepříznivějším případě nejvíce kontaminované školky by expozice olovu z půdy mohla činit 36 % expozičního limitu. Při použití horní hranice intervalu v publikovaných zdrojích udávané denní konzumace půdy 800 mg by pak u nejvíce znečištěné školky mohlo dojít k expozici přesahující expoziční limit. V případě konzumace půdy kontaminované arsenem může činit příspěvek arsenu u průměrně zatížené školky v Olomouci 5 % expozičního limitu, v Karviné 5,4 %. V nejzatíženější školce může při použití horní hranice intervalu udávané konzumace půdy dojít k čerpání expozičního limitu až z 31 %. V případě arsenu je třeba vzít v úvahu také jeho zdravotní závažnost z hlediska prokázané karcinogenity.
Kontaminace povrchové vrstvy půdy polyaromatickými uhlovodíky v městském prostředí je z hlediska zdravotní závažnosti při nezáměrné konzumaci půdy významná. Doporučené maximální koncentraci 1 mg PAU/kg zeminy, vyhovovaly tři odběry z celkového počtu 72 školek. Výrazně vyšší kontaminace byla nalezena ve vzorcích půdy několika mateřských škol v Olomouci, tento fakt významně ovlivňuje výběrové charakteristiky PAU v neprospěch Olomouce. U polyaromatických uhlovodíků neklasifikovatelných US EPA podle zdravotního účinku jako karcinogenní bylo jen ojediněle zjištěno překročení doporučených maximálních koncentrací. U zástupců PAU klasifikovaných US EPA jako prokázané či pravděpodobné karcinogeny bylo naopak zjištěno četné překročení navržených limitů pro hrací plochy. Zvýšené koncentrace jsou závažné zejména u benzo(a)pyrenu: teoretický odhad zvýšení pravděpodobnosti vzniku nádorových onemocnění signalizuje možné zvýšené riziko při pravidelné konzumaci půdy, zejména na nejvíce zatížených plochách.
Mikrobiální kontaminace půdy vyšší než připouští kriteria ve vyhlášce MZ č. 464/2000 Sb. byla zjištěna u 40 % sledovaných školek. Vzhledem k těmto výsledkům získaným ze sledování mikrobiální kontaminace způsobem odběru směsného vzorku bude vhodné v další etapě studie provést dohledání kontaminace na ploše školky formou sítě individuálních vzorků a zároveň zjistit přetrvávání kontaminace. Na základě výsledků pilotní studie a asociační studie (SZÚ a KHS Ostrava), pro objektivní potvrzení mikrobiologické kontaminace jako sledované veličiny monitoringu půdy městských aglomerací, byla pro další etapu monitoringu provedena úprava metody odběru vzorku.
Monitoring kontaminace půdy městských aglomerací a hodnocení jejího zdravotního významu pokračuje v roce 2002 v Hradci Králové, Klatovech a Kroměříži.
Tab. 11.1 Koncentrace kovů v povrchových vrstvách půdy mateřských škol v Olomouci a Karviné
Koncentrace prvků (mg/kg) |
||||||||
Pb |
Cd |
Cu |
Cr |
As |
Be |
V |
Hg |
|
OLOMOUC N = 45 |
||||||||
Medián |
46,6 |
0,41 |
29,0 |
54,2 |
8,2 |
0,85 |
58,0 |
PMS |
Aritmetický průměr |
51,1 |
0,39 |
32,0 |
49,8 |
8,5 |
0,87 |
55,2 |
|
Xmax |
106,7 |
0,66 |
111,8 |
75,3 |
22,3 |
1,41 |
86,1 |
|
Xmin |
28,5 |
0,20 |
12,1 |
21,1 |
4,2 |
0,52 |
21,5 |
|
90% kvantil |
78,9 |
0,51 |
43,8 |
67,1 |
10,2 |
1,12 |
73,8 |
|
Doporučené limity pro obsah |
50 |
0,30 |
45 |
85 |
5 |
1,5 |
80 |
0,3 |
Počet školek s nadlimitním |
19 |
30 |
4 |
0 |
44 |
0 |
2 |
3 |
KARVINÁ N = 25 |
||||||||
Medián |
46,8 |
0,61 |
20,1 |
58,2 |
9,1 |
1,88 |
52,2 |
PMS |
Aritmetický průměr |
48,2 |
0,68 |
22,0 |
55,7 |
9,1 |
1,93 |
52,7 |
|
Xmax |
84,5 |
1,32 |
38,8 |
68,4 |
12,6 |
2,80 |
65,3 |
|
Xmin |
30,8 |
0,40 |
15,1 |
38,4 |
6,2 |
1,20 |
33,0 |
|
90% kvantil |
58,9 |
0,97 |
28,5 |
61,9 |
11,0 |
2,42 |
60,2 |
|
Doporučené limity pro obsah |
50 |
0,3 |
45 |
85 |
5 |
1,5 |
80 |
0,3 |
Počet školek s nadlimitním |
9 |
25 |
0 |
0 |
25 |
23 |
0 |
1 |
PMS: > 50 % odběrů pod mezí stanovitelnosti analytické metody
Tab. 11.2 Koncentrace polyaromatických uhlovodíků neklasifikovatelných podle US EPA jako karcinogenní (ve skupině D) v povrchové vrstvě půdy mateřských škol
Koncentrace PAU v mg/kg |
|||||||||
naftalen |
acenaftylen |
acenaften |
fluoren |
fenanthren |
antracen |
fluoranthen |
pyren |
benzo(g,h,i)- |
|
OLOMOUC N = 47 |
|||||||||
Medián |
PMS |
PMS |
PMS |
PMS |
0,25 |
0,07 |
0,90 |
0,63 |
0,31 |
Aritmetický průměr |
|
|
|
|
0,93 |
0,25 |
2,73 |
2,01 |
0,82 |
Xmax |
|
|
|
|
12,00 |
2,80 |
28,00 |
20,00 |
9,17 |
Xmin |
|
|
|
|
< 0,04 |
< 0,04 |
0,08 |
0,05 |
< 0,04 |
90% kvantil |
|
|
|
|
2,14 |
0,36 |
6,55 |
4,93 |
2,41 |
Doporučené limity |
1 |
5 |
5 |
5 |
10 |
10 |
10 |
10 |
1 |
Počet školek s nad- |
1 |
0 |
0 |
0 |
1 |
0 |
1 |
2 |
7 |
KARVINÁ N = 25 |
|||||||||
Medián |
0,26 |
PMS |
PMS |
PMS |
0,21 |
PMS |
0,57 |
0,54 |
0,19 |
Aritmetický průměr |
0,52 |
|
|
|
0,49 |
|
1,14 |
0,93 |
0,34 |
Xmax |
3,78 |
|
|
|
3,43 |
|
4,88 |
4,61 |
1,60 |
Xmin |
< 0,04 |
|
|
|
< 0,04 |
|
0,16 |
0,14 |
0,06 |
90% kvantil |
1,39 |
|
|
|
1,05 |
|
2,98 |
2,08 |
0,66 |
Doporučené limity |
1 |
5 |
5 |
5 |
10 |
10 |
10 |
10 |
1 |
Počet školek s nad- |
3 |
0 |
0 |
0 |
0 |
0 |
0 |
0 |
1 |
PMS: > 50 % odběrů pod mezí stanovitelnosti analytické metody
Tab. 11.3 Koncentrace polyaromatických uhlovodíků klasifikovaných US EPA
jako
karcinogenní (ve skupině A–C) v povrchové vrstvě půdy mateřských škol
Koncentrace PAU (mg/kg) |
|||||||
Benzo(a)- |
Benzo(b)- |
Benzo(k)- |
Benzo(a)- |
Indeno- |
Di-benz(a,h)- |
Chrysen |
|
OLOMOUC N = 47 |
|||||||
Medián |
0,34 |
0,43 |
0,45 |
0,61 |
0,36 |
0,06 |
0,50 |
Aritmetický průměr |
0,92 |
1,54 |
1,13 |
1,65 |
1,34 |
0,16 |
1,49 |
Xmax |
7,69 |
18,67 |
11,01 |
18,88 |
19,86 |
1,50 |
15,92 |
Xmin |
< 0,04 |
0,05 |
0,04 |
0,05 |
0,04 |
< 0,04 |
0,05 |
90% kvantil |
2,57 |
4,96 |
3,11 |
5,05 |
3,99 |
0,45 |
4,04 |
Doporučené limity |
1 |
1 |
1 |
0,1 |
1 |
0,1 |
0,01 |
Počet školek s nad- |
13 |
12 |
9 |
45 |
11 |
13 |
47 |
KARVINÁ N = 25 |
|||||||
Medián |
0,32 |
0,34 |
0,17 |
0,31 |
0,31 |
0,05 |
0,18 |
Aritmetický průměr |
0,53 |
0,52 |
0,27 |
0,49 |
0,49 |
0,07 |
0,31 |
Xmax |
2,39 |
1,62 |
0,90 |
1,82 |
1,59 |
0,28 |
1,21 |
Xmin |
0,09 |
0,11 |
0,05 |
0,09 |
0,04 |
< 0,04 |
0,05 |
90% kvantil |
1,25 |
1,32 |
0,71 |
1,21 |
1,29 |
0,18 |
0,80 |
Doporučené limity |
1 |
1 |
1 |
0,1 |
1 |
0,1 |
0,01 |
Počet školek s nad- |
5 |
4 |
0 |
22 |
4 |
7 |
25 |
Tab. 11.4 Rozdělení školek v Olomouci a Karviné podle úrovně mikrobiální kontaminace půdy
Počet mateřských škol v intervalech úrovně mikrobiálního znečištění |
||||||
< 101 KTJ |
101–102 * KTJ |
102–103 KTJ |
103–104 KTJ |
104–105 KTJ |
> 105 KTJ |
|
OLOMOUC N = 47 |
||||||
Termotolerantní |
- |
42 |
5 |
- |
- |
- |
Enterokoky |
- |
33 |
12 |
2 |
- |
- |
Kvasinky a plísně |
- |
- |
- |
2 |
26 |
19 |
KARVINÁ N = 25 |
||||||
Termotolerantní |
4 |
13 |
6 |
1 |
1 |
- |
Enterokoky |
3 |
17 |
2 |
3 |
- |
- |
Kvasinky a plísně |
- |
- |
- |
- |
24 |
1 |
* 102 KTJ – hygienická limitní hodnota pro termotolerantní koliformní bakterie a enterokoky, stanovená ve vyhlášce MZ č. 464/2000 Sb., příloze č. 8 pro hodnocení fekálního znečištění hracích ploch
Ve všech případech stanovení byly nálezy pro salmonelu negativní.
Tab. 11.5 Mikrobiologická kontaminace půdy v závislosti na hloubce odběru vzorku
Odběrová místa |
Hloubka odběru |
Mikrobiální kontaminace [KTJ/g sušiny] |
||
Termotolerantní |
Enterokoky |
Plísně a kvasinky |
||
1 |
0–5 |
< 50–750* |
< 50–750* |
2,9.104 |
5–10 |
< 50 |
< 50 |
6,4.103 |
|
10–20 |
< 50 |
< 50 |
1,7.103 |
|
2 |
0–5 |
< 50 |
< 50 |
7,9.104 |
5–10 |
< 50 |
< 50 |
4,5.104 |
|
10–20 |
< 50 |
< 50 |
7,0.103 |
* kontaminace ojedinělá, střední hodnota ( ze čtyř odběrů) se pohybuje v uvedeném rozpětí