VÍZGAZDÁLKODÁS ÉS SZENNYVIZEK

Átírás

1 VÍZGAZDÁLKODÁS ÉS SZENNYVIZEK A növényvédőszer-terhelés kockázatbecslése Svájcban Tárgyszavak: felszíni víz; vízszennyezés; növényvédő szer; gyomirtó. A szakembereket élénken foglalkoztatja a felszíni és talajvizek növényvédőszer-terhelésének kérdése, amelyre az egyes országok különböző monitoring programokat dolgoztak ki. Svájcban a szövetség, a kantonok és számos kutatóintézet mérte fel a folyók peszticidtartalmát, ezen belül kiemelten kezelték az emberre és környezetre kifejtett hatás problémakörét. Svájcban az éves növényvédőszer-felhasználás 1500 t. A kiszórást követő első csapadékkal ennek akár 3 %(m/m)-a is bemosódhat a felszíni vizekbe. A vízi életközösségeket károsító vegyszerkoncentráció meghatározása több kutatási programban szerepel. A szabadföldi meghatározás lebonyolítása nehézkes, és az ökotoxikológia egyik legvitatottabb területe. Célravezetőbbnek tűnik egyes vízi életközösségek, elsősorban algák vagy gerinctelenek és a növényvédőszer-koncentráció közötti összefüggés tanulmányozása. A pontos meghatározást megnehezíti az egyéb környezeti paraméterek, pl. hőmérséklet, tápanyag-ellátottság hatása. A kockázatbecslésre gyakran egyszerűsített módszert használnak, amikor két koncentrációértéket hasonlítanak össze. A konkrét mérésen alapuló peszticidkoncentrációt MEC (measured environmental concentration) összehasonlítják a még hatástalan, előre jelzett koncentrációval, a PNEC-értékkel (predicted no-effect concentration) (1. ábra). A PNEC megadásánál pontosan meghatározott laboratóriumi körülmények között végzett toxicitási adatokból indulnak ki, és feltételezik, hogy a tartós peszticidexpozíció sem károsítja az életközösségeket. A kockázatelemzést minden egyes hatóanyaggal külön-külön el kell végezni, majd ezek alapján becsülhető meg a hatás.

2 veszély azonosítása mérési adatok (MEC) hatás (PNEC) kockázati hányados (MEC/PNEC) kockázatbecslés 1. ábra A kockázatbecslés vázlata A kockázatbecslés bizonytalansága abból adódik, hogy egyrészt a vizsgálatot rendkívül híg mintával végzik, másrészt nem ismert a koncentrációváltozás sebessége. A valós körülményeket egy 1 éves kísérletsorozatban próbálták modellezni. A vizsgálat két helyszínen folyt. Egy kisebb vízhozamú patakon, a Rorbachon, és a nagyobb vízgyűjtő területtel rendelkező folyón, az Aa Mönchaltorf-on. Ez utóbbi még egy szennyvíztisztító telep tisztított szennyvizét is befogadja. Az 1 év alatt összességében több mint 1000 mintavételre került sor, amelynek során 20 különböző peszticidet vizsgáltak. A mérési eredményekből összeállított adatbank segítséget nyújt a különböző vízhozamú folyóvizek hosszabb távú kockázatbecsléséhez, és számításba veszi a környezeti változásokat, továbbá a kockázatbecslés biztonságáról is képet ad. A következőkben a PNEC alapján végzett kockázatbecslés megbízhatóságát vizsgálták. Svájci folyók növényvédőszer-koncentrációja A svájci mezőgazdaságban jelenleg 450 hatóanyagot tartalmazó növényvédő szer használata engedélyezett. A vizek peszticidterhelésének feltérképezéséhez valamennyi folyó vizsgálatára lenne szükség. Mivel ehhez a vizsgálathoz sem megfelelő analitikai módszer, sem pénzügyi fedezet nem állt rendelkezésre, más stratégiához folyamodtak. Első lépésben áttekintették a különböző intézetekben és szervezetekben már eddig elvégzett vizsgálatokat. Megállapították, hogy Svájc felszíni

3 vizeiben kimutatható több, mint 70 hatóanyag a kukorica- és gabonaföldeken alkalmazott növényvédő szerekből származik. A leggyakrabban előforduló 26 növényvédő szer megoszlása a következő volt: 21 gyomirtó, 2 rovarirtó, 3 gombaölő és 1 metabolit (1. táblázat). 1. táblázat A svájci folyókban leggyakrabban előforduló növényvédő szerek Gyomirtó Rovarirtó Gombaölő Metabolit 2,4-D diazinon metalaxyl dezetilatrazin Atrazin pirimicarb oxadixyl Dicamba penconazole Dimefuron Dimethenamid Diuron Ethofumesat Isoproturon Linuron MCPA Mecoprop Metamitron Metazachlor Metolachlor Napropamide Propachlor Simazine Tebutam Tebuthryn Terbuthylazin Triclopyr A monitoring programban szereplő peszticideket a következő kritériumok alapján választották ki. A legnagyobb mennyiségben felhasznált növényvédő szerek közül csak azokat vizsgálták, amelyeknél fennállt a veszély kockázata, és amelyek meghatározására megbízható analitikai módszer állt rendelkezésre. A helyszínre vonatkozóan vagy fogyasztó-

4 védelmi felméréssel vagy valamilyen előzetes mérési adattal rendelkeztek. A kimosódási hajlamra a növényvédő szer fizikai és kémiai tulajdonságaiból, pl. stabilitás, szorpciós tulajdonság lehetett következtetni. Kiemelten kezelték a különösen nagy ökotoxikológiai veszélyt jelentő peszticideket. A vizsgálat szempontjából kulcsfontosságú a mintavétel idejének meghatározása, és elsődleges célja a koncentrációdinamika követése. A változást különböző hatások együttesen idézik elő, pl. a forrás, az útvonal és a víz nagysága. Az egyik helyszín a Greifensee vízgyűjtő területe volt. A mintavételi tervek készítésénél szerzett tapasztalatokat a későbbiekben hasznosították. A Rorbach egy kicsi, 200 ha-os, de intenzív gazdálkodást folytató mezőgazdasági terület vizét gyűjti össze, és jó példa az ilyen méretű folyókat jellemző nagy koncentrációingadozásra. Száraz időben a víz áramlási sebessége 200 l/min. Esőzés alkalmával 10 percenként vettek mintát. Az atrazin kipermetezése után az első csapadék lehullásakor a víz alapkoncentrációja ( ng/l) két nagyságrenddel megugrott (max. 31 µg/l). Minden esőzés alkalmával nőtt a koncentráció és a vízhozam, a maximumot a legnagyobb vízhozamnál érte el. Az esőzéssel szorosan összefüggő kimosódási sebességből következően a peszticid közvetlenül a csapadékkal és/vagy a nagyobb talajpórusokon keresztül jut be a patakba. A bemosódás két transzportfolyamat szerint megy végbe, és előfeltétele a talajfelszín víztelítettsége. Fontos kiemelni, hogy ez a kétféle mozgás csak a felső talajrétegben (mm, illetve cm vastagságra) található növényvédő szerre jellemző, ami viszont döntő hatással van a várható peszticidkoncentrációra. A bemosódást három körülmény határozza meg. Az első esőzés alkalmával a felső talajréteg vízzel telítődik, és a kipermetezett növényvédő szer legnagyobb része innen a talaj feltöltött peszticidraktárából jut a felszíni vízbe. A Greifensee vízgyűjtő területén végzett 1 éves vizsgálat azt mutatta, hogy az éves mennyiségnek kb. a fele a kiszórás utáni első két hónapban mosódik ki. A másik tényező a talaj és a vegyület közötti kölcsönhatás, valamint a vegyület fizikai-kémiai tulajdonsága, pl. a talajfelszínen változatlanul megmaradó peszticid (perzisztencia), a peszticid mobilitása (szorpciós tulajdonság). A harmadik körülményt a helyi adottságok, pl. topográfia, a terület távolsága a befogadó víztől, a vízelvezetés lehetősége, a talaj hidrológiai tulajdonságai stb. jelentik. Érdemes még a talaj összetételét megemlíteni, ezen belül a szénhidrogén-tartalmat.

5 A vizsgálat során nem vették számításba a kipermetezéskor szétszóródott peszticidet, azonban bizonyos körülmények között, pl. 1 m/snél nagyobb szélsebesség esetén, ill. biztonsági távolságon belül végzett permetezésekor, ez sem hagyható figyelmen kívül. Nagyobb vízgyűjtő terület vizsgálatára az Aa Mönchaltorf folyót találták alkalmasnak. A száraz időben 0,5 m 3 /s vízhozamú folyó a 43 km 2 mezőgazdasági művelés alatt álló mezőgazdasági területről lefutó csapadék mellett két szennyvíztisztító telep tisztított szennyvizét és nagy esőzések alkalmával számtalan túlfolyást is befogad. A kizárólag mezőgazdasági növényvédő szerek koncentrációja az előbbiekben leírtakkal azonos módon a kipermetezést követő esőzések alkalmával emelkedett meg a folyóban. A nagyobb vízgyűjtő terület pufferhatása a várakozással ellentétben kevésbé érvényesült a koncentrációváltozás időbeli lefutását tekintve a Rorbach vizsgálattal összehasonlítva. A mintavételt a befolyó vízmennyiséggel hangolták össze, így erős esőzés vagy jelentősebb vízmennyiség beérkezésekor 20 percenként, csendesebb időben kisebb vízhozamnál 2 óránként vettek mintát. A koncentrációváltozás sebességét az egyedi és a több napon keresztül vett minták összekeverésével nyert mintákkal követték. A március-július közötti időszakban a szennyvíztisztító telep kifolyóiból vett kevert mintákban a mezőgazdasági növényvédő szerek (atrazin, isoproturon és metolachlor) domináltak, és a tisztított szennyvíz peszticidtartalmának 15 30%-át tették ki, ami a vízgyűjtő területen kiszórt mennyiség 0,15%-ának felelt meg. Ez származhat a permetlé készítésnél fellépő hatóanyag-veszteségből, a feleslegessé vált permetlé csatornába öntéséből, vagy a permetező készülék tisztításánál keletkező mosóvízből, amelyet a szennyvíztelepre kötött csatornába eresztettek. Szennyvíztisztításkor a növényvédő szerek nem vagy alig bomlanak le, így különösen szárazabb időszakokban rövid ideig tartó kiugróan nagy koncentrációértékek is előfordulhatnak. Meg kell még említeni, hogy a közterületeken és a kiskertekben használt növényvédő szerek is a szennyvíztisztítóba, majd pedig a befogadóba kerülnek. Alaposabb vizsgálat után kiderült, hogy azok a növényvédő szerek, amelyeket elsősorban építőanyag-védelemben és nem a mezőgazdaságban alkalmaznak, évszaktól függetlenül folyamatosan jutnak a szennyvíztisztítón keresztül a folyóba. Az ilyen sokoldalúan felhasznált növényvédő szerek a szennyvíztisztító telep összes peszticidterhelésének akár 50%-át is elérhetik. Mindkét területen végzett vizsgálat lezárása és feldolgozása megerősítette azt a feltételezést, hogy a tényleges növényvédőszer-terhelés

6 csak a vízhozam és a helyi áramlási viszonyok ismeretében végezhető. A mérési eredményeket a 2. táblázat tartalmazza. 2. táblázat A vizsgált két folyó növényvédő szer koncentrációja január október között Koncentráció (ng/l) Megnevezés Aa Mönchaltorf Rorbach Min. Max. Min. Max. 2,4-D <2 260 Atrazin Desethylatrazin Diazinon <2 6 Dicamba < Dimethenamid < Diuron Isoproturon MCPA Metalaxyl <2 Metamitron <20 Metazachlor <2 70 Metolachlor < Metolachlor-OXA R-Mecoprop S-Mecoprop Simazine Tebutam Terbutryn <2 2 Terbutylazine 6 80 Triclopyr <2 150 nem mérték A vízminőséggel kapcsolatos mintavételi stratégia kidolgozásának kiinduló pontja a vízhozam és a koncentrációváltozási sebesség ismere-

7 te. A koncentrációváltozással összehangolt mintavétel segíthet a folyó áramlási vagy víztömegviszonyainak megismerésében. A több napon keresztül vett átlagminták és az egyedi minták egyesítésével kapcsolatban érdemes megemlíteni, hogy a kevert mintákkal jobban leírható a valóság. Megerősítették azt a korábbi feltételezést is, hogy évente szúrópróbaszerű mintavétellel nem végezhető megbízható kockázatbecslés. A PNEC-érték meghatározása A peszticideknek a vizek flórájára és faunájára kifejtett hatását pontosan meghatározott laboratóriumi körülmények között vizsgálják oly módon, hogy meghatározzák azt a koncentrációt, amely krónikus vagy akut elváltozást idéz elő a tápláléklánc különböző pontjain elhelyezkedő élő szervezetekben. Az akut toxicitás vizsgálatban a tesztorganizmusok élettartamánál lényegesen rövidebb kontaktidő alatti változást figyelik. Ez Daphnia (apró testű édesvízi rák) esetében 48 óra, halaknál 96 óra. Az akut toxicitás vizsgálat befejezését rendszerint a tesztorganizmus elpusztulása jelzi. Azt a koncentrációértéket, amelynél a tesztorganizmus 50%-a elpusztul EC 50-nel (effect concentration) jelölik. A krónikus toxicitásvizsgálat jóval hosszabb ideig tart, és a reprodukciót vagy a fejlődés során fellépő változásokat figyelik. Daphnia esetén 21 nap, halak esetén 100 nap után meghatározták azt a koncentrációt, amely nem idézett elő változást, és ezt, mint NOEC (no observed effective concentration) értéket fogadták el. Mivel az algák generációs ideje mindössze néhány óra, a krónikus vizsgálat idejét 72 órában határozták meg. Mind az akut, mind a krónikus vizsgálatot tiszta hatóanyaggal végzik, és ezt az értékelésnél számításba kell venni, mivel a növényvédő szer kiszerelésénél alkalmazott segédanyagok is hatással lehetnek az élő szervezetekre. A tápláléklánc különböző pontjain elhelyezkedő tesztorganizmusok NOEC- és EC50-értékeiből számítható a PNEC. A vízi élőközösségek kockázatelemzése az alga Daphnia hal rendszer vizsgálatán alapul. Ha emellett más rendszerek adatai is rendelkezésre állnak, pl. vízi növényeké, baktériumoké, kétéltűeké, akkor ezek is bevonhatók az értékelésbe. A laboratóriumi körülmények között legérzékenyebbnek talált faj NOEC, ill. EC50 értékeiből egy biztonsági faktor segítségével számítható ki a PNEC. Ez a faktor annál kisebb, minél több krónikus toxicitásvizsgálati adat áll rendelkezésre és a tápláléklánc minél több tagján végezték el ezt a vizsgálatot (3. táblázat).

8 3. táblázat Biztonsági tényező a PNEC meghatározásához az adatbázis függvényében Laboratóriumi toxicitási adatok Biztonsági tényező EC50 min. 3 tápláléklánc-fokozatra NOEC (krónikus) NOEC 2 tápláléklánc fokozatra 50 3 NOEC 3 tápláléklánc fokozatra 10 Helyszíni vizsgálat, mikro- vagy mezokozmosz esetről esetre kell meghatározni Az empirikusan származtatott biztonsági faktor általában az extrapolációból adódó számítási bizonytalanságot is tartalmazza, hiszen a laboratóriumi körülmények között végzett adott számú toxicitásvizsgálatból kell következtetni a természetes körülményekre. Ezen kívül a laboratóriumi vizsgálatokban az egyes fajoknak csupán néhány egyedét lehet viszonylag rövid ideig megfigyelni, ezzel szemben a természetben ezeket a szervezeteket hosszú ideig éri behatás, miközben a környezeti feltételek is változnak (pl. hőmérséklet, áramlási sebesség). A megbízható PNEC kockázatbecsléshez igen széles körű vizsgálatra lenne szükséges. A közismerten drága és időigényes toxicitásvizsgálati eredmények részben hozzáférhetők az adatbankokban (pl. ECOTOX, AGRITOX, EXTOXNET), részben megtalálhatók az irodalomban. Az értékelésnél nagy előnyt jelent a peszticid hatásmechanizmusának ismerete, amiből kikövetkeztethető a legveszélyeztetettebb élő szervezet. Például a fotoszintézist gátló gyomirtók elsősorban az algákra és vízi növényekre hatnak, az rovarirtók a gerinctelenekre, míg a gombaölő szerek (már kis koncentrációban) a halakra és gerinctelenekre. Végül a PNEC számítást lehetőség szerint a tápláléklánc minél több tagjára vonatkozó nagyszámú NOEC alapján végzik. A veszélyes koncentráció (HC) meghatározása A PNEC mellett újabban egyre gyakrabban használják kockázatbecslésre az ún. veszélyes koncentrációt, amely már mérhető elváltozást idéz elő a valamelyik vizsgált fajnál. Gyakorlati jelentősége a vizsgált faj 5%-ánál kimutatható károsodást okozó HC5 értéknek van. Az Egyesült Államokban és Hollandiában a HC5 értéket alkalmazzák a felszíni vizek határértékeinek megadásánál.

9 A HC a krónikus laboratóriumi toxicitásvizsgálatokkal kapott NOECértékek statisztikai értékelésével adható meg. A szóban forgó faj NOECértékeinek logaritmusa ideális esetben normál eloszlást mutat (2. ábra). A károsodást jelző koncentráció a görbéből leolvasható. A kiértékelésnél figyelembe kell venni, hogy a peszticid hatásmechanizmusától függően az egyes fajok eloszlási görbéje más és más. A HC kétségtelen előnye a PNEC-cel szemben, hogy az eloszlási görbe regressziójával megadható a HC hibája és megbízhatósági tartománya. A statisztikai értékelés előfeltétele a megfelelő számú és értéke lhető NOEC adat, pl. a legveszé- lyeztetettebb fajra legalább 10. Mivel ezek az adatok ma még a legtöbb peszticidnél nem állnak rendelkezésre, a módszer nem terjedt el a gyakorlatban. gyakoriság (faj) 5% (HC5) Log NOEC 2. ábra A HC5 meghatározás sémája a NOEC eloszlási görbéből A PNEC és HC számításokra egyaránt érvényes, hogy a kapott értékek, és ebből következően a kockázatbecslés megbízhatósága elsősorban a meghatározásnál felhasznált adatok mennyiségétől és minőségétől függ. Mivel mind az adatbankok, mind a laboratóriumi eredmények folyamatosan bővülnek, elengedhetetlen a PNEC- és HC-értékek rendszeres frissítése. Újabban egyre több a vizsgált szervezet enzim vagy sejtműködésére vonatkozó molekuláris biológiai eredmény lát napvilágot. A vizsgálati körülmények megválasztásával is igyekeznek minél jobban megközelíteni a természetes adottságokat. Ezért sok esetben a szabad-

10 ban, különböző mikroorganizmusokat is tartalmazó nagy térfogatú (több köbméteres) medencékben folynak a kísérletek. A növényvédő szerek élő szervezetre gyakorolt hatása a populáció összetétel-változásának vizsgálatával is követhető, de mivel a vizsgálati körülmények pontos definiálása nehéz, kockázatbecslésre nem alkalmas. Atrazin, metolachlor és diuron növényvédő szerek kockázabecslése Svájcban az atrazin gyomirtó kizárólag kukoricaültetvényeken alkalmazható június 30-ig. A maximálisan kiszórható mennyiség 1 kg/ha. A széles hatásspektrumú atrazinnal szemben nem alakult ki rezisztencia, így ma is az egyik leghatásosabb növényvédő szernek számít. Az atrazin a fotoszintézist gátolja. A nemzetközileg elfogadott vizsgálati módszer szerint halakra, Daphniára és algákra elegendő toxicitási adat áll rendelkezésre, amelyek alapján a Pseudokirchneriella subcapitata algafajra vonatkozó 96 órás legkisebb NOEC érték 500 ng/l (növekedés). Az algákra mint legérzékenyebb fajra vonatkozó NOEC adatbázis alapján számított biztonsági tényező 10, így az atrazin PNECértéke 50 ng/l. Egyes szerzők más fajjal végzett kísérletek alapján az erősen vitatott 10 ng/l értéket ajánlják. Az egyes országok a vízminőséggel kapcsolatban saját célokat fogalmaznak meg, és ennek megfelelő PNEC-értékeket alkalmaznak. Így Franciaországban az atrazin PNEC-értéke a valamennyi fajra nézve elhanyagolható kockázatot jelentő vízminőségi osztályban 200 ng/l, Ausztriában a környezeti minőségi szabvány -ban a víz irányelv 1 µg/l PNEC-értéket ír elő. A szembetűnő különbség a számításnál felhasznált toxicitási adatokra vezethető vissza. Svájc hivatalosan még nem dolgozott ki vízminőségi célokat. Az Aa Mönchaltorf-i atrazinkoncentráció időbeli alakulását az 50 ng/l PNEC-érték tükrében vizsgálva megállapították, hogy májustól júliusig három hónapon keresztül veszélyeztetettek az ott élő vízi élőlények, különösen az algák. A Rorbachban mért értékek is többszörösen meghaladták az 50 ng/l értéket a kiszórás szinte teljes időtartama alatt, ami a legérzékenyebb algafajok kihalásához vezethet. A rövid idejű, kiugróan nagy koncentrációk élettani hatásáról nincsenek toxikológiai adatok. A metolachlor a kukorica, szója és cukorrépa gyommentesítésénél széleskörűen alkalmazott gyomirtó szer. A hatóanyagot az atrazin után 20 évvel vezették be. A növényvédő szerek új generációjához tartozó vegyület kevésbé hajlamos kimosódásra. A technológiai váltás következ-

11 tében a korábban racem R/S metolachlor helyett ma már kizárólag a biológiailag aktív S-metolachlor-tartalmú peszticidet forgalmazzák. Mivel ez a hatóanyag kisebb koncentrációban ugyanolyan hatást fejt ki, ennek köszönhetően csökkent a vizek metolachlor-terhelése. A metolachlor növekedésgátló szer, a toxicitási vizsgálatban az algafajok közül a Pseudokirchneriella subcapitata volt a legérzékenyebb, a 120 órás (növekedés) NOEC-érték 700 ng/l, ebből 10-es biztonsági faktorral számolva 70 ng/l PNEC-érték adódik. Franciaország vízminőséggel kapcsolatos céljai között 100 ng/l PNEC, Németországban 200 ng/l PNEC-érték szerepel. A mérési eredmények azt mutatták, hogy a metolachlor koncentrációja Aa Mönchaltorfban májustól júliusig több héten át meghaladta a 70 ng/l értéket, vagyis a kipermetezési időszakban a legérzékenyebb algafajok krónikus károsodásának veszélye áll fenn. A metolachlor átlagos koncentrációja az atrazinénak egyötöde, és ez is rövidebb ideig haladja meg a PNEC-értékét, ami arra vezethető vissza, hogy a vizsgált időszakban az atrazin helyett gyakrabban alkalmaznak metolachlort, bár mindez magát a kockázatbecslést nem befolyásolja. Mivel Rorbachnál nem mérték a metolachlor koncentrációját, így kockázatbecslést sem végeztek. A diuron talajherbicid, amely a gyom gyökerén át szívódik fel. Használata gyümölcsösökben, szőlőültetvényeken és spárgatermesztésben engedélyezett. Alkalmazása vasúti pályák gyommentesítésénél 1992 óta, közterületen 1994 óta tilos. A fogyasztóvédelmi felmérés szerint 1999-ben az előbb említett kultúrákban elenyésző mennyiséget használtak fel az Aa Mönchaltorf vízgyűjtő területén. Éppen ezért meglepetéssel tapasztalták, hogy májustól augusztusig a diuronkoncentráció szinte folyamatosan 20 ng/l volt a vízhozamtól függetlenül. A jelenség egyetlen magyarázata az lehet, hogy a diuront diszperziós festékekben és tisztítószerekben algaölő szerként alkalmazzák, függetlenül az évszakoktól. A diuron mint szelektív fotoszintézis-gátló szer elsősorban algákra toxikus. Laboratóriumi körülmények között Scenedesmus subspicatus növekedésével végzett 72 órás vizsgálattal 56 ng/l EC10 értéket kaptak. Az előzőekhez hasonlóan itt is 10-es biztonsági faktorral számoltak, így 6 ng/l PNEC-értéket kaptak. Németország is ezt az értéket fogadta el, míg Franciaország és Ausztria vízminőségi célja 200 ng/l érték. A PNEC alapján az Aa Mönchaltorfban mért diuronkoncentrációk az érzékeny algafajokra nézve januártól augusztusig krónikus károsodással járó kockázatot jelentenek. Ezzel kapcsolatban az a fő probléma, hogy a

12 diuron kibocsátásért nem a mezőgazdaság, hanem az építőipar felelős. A diuronmeghatározással kapcsolatban feltétlenül meg kell említeni, hogy az Aa Mönchaltorf-i vizsgálatban a hatóanyag kimutathatósági határa 2 ng/l volt. A 6 ng/l-nél kisebb koncentráció csak igen költséges analitikai módszerrel határozható meg. Az atrazin, metolachlor és diuron főbb jellemzőit a 4. táblázat foglalja össze. 4. táblázat Az esettanulmányban vizsgált növényvédő szerek jellemzése Atrazin Metolachlor Diuron Hatásmechanizmus fotoszintézis-gátló növekedésgátló fotoszintézis-gátló Felhasználási cél gyomirtó gyomirtó gyomirtó Felhasználási terület mezőgazdaság anyagvédelem Kipermetezési idő, mezőgazdaság Felhasznált mennyiség Svájc (1999) Aa Mönchaltorf (1999) Rorbach (1999) kukorica kukorica, szója, cukorrépa gyümölcs, szőlő, spárga diszperziós festék, tisztítószer május, június május, június május, június 39 t/év 140 kg/év 11,4 kg/év 13 t/év * 24 kg/év ** 7,7 kg/év *** <10 t/év (mezőg.) <1 kg/év (mezőg.) Kimutathatósági határ 2 ng/l 2 ng/l 2 ng/l PNEC 50 ng/l 70 ng/l 6 ng/l * S-metolachlor + R/S-metolachlor ** 15 kg/év S-metolachlor + 9 kg/év R/S metolachlor *** csak S-metolachlor Következtetések és kilátások A kis- és közepes vízhozamú folyók (száraz időjárás esetén néhány m 3 /s) növényvédőszer-szennyezettségének kockázatbecslése évente néhány szúrópróbaszerű mintavétellel a koncentrációdinamika miatt nem végezhető. A mintaszám meghatározásánál feltétlenül figyelembe kell venni a folyóvíz koncentrációváltozásának sebességét, különösen a növényvédő szer kipermetezését követő első csapadék lehullásakor. Az expozíciómérés feltétele a felhasznált növényvédő szer mennyiségének,

13 a kiszórás idejének és helyének pontos ismerete. A felsorolt adatok birtokában jól modellezhető egy adott folyó peszticidterhelésének alakulása. A vizsgálat tárgyát képező növényvédő szer és folyóvíz kiválasztásánál reprezentatív felhasználási mintát kell megadni a mezőgazdasági, ill. egyéb alkalmazásokra.. A kipermetezés időszakában a mintavételnél célszerű a víztömeggel arányos peszticidkoncentrációt követni. Az országos felméréshez hasznos lenne a peszticiddel érintett folyók mellett, a növényvédő szer tulajdonságait is figyelembe venni, és modellszámításokat végezni. A PNEC-értékek kiszámításakor bebizonyosodott, hogy a laboratóriumi körülmények között végzett krónikus és akut toxicitás vizsgálatokban a tesztorganizmusok mellett döntő szerepe van a felhasznált adatok mennyiségének, minőségének és időszerűségének. Az atrazin PNEC számítása jól példázza a különböző adatbázisok felhasználásából adódó eltérést. Jelen felmérésben kapott 50 ng/l értékkel szemben közel azonos időben 200 ng/l érték látott napvilágot. Fontos még, hogy az értékelésnél az értékek ingadozása is szerepet játszik. A MEC és PNEC összehasonlításakor az idődimenziókra ügyelni kell. Például ha az algák laboratóriumi krónikus toxicitásvizsgálata 3 napig tartott, akkor a kapott MEC-érték nem használható abban az esetben, ha a koncentráció ezt az értéket több mint 3 napig folyamatosan meghaladja. Ugyanez a probléma jelentkezik, ha a rövid ideig tartó, igen nagy koncentrációértéket azzal a PNEC-cel hasonlítják össze, amelyet krónikus vizsgálattal állapítottak meg. Az ismertetett kockázatbecslés egyetlen hatóanyag esetében alkalmazható, aminek alapján bebizonyosodott, hogy a kisebb vízhozamú folyóknál az érzékeny vízi szervezetek károsodnak. Konkrét esetben csak helyszíni vizsgálatokkal dönthető el a kérdés, bár még itt sem adható mindig egyértelmű válasz. A MEC és PNEC összehasonlítása egyszerű, gyakorlati szempontból is megfelelő módszer, segítségével a tudomány jelenlegi állása szerint és még elviselhető költséggel kockázatbecslés végezhető a folyóvizeken. Az 1 éves vizsgálatsorozatból kiderült, hogy a növényvédő szer kimosódásában fontos szerepet játszik a talaj átnedvesedési hajlama, a hely topográfiája és a kiszórási hely folyótól mért távolsága. Az elmondottak figyelembevételével szakszerűbbé tehető a növényvédőszer-felhasználás, és ezáltal csökkenthető a svájci folyók vegyszerterhelése. Jelenleg a növényvédő szer keverékek kockázatelemzéséhez kevés gyakorlatban is alkalmazható modell áll rendelkezésre. Az esettanulmányok tudományos feldolgozása és értékelése folyamatban van. A tudo-

14 mányosan megalapozott alapelvek ezután lehetőséget nyújtanak a folyóvizek vízminőségére vonatkozó új határértékek megállapítására, és az 1998-as vízminőségre vonatkozó rendelet átdolgozására. Összeállította: Haidekker Borbála Chèvre, N.: Risikobeurteilung von Pestiziden in Schweizer Oberflächengewässern. = Gas, Wasser, Abwasser, 83. k. 12. sz p Gerecke, A.; Müller, S. R. stb.: Pestizide in Oberflächengewässern. = Gas, Wasser, Abwasser, 81. k. 2. sz p Scheringer, M.; Steinbach, D. stb.: Probabilistic approach in the effect assessment of toxic chemicals: what are the benefits and limitations?. = Environmental Science and Pollution Research, 8. k. 1. sz p. 1 8.