Felszíni vizek és üledékeik minőségének megítélésére alkalmas analitikai és ökotoxikológiai módszerek fejlesztése és alkalmazása

Átírás

1 Szent István Egyetem Környezettudományi Doktori Iskola Felszíni vizek és üledékeik minőségének megítélésére alkalmas analitikai és ökotoxikológiai módszerek fejlesztése és alkalmazása PhD értekezés Halász Gábor Endre Gödöllő 21

2 A doktori iskola megnevezése: Szent István Egyetem, Környezettudományi Doktori Iskola tudományága: környezettudomány vezetője: témavezető: Dr. Heltai György egyetemi tanár, tanszékvezető, az MTA doktora SZIE Mezőgazdaság- és Környezettudományi Kar Kémia és Biokémia Tanszék, Környezettudományi Intézet Dr. Heltai György egyetemi tanár, tanszékvezető, az MTA doktora SZIE Mezőgazdaság- és Környezettudományi Kar Kémia és Biokémia Tanszék, Környezettudományi Intézet Az iskolavezető jóváhagyása A témavezető jóváhagyása 2

3 TARTALOMJEGYZÉK Jelölések, rövidítések jegyzéke Bevezetés és célkitűzések Irodalmi áttekintés Vízi üledékek kialakulása Nehézfémek az üledékekben Üledékek nehézfémtartalmának meghatározása Fémek előfordulási formái üledékekben, talajokban és ülepedő porokban Egylépéses extrakciók Többlépéses (szekvens) eljárások Egyéb módszerek Extrakciós eljárások a nemzetközi és európai szabványokban Ökotoxikológiai vizsgálatok Az Európai Unió Víz Keretirányelve Anyag és módszer Környezetterhelési vizsgálatok folyó- és állóvizeken Monitoring a Rákos-patak vízrendszerén A Tisza (és a Szamos) szennyezettségének vizsgálata Minták Vízi üledékek Talajok Ülepedő por Extrakciók Pórusvíz nyerés Hidegvizes rázatás Szuperkritikus extraktorban végzett szekvens extrakció Elemanalízis Ökotoxikológiai vizsgálatok Pollentömlőnövekedési teszt Ecotoxicological Stable Isotope Metabolic Assay (ESIMA) Sejtvitalitási tesztek Epithelioma papillosum cyprini (EPC) sejtvonallal

4 4. Eredmények Szekvens extrakció CO 2 /H 2 O oldószerekkel Üledékminták elemzése A szuperkritikus extraktorban CO 2 /H 2 O eleggyel végzett extrakció kinetikai vizsgálata Módosított szekvens extrakció talaj-, üledék- és ülepedő por mintán Ökotoxikológiai tesztek eredményei PTG modellkísérletek egy-egy toxikus elemmel A 2. júniusában a Szamoson és a Tiszán vett üledékmintákkal végzett kísérletek A 21. márciusában a Szamoson és a Tiszán vett üledékmintákkal végzett kísérletek A 22. szeptemberében a Szamoson, a Tiszán és a VII. tavon vett üledékmintákkal végzett kísérletek Modellkísérletek EPC sejtvonallal A Rákos-patak kémiai állapota és a pontszerű szennyezőforrások hatása Kémiai állapot a tizenkét hónapos felmérés alapján A kémiai paraméterek időbeli változékonysága Pontszerű szennyezőforrások hatása a kémiai állapotra A gödöllői szennyvíztisztító terhelésének becslése korábbi üledékvizsgálatok alapján Új tudományos eredmények Következtetések és javaslatok Összefoglalás Summary...79 Mellékletek...81 M1. Irodalomjegyzék...82 M2. További mellékletek...91 Köszönetnyilvánítás...11 Függelék

5 JELÖLÉSEK, RÖVIDÍTÉSEK JEGYZÉKE AVS BaP BCR BME BTEX CAS No. CEN CFDA-AM CRM CYP1A DDT DTPA EC 5 EDTA EPA EPC ESIMA FAAS FAES FBS HPLC HWP IC 5 ICP-MS ICP-OES ISO IUPAC KOI LC 5 LOEC MSZ NOEC OECD PAH PHWE PTG REACH SEM SFE SPE SRM TEA UFZ VGT VITUKI VKI Acid Volatile Sulfide (szulfidtartalom, amelyből híg sósavval kén-hidrogén fejleszthető) benz[a]pirén Bureau Communautaire de Référence, Community Bureau of Reference (az Európai Unió egykori szabványügyi testülete, ma: Standards, Measurement and Technics Programme) Budapesti Műszaki és Gazdaságtudományi Egyetem benzol-toluol-etilbenzol-xilol frakció Chemical Abstracts Service Number European Committee for Standardization 5-karboxifluoreszcein-diacetát-acetoximetilészter Certified Reference Material (bizonylatolt összehasonlító minta) citokróm-p451a 1,1,1-triklór-2,2-bisz-(4-klór-fenil)-etán dietilén-triamin-pentaecetsav 5% Effect Concentration (a vizsgált hatás 5%-át kiváltó koncentráció) etiléndiamin-tetraecetsav Environmental Protection Agency (az Egyesült Államok környezetvédelmi hivatala) Epithelioma papillosum cyprini (pontyból izolált sejtvonal) Ecotoxicological Stable Isotope Metabolic Assay ( 15 N stabil izotópos anyagcsere teszt) lángatomizációs atomabszorpciós spektrometria lángemissziós atomabszorpciós spektrometria Fetal Bovine Serum (magzati borjúszérum) nagyhatékonyságú folyadékkromatográfia Hot Water Percolation (forróvizes perkoláció) 5% Inhibitory Concentration (a vizsgált hatást 5%-ban gátló koncentráció) induktív csatolású plazma tömegspektrometria induktív csatolású plazma optikai emissziós spektrometria International Standardisation Organisation International Union of Pure and Applied Chemistry kémiai oxigénigény a kísérleti egyedek 5%-ának pusztulását okozó koncentráció lowest observed effect concentration Magyar Szabvány no observed effect concentration Organisation for Economic Co-operation and Development kondenzált gyűrűs poliaromás szénhidrogén Pressurized Hot Water Extraction (nagynyomású forróvizes extrakció) Pollen Tube Growth Test (pollentömlő növekedési teszt) Registration, Evaluation and Authorisation of Chemicals Simultaneously Extracted Metals (az AVS meghatározásakor kioldott fémtartalom) szuperkritikus folyadékkal történő extrakció szilárdfázisú extrakció Standard Reference Material (szabványos összehasonlító minta) trietanolamin Umweltforschungszentrum Leipzig-Halle GmbH vízgyűjtő gazdálkodási terv Vízgazdálkodási és Környezetvédelmi Tudományos Kutatóintézet Az Európai Unió Víz Keretirányelve (2/6/EK irányelv) 5

6 6

7 1. BEVEZETÉS ÉS CÉLKITŰZÉSEK Az ember környezetformáló tevékenysége a társadalmi és technikai fejlődéssel szoros kapcsolatban egyre nagyobb méreteket ölt. Már az ókori társadalmakban is fejlett módszerekkel aknázták ki a természeti erőforrásokat, ami helyenként hosszú távon káros hatással volt a környezetre, például a Mezopotámiában folytatott öntözéses gazdálkodás hatására a folyóvölgyek talaja elszikesedett (Lőkös 1998). Az ipari forradalom következtében addig soha nem látott mértékben növekedett az ipari termelés, egyre nagyobb volt az igény nyersanyagok, energiaforrások iránt. A hatékony szállítás szükséglete a közlekedés fejlődését eredményezte: a gőzhajózás, a vasút megjelenése és elterjedése hirtelen közel hozta egymáshoz az egykor nagyon távoli településeket, egyúttal kényelmesebbé, biztonságosabbá tette az utazást. A környezetszennyezés hatásait ekkor még kevéssé ismerték fel. A tudomány fejlődésével, a modern társadalom egyre növekvő igényeivel, a népesség növekedésével a 2. században együtt járt az ipari termelés, a kereskedelem és a közlekedés olyan mértékű bővülése, amelynek környezeti hatásai már nem maradhattak rejtve. Az energiatermelés és a közlekedés a fosszilis energiahordozók elégetésével nemcsak azok készleteit csökkenti jelentős mértékben, hanem hozzájárul a légköri szén-dioxid koncentráció növekedéséhez, ezen keresztül a globális klímaváltozáshoz. Számos olyan mesterséges anyagot állítottak elő és termeltek ipari mennyiségben, amelyek nagyon hasznosnak és eleinte veszélytelennek tűntek, utóbb azonban fény derült hosszú távú káros hatásaikra (pl. DDT, poliklórozott bifenilek, halonok, freonok). Ezek a felfedezések jórészt a tudomány, a vizsgálati módszerek fejlődésével esetleg évtizedek múltán látnak napvilágot, így várható, hogy a közelmúltban felismert kockázatok (pl. nukleáris energiatermelés, genetikailag módosított növények termesztésének hatásai) mellett újabb anyagok vagy tevékenységek veszélyeit deríthetik fel. A lakosság figyelme többnyire csak haváriaszerű eseményekkel (pl. csernobili reaktorbaleset, tartályhajók okozta olajszennyezés, bhopali légszennyezés, halpusztulás a Rajnán vagy a Tiszán) kapcsolatban irányul a környezetszennyezés felé. A városok méretének növekedése, az életszínvonal emelkedése a hulladékok mennyiségének növekedésével járt együtt, a fokozódó vízhasználat veszélybe sodorja a felszíni és felszín alatti vizek biztonságát. A fejlődés és a környezetszennyezés problémái évtizedek óta foglalkoztatják a felelős kutatókat és döntéshozókat. A fenntartható fejlődés koncepciójának (Közös Jövőnk 1988) a valóságba való átültetéséig többek között rövidtávú gazdasági és politikai érdekek miatt még hosszú út vezet, ezért minden környezettudatos ember feladata, hogy lehetőségei szerint hozzájáruljon a környezetszennyezés mérsékléséhez, az erőforrások ésszerű és takarékos felhasználásához. Az emberi tevékenységgel összefüggő bizonyos környezeti problémák a 2. század második felében egyre fokozódó követelményeket támasztott a kémiai elemzés számára, és a század utolsó 7

8 harmadában a környezetanalitika új tudományággá fejlődött (Papp et Kümmel 1992). Munkahelyemen, a Szent István Egyetem Kémia és Biokémia Tanszékén is évtizedek óta folynak környezetanalitikai alap- és alkalmazott kutatások, módszerfejlesztések. Intenzív kutatás tárgya többek között a talaj-növény-levegő rendszer nitrogénforgalma, 15 N stabil izotópos technikák fejlesztése, talajok, üledékek toxikus elemtartalmának hozzáférhetősége, atomspektroszkópiai, elválasztástechnikai, mintaelőkészítési és extrakciós módszerek fejlesztése. Munkám során elsősorban olyan témák kidolgozásában vettem részt, amelyek folyó- és állóvizek környezeti állapotának felmérésével és az ehhez szükséges módszerek fejlesztésével foglakoztak: a Rákos-patak és a hozzá kapcsolódó tórendszer környezeti állapotának az 199-es évek közepe óta folyó kutatásában, az EU Víz Keretirányelv követelményeinek megfelelő monitorozó rendszer kialakításának módszertani kutatásában (részben az előbbi témára épülve), a Tisza (és a Szamos) állapotának német-magyar együttműködés keretében folytatott vizsgálatában, vízi üledékek, talajok és ülepedő porok könnyen mobilizálható elemtartalmának meghatározására alkalmas szekvens extrakció fejlesztésében (az előbbi témákkal szoros kapcsolatban). Doktori munkám során a fenti kutatási területekhez kapcsolódva elsősorban új módszerek fejlesztését és alkalmazását tűztem ki célul: 1. Vízi üledékek, talajok és porok szennyezettségének, mobilizálható elemtartalmának releváns becslésére kémiai kockázatbecslésre alkalmas extrakciós módszer továbbfejlesztése, ami ökotoxikológiai tesztekhez is egyszerűen kapcsolható, ennek keretében a tanszéken kidolgozott új típusú, szuperkritikus CO 2, szubkritikus H 2 O és keverékük oldószerként való alkalmazásán alapuló háromlépéses extrakció további fejlesztése, kinetikai vizsgálata, optimálása különböző kalcium-karbonát tartalmú mintákkal. 2. Vízi üledékek ökotoxikológiai potenciáljának értékelésére alkalmas egyszerű biotesztek illesztése környezeti mintákhoz, főként vízi üledékekből különböző módszerekkel előállított vizes kivonatokhoz, a különböző biotesztek (pollentömlőnövekedési teszt, 15 N izotóp beépülésének mérése, sejtkultúrás kísérletek) alkalmazhatóságának összehasonlítása. 3. Az előbbi módszerek alkalmazása a Rákos-patak ill. a Tisza állapotának értékelésében az EU Víz Keretirányelv követelményeinek megfelelő monitorozáshoz kapcsolódva. 8

9 2. IRODALMI ÁTTEKINTÉS 2.1 Vízi üledékek kialakulása Üledéknek nevezzük a folyók, patakok, tavak, víztározók, öblök, torkolatok és tengerek alját borító, viszonylag finom eloszlású szilárd anyagot, ami többnyire finom, közepes és durva szemcseméretű ásványi alkotórészekből (pl. agyag, homok) és szerves anyagokból áll. Az üledék a víztestekből származó sokféle biológiai, kémiai és szennyezés eredetű törmelék befogadója, egyúttal élőhelye számos, a tápláléklánc alsó szintjeihez tartozó fajnak (mikroorganizmusok, férgek, puhatestűek, rákok, rovarok stb.), ezért különösen fontos probléma az üledékben található anyagok biológiai hozzáférhetősége, belépése a vízi életközösségek táplálékláncába. Az üledék a benne ill. rajta élő szervezeteken kívül a vízben élő szervezetekre, valamint természetes és mesterséges úton a szárazföldi élőlényekre, így az emberre is hatással van (Manahan 1999). Az üledékek keletkezése, felhalmozódása geológiai időskálán tekintve természetes folyamat, ami tavak esetében fokozatos feltöltődésben, elmocsarasodásban, végül kiszáradásban nyilvánul meg. Az emberi tevékenység (pl. erdőirtás, építkezés) hatására fokozódó erózió ugyanakkor felgyorsítja ezt a folyamatot. Az erózióra döntő hatással vannak a csapadékviszonyok és a talaj összetétele, szervesanyag-tartalma (Ryding et Thornton 1999). A talajveszteség miatti üledékképződés mértékére mutat be példákat a Föld különböző területein az 1. táblázat. 1. táblázat. Becsült éves talajveszteség különböző területhasználatok esetén (Ryding et Thornton 1999) Területhasználat Terület Éghajlati zóna Üledék hozam t km -2 év -1 Természetes erdők Nigéria Nedves trópusi + Elefántcsontpart Nedves trópusi 2 45 Egyesült Államok Mérsékelt Szántóföldi növénytermesztés Egyesült Államok Mérsékelt 92 Nyugat-Afrika Nedves trópusi 3 9 Egyesült Államok Mérsékelt 1853 Külszíni fejtés Egyesült Államok Mérsékelt Városok építése Zimbabwe Félsivatagi trópusi 1 25 Egyesült Államok Mérsékelt Az üledékek keletkezéséhez a természetes vizekben lejátszódó, csapadékképződéssel járó egyszerű kémiai reakciók is hozzájárulnak: Amikor viszonylag nagy kalciumion-tartalmú víz nagy foszfáttartalmú vízzel keveredik, hidroxilapatit válik ki: + ( PO ) OH Ca + H 2O + 3 HPO4 Ca 5 4 H 3 9

10 Kalcium-karbonát csapódik ki, amikor nagy változó keménységű víz szén-dioxid tartalma csökken a levegőbe történő diffúzió vagy a fotoszintetikus tevékenység következtében: Ca Ca HCO + 2 HCO 3 3 CaCO + hν 3 + CO { CH 2O} + CaCO3 + O2 2 + H Egyes ionok oxidációja rosszul oldódó vegyületek kialakulásához vezet: 2+ 4 Fe 1 H 2O + O2 4 Fe 3 2 O + ( OH) H Ez a folyamat végbemehet spontán ill. kemoautotróf baktériumok (pl. Thiobacillus ferrooxidans, Gallionella ferruginea, Leptothrix sp.) tevékenysége által is (Szabó 1989). A ph csökkenése a bázikus közegben oldott állapotban lévő humuszanyagok kicsapódását okozza. Anaerob viszonyok között a szulfátredukáló baktériumok (pl. Desulfovibrio sp., Desulfotomaculum sp.) a szulfátionokat kén-hidrogénné redukálják, míg mások (pl. Thiobacillus thiooxidans) a vas(iii) ionokat redukálják vas(ii) ionokká, utóbbiak a kénhidrogénnel reagálva fekete vas(ii)-szulfid csapadékot képeznek (Szabó 1989): Fe 2+ Fe SO ( OH) + H 2-4 H S Fe 2+ S FeS + 2 H 2 Az üledékképződést befolyásoló főbb heterogén reakciókat a 1. ábra foglalja össze. Az üledékek szerkezetét, összetételét a fenti egyszerű folyamatokon túl számos tényező befolyásolja (pl. éghajlati tényezők, áramlási viszonyok, élőlények tevékenysége, emberi hatások). Az üledékek jelentősége környezetvédelmi szempontból kiemelkedő. A klasszikus értelemben vett diffúz szennyezőforrások (szárazföldekről való lefolyás, kiülepedés a légkörből stb.) a vízi ökoszisztémákat kívülről terhelik, a szennyezett üledékek viszont belső nem-pontszerű forrásként viselkedhetnek (Baudo et Muntau 199). Az üledékek a szennyezőanyagok végső süllyesztői, de mielőtt azok a mélyebb rétegekbe kerülnek, befolyásolhatják a felszíni vizek összetételét (Salomons et al. 1987). Az üledékek mint szennyezőforrások szerepe folyó- ill. állóvizekben különböző. Folyóvizek esetében a külső szennyezés megszűnése után az üledék öntisztulása gyorsan bekövetkezhet (Marvin et al. 24). Tavakban a szennyezőanyagok tartózkodási ideje jóval hosszabb, átalakulásukat és elmozdulásukat kémiai és biológiai folyamatok szabályozzák (Baudo et Muntau 199)

11 O 2 (levegőztetés) szénhidrogén hulladékok O 2 keletkezése fotoszintézis útján - 2 HCO 3 + Ca 2+ + hν {CH 2 O} + CaCO 3 + O 2 2- HPO 4 + agyagszemcsék szilárd fázishoz kötött foszfát kolloid részecskék aggregációja reduktív közeg Fe (III) Fe SO 4 H 2 S Fe 2+ + H 2 S FeS + 2 H + CaCO 3 kicsapódás szuszpendált anyag az áramlásból + foszfát és NH 4 tápanyagok oldódása az üledékből CO 2 CH 4 1. ábra. A víz és más fázisok közötti határfelületeken lejátszódó főbb folyamatok (Manahan 1999) A szennyezőanyagok koncentrációja az üledékben akár nagyságrendekkel is nagyobb lehet, mint a felette lévő vízben, ilyenkor az üledék tartósan szennyezheti a vizet. Ezt a jelenséget leírták a Wabigoon English River rendszer higanyszennyezettsége (Parks et Hamilton 1987), az Elba nehézfémekkel és klórozott szénhidrogénekkel való szennyezettsége (Tent 1987) és a Nagytavakat érő környezetterhelés (Gewurtz 27) kapcsán. 2.2 Nehézfémek az üledékekben A nehézfém kifejezést a környezettudományban általában nem kizárólag a szó eredeti jelentésének (olyan fém, amelynek sűrűsége 5 g cm -3 -nál nagyobb) megfelelően használják, hanem gyakran a toxikus elemek szinonimájaként, így olyan elemeket is a nehézfémekkel együtt kezelnek, amelyek kémiai szempontból nem sorolhatók ide (pl. Al, As, Se). Az elmúlt évtizedekben a nehézfémek több szempontból is a figyelem középpontjába kerültek (Csathó 1994): kiterjedten alkalmazzák őket ipari folyamatokban, egyesek (pl. Cu, Zn, Mo, Co ) nyomnyi mennyiségben nélkülözhetetlenek az élő szervezetek számára (de nagyobb koncentrációban toxikusak mind a vízi élőlények, mind az ember számára), ugyanakkor számos képviselőjük kis koncentrációban is toxikus (pl. Cd, Hg, Pb, Sn). A nehézfémek természetes viszonyok között talajokból és kőzetekből juthatnak a vizekbe. A kőzetekben nagyobb koncentrációkban előforduló elemek átlagos mennyiségére mutat be példákat a 11

12 2. táblázat (Singh et Steinnes 1994), a geo- és hidroszférában jellemző természetes háttérkoncentráció-tartományokat a. táblázat mutatja be (Bowen 1979). 2. táblázat. Néhány nehézfém átlagos koncentrációja kőzetekben (Singh et Steinnes 1994) Vulkáni kőzetek Üledékes kőzetek Elem Bazalt Gránit Mészkő Homokkő Norvég agyagpala mg kg As 1,5 1,5 1, 1, - Cd,13,9,3,5 5,7 Cr Cu , Hg,1,8,16,29 - Ni 15, Pb , Zn táblázat. Fémek átlagos koncentrációi a geo- és hidroszférában (szennyezés nélkül) (Bowen 1979) 12 Átlagos koncentráció földkéregben talajban édesvizekben tengervizekben Elem mg kg -1 mg kg -1 µg dm -3 µg dm -3 Ag,7,1 8,1 3,5,3 2,7 As 1,5,1 4,2 23,5 3,7 Cd,11,1 2,1 3 <,1 9,4 Cr(III) ,1 6,2 5 Cr(VI) Cu ,2 3,5 12 Fe 4, ,3 7 Hg,5,1,5,1 2,8,1,22 Mn ,2 13,3 21 Mo 1,5,1 4, Ni ,2 27,13 43 Pb ,6 12,3 13 Sb,2,2 1,1 5,18 5,6 Se,5,1 2,2 1,52,2 Zn ,2 1,2 48 Az emberi tevékenység városok fejlődése, ipar, közlekedés (Pb), bányászat, peszticidek (Cu, Hg, Sn), foszforműtrágyák (Cd), szennyvíztisztításkor flokkuláltató szerek használata (Fe, Al) a fémek természetes biogeokémiai körforgásban részt vevő mennyiségének sokszorosát termeli ki és juttatja a környezetbe. A talajok és vizek fémszennyezésének legfőbb mesterséges forrásait a 2. ábra szemlélteti (Singh et Steinnes 1994). A vízi környezet fémekkel való nagymértékű szennyezése az ipari forradalommal kezdődött (De Groot 1995), ennek hatásai hosszú ideig kimutathatók. Hollandiában a Rajna áradásakor a mezőgazdasági területekre került iszapot évtizedeken át használták a talajok termékenységének javítására, az 196-as években azonban a talaj magas nehézfémtartalma miatt már terméscsökkenést figyeltek meg, ennek nyomán kezdték vizsgálni az üledékek összetételét (3. ábra). A szervetlen és szerves szennyezőkkel egyaránt terhelt

13 üledék tartósan fennálló veszélyt jelent mind a vízi, mind a szárazföldi környezetre (Salomons et al. 1982, Japenga et Salomons 1993). Műtrágyázás Talajjavítás Öntözés Hulladékok Szennyvíziszap Növényvédőszerek és egyéb vegyi anyagok Ipar Bányászat Közlekedés Légköri kiülepedés Talaj Talaj erózió Felszíni vizek Felszín alatti vizek 2. ábra. A talajok és vizek mesterséges fémszennyezésének főbb forrásai (Singh et Steinnes 1994) 3. ábra. Elemkoncentrációk változása a Rajna üledékeiben között (Salomons et al. 1982) Az utóbbi évtizedekben hazánkban is többször derült fény bányászati tevékenységgel kapcsolatos nehézfémszennyezésekre. A Gyöngyösoroszin 1986-ig üzemelő ércbányában kitermelt érc feldolgozása a Toka-patak üledékét és az ártéri területek talaját olyan mértékben szennyezte, hogy a mind a talajban, mind az ott termelt növényekben határértékeket meghaladó ólom- és cinkkoncentrációkat találtak, ezért a patak 6 m-es parti sávjában a növénytermesztést nem javasolták (Záray 1991). Turcsányi (2) a meddőhányón gyűjtött növényi részekben a gödöllői kontrollmintákhoz képest egy-két nagyságrenddel nagyobb réz-, ólom-, cink- és kadmiumkoncentrációkat talált. A 2-ben bekövetkezett, a Tiszát és a Szamost érő romániai eredetű cianid- és nehézfémszennyezés súlyosan károsította a folyók élővilágát (László 2, TERRA 21). Az okozott közvetlen gazdasági kár mértékét mintegy ötmilliárd, az élővilágot ért kár és a helyreállítás költségét 25 milliárd forintra becsülték (Prommer et Skwarek 21). Fleit et Lakatos (23) a cianidszennyezés levonulása után a Szamoson és a Tiszán vett üledékmintákban több esetben a szennyezett talajokra vonatkozó beavatkozási határértéket meghaladó koncentrációban talált kadmiumot, cinket, rezet és arzént. Az elemfeldúsulások csukák izomszövetében is kimutathatók voltak, bár ezek a koncentrációk nem közelítették meg az élelmezésegészségügyi határértéket. Osán et al. (27) a Felső-Tisza, a Szamos és a Túr magyarországi szakaszán gyűjtött üledékminták röntgenfluoreszcens elemzése alapján kimutatta, hogy a tiszai üledékek felső rétegében a szennyezés után egy évvel a nehézfémkoncentrációk a háttérnek megfelelő értékre csökkentek, míg a Szamos és a Túr üledékeinek nehézfémkoncentrációja vélhetően a folyamatos terhelés következtében nem változott. Adriano et al. (26) vizsgálatai szerint az árvízi időszakokban víz alá került talajok összes és felvehető 13

14 kadmiumtartalma, valamint felvehető cinktartalma még 23-ban is meghaladta a beavatkozási határértékeket (C1, l. 5. táblázat). Az emberi tevékenység következtében a ritka előfordulású elemek is viszonylag jelentős mértékben jutnak a környezetbe pontszerű és diffúz forrásokból egyaránt. A fémek a vizekben elsősorban szuszpendált szilárd részecskék útján szállítódnak. Martin és Meybeck becsülte az elemek oldott ill. szuszpendált formában történő szállításának hányadát folyók esetében (4. táblázat, Baudo et Muntau 199). A számítások alapján a teljes terhelés jelentős része az üledékekhez köthető. 4. táblázat. Az egyes elemek oldott formában történő szállításának aránya az összes szállított mennyiség százalékában Martin és Meybeck szerint (Baudo et Muntau 199) % Elemek 9 5 Br, I, S, Cl, Ca, Na, Sr 5 1 Li, N, Sb, As, Mg, B, Mo, F, Cu, Zn, Ba, K 1 1 P, Ni, Si, Rb, U, Co, Mn, Cr, Th, Pb, V, Cs 1,1 Ga, Tm, Lu, Gd, Ti, Er, Nd, Ho, La, Sm, Tb, Yb, Fe, Eu, Ce, Pr, Al A felszíni üledékek nem passzív raktárai a vízoszlopból kiülepedő részecskéknek, hanem biogeokémiai reaktorként működnek, ahol a fémes elemek sokféle folyamatban vehetnek részt (mikrobiális folyamatok, redoxi átalakulások, adszorpció és deszorpció, kicsapódás és oldódás). Ezek a folyamatok határozzák meg a fémek előfordulási formáit, hosszú távú raktározódásukat az üledékben vagy visszatérésüket a vízi környezetbe (Van Cappellen et Wang 1995). A nehézfémszennyezettség környezeti kockázatának értékelésére szennyezettségi kategóriákat állapítanak meg. Magyarországon a 1/2. KöM-EüM-FVM-KHVM rendeletben szabályozták a talajokra vonatkozó határértékeket (5. táblázat). A 6. táblázat az Egyesült Államok környezetvédelmi hatóságának (EPA: Environmental Protection Agency) üledékekre vonatkozó ajánlásait tartalmazza (Baudo et Muntau 199). A nehézfémek elsődleges negatív hatásai alapvetően a táplálékhálózatok alsó és felső szintjein jelentkeznek. A nagy oxigéntartalmú vizekben a nehézfémek vegyületei többnyire rosszul oldódnak, kicsapódva leülepednek az iszappal. A többszörös pozitív töltésű fémionok negatív töltésű részecskékhez (pl. agyagszemcsék) kötődnek és leülepednek. A nehézfémek felhalmozódnak az üledék felszíni rétegében, ahol hatással vannak az ott gyökerező növényekre és a bentikus faunára. Mint nem lebomló szennyezőanyagok, a táplálékláncban feldúsulnak (biomagnifikáció), fokozottan veszélyeztetve a harmadlagos fogyasztókat, például a halakat fogyasztó madarakat és az embert (Ryding et Thornton 1999). 14

15 5. táblázat. Fémek és félfémek talajszennyezettségi határértékei, összes tartalom mg kg -1 szárazanyag (1/2. KöM- EüM-FVM-KHVM rendelet) *k kimutathatósági határ értéke A háttér koncentráció B szennyezettségi határérték C i intézkedési szennyezettségi határérték C 1 Fokozottan érzékenynek minősített területen C 2 Érzékenynek minősített területen C 3 Kevésbé érzékeny egyéb területen (A C i értékekre vonatkozó pontot a 219/24. (VII. 21.) Korm. rendelet 45. -ának (1) bekezdése hatályon kívül helyezte, e módosító rendelet 45. -ának (2) bekezdése alapján az e rendeletben szabályozott (C i ) intézkedési szennyezettségi határértékeket legkésőbb 25. XII. 22-ig felül kell vizsgálni, figyelembe véve a tárgykörben az Európai Közösség által elfogadott értékeket.) K i - (K1, K2): a kockázatos anyag minősítése az Európai Gazdasági Közösség által kiadott "Tanács 8/86 (1979. XII. 17.)" számú irányelv függelékének figyelembevételével CAS szám Elem A B C 1 C 2 C 3 K i Króm összes K2 Króm VI. *k 1 2,5 5 1 K Kobalt K Nikkel K Réz K Cink K Arzén K Szelén, K Molibdén K Kadmium, K Ón K Bárium K Higany,15, K Ólom K Ezüst, K2 6. táblázat. EPA (Environmental Protection Agency) ajánlás üledékek toxicitásának osztályozására koncentrációk (mg kg -1 ) alapján (Baudo et Muntau 199) Elem Nem Közepesen Erősen szennyezett szennyezett szennyezett Hg (összes) < 1, > 1, Pb < > 2 Zn < > 2 Fe < > 25 Cr < > 75 Cu < > 5 As < > 8 Cd > 6 Ni < > 5 Mn < > 5 Ba < > Üledékek nehézfémtartalmának meghatározása Fémek előfordulási formái üledékekben, talajokban és ülepedő porokban A szennyezőanyagok által jelentett veszélyek vizsgálatakor fontos annak felderítése, hogy az adott anyag hogyan viselkedik a környezetben, mennyire mozgékony (pl. kimosódás, szennyezés tovaterjedése), milyen mértékben vehetik fel az élőlények (Gunn et al. 1988, Tack et Verloo 1995). 15

16 A különböző elemeket toxicitásuk és hozzáférhetőségük viszonya szerint Winner et al. (198) csoportosította (7. táblázat). 7. táblázat. Az elemek csoportosítása toxicitásuk és hozzáférhetőségük szerint (Winner et al. 198) Nem toxikus Igen toxikus és viszonylag Toxikus, de gyakorlatilag könnyen hozzáférhető oldhatatlan vagy nagyon ritka Na K Mg Ca H O N Be Co Ni Cu Zn Sn Ti Hf Zr W Nb Ta Re C P Fe S Cl Br As Se Te Pd Ag Cd Ga La Os Rh Ir Ru Ba F Li Rb Sr Al Si Au Hg Tl Pb Sb Bi A környezetben szilárd fázisokban megtalálható elemek mozgékonysága és biológiai felvehetősége nagymértékben függ attól, hogy milyen formában fordulnak elő az adott rendszerben. Ennek jelentőségét már korán felismerték a talajok termékenységének vizsgálatában (a növények által felvehető elemek mennyiségének meghatározásában), a környezetanalitikai vizsgálatok területén azonban hosszú ideig elsősorban az adott mintából meghatározható összes elemtartalmat használták a szennyezettség vagy kockázatosság jellemzésére (Heltai et al. 2). Az 199-es évektől egyre nagyobb hangsúlyt kaptak azok a kutatások, amik egy rendszerben a kérdéses elemek megjelenési formáinak minőségi és mennyiségi meghatározásával foglalkoztak. Az átlátható és egyértelmű megfogalmazások iránti igényre válaszolva a IUPAC (International Union of Pure and Applied Chemistry) a következő fogalmak használatát vezette be az elemek különböző formáinak vizsgálatával, tárgyalásával kapcsolatban (Templeton et al. 2). Speciesz: egy elem adott fiziko-kémiai formája (izotóp összetétel, elektronkonfiguráció vagy oxidációs állapot és/vagy komplex- ill. molekulaszerkezet szerint) Speciációs analízis: egy vagy több egyedi kémiai speciesz minőségi és/vagy mennyiségi meghatározására irányuló analitikai kémiai tevékenység. Speciáció: egy elem eloszlása az adott rendszerben előforduló valamennyi kémiai speciesze között. Frakcionálás: különböző kötésformákkal jellemezhető specieszek elválasztása (elsősorban többékevésbé szelektív oldószerek alkalmazásával, ezt nevezték korábban műveleti speciációnak ). Elvileg a legtöbb információt egy adott rendszer állapotáról a teljes speciáció, valamennyi speciesz minőségi és mennyiségi meghatározása szolgáltatja, ez azonban a gyakorlatban nem kivitelezhető és nem is szükséges. A talajokban, üledékekben található fémspecieszek meghatározására kémiai elemzésen alapuló módszereket alkalmaznak. Az ülepedő porok a légkörbe kerülő szilárd szennyezőanyagok rövid idő alatt kiülepedő frakciói a talajfelszínre ill. a vizekbe kerülve hozzájárulnak a talajok és vízi üledékek szennyezéséhez, ezért elemzésük során indokolt az utóbbiak vizsgálati módszereinek alkalmazása (Remeteiová 27). 16

17 A természetes rendszerekben előforduló reakciók sokrétűsége, nem feltárt kinetikája miatt a fémek megoszlásának vizsgálata általában szigorúan meghatározott analitikai eljárások használatára, műveletileg definiált frakciók meghatározására korlátozódik (Tack et Verloo 1995). A speciációs analitikai feladatok megoldása többnyire két fő műveletből áll: a kérdéses specieszek elválasztása a mátrixtól és koncentrációjuk meghatározása megfelelő elemzési módszerrel az elkülönített frakciókban. Az alkalmazott elválasztási módszerek és az ezekhez kapcsolódó analitikai technikák rövid összefoglalását a 8. táblázat mutatja be (Pickering 22). 8. táblázat. Speciációs elemzésre használt elválasztási és analitikai módszerek összefüggése (Pickering 22) Elválasztás módja Folyadékkromatográfia (oszlopkromatográfia, HPLC, gélpermeációs kromatográfia) Gázkromatográfia Ionkromatográfia Ioncserélő oszlop Oldószeres extrakció Elektrolitikus leválasztás Analitikai technika Plazmaemissziós spektrometria, atomabszorpciós spektrometria, fluorimetria, elektrokémiai érzékelés, neutronaktivációs analízis Specifikus detektorok (pl. lángfotometriás, elektronbefogásos, atomabszorpciós) Konduktometria, refraktometria, közvetett ultraibolya fotometria, elektrokémiai érzékelés Inverz polarográfia, spektrofotometria, mikrotitrálás Atomabszorpciós spektrometria, ICP, inverz polarográfia, potenciometriás stripping analízis, spektrofotometria Polarográfia, inverz polarográfia A vízi környezetbe hidratált ionok, komplexek, kolloid részecskék és szuszpendált szilárd részecskék formájában belépő fémspecieszek viselkedését, átalakulását a közeg fizikai és kémiai tulajdonságai (pl. áramlási viszonyok, hőmérséklet, ph, redoxipotenciál) és a biológiai aktivitás szabályozza (4. ábra). Oldott és kolloid részecskék áramlása Komplexképződés és szállítás Szilárd részecskék áramlása Kicsapódás Oldódás Adszorpció Deszorpció Biológiai felvétel/leadás Kiülepedés Újraszuszpendálódás PÓRUSKÖZI VÍZ (PÓRUSVÍZ) Kicsapódás Oldódás Adszorpció Deszorpció Biológiai felvétel/leadás ÜLEDÉK 4. ábra. A fémek speciációját befolyásoló geokémiai és biológiai kölcsönhatások (Morrison 1989) 17

18 A vízi üledékekben előforduló fémspecieszek csoportjait általában hét fő frakcióra osztják (5. ábra, Gunn et al. 1988), ezek eltérő mobilitási hajlamuk szerint a következők: vízoldékony (a pórustereket kitöltő oldatban található), kicserélhető (gyenge elektrosztatikus vonzással adszorbeált), savval oldható (főként karbonátokhoz kötött), vas- és mangán-oxidokhoz, -oxihidroxidokhoz kötött (redukálószerrel felszabadítható), szerves anyaghoz kötött, szulfidokhoz kötött (utóbbi két frakció gyakran egy lépésben erős oxidálószerrel kerül meghatározásra), valamint a szilikátásványok kristályrácsában kötött, csak erélyes roncsolással felszabadítható maradék elemtartalom. Oldott (pórusvízben) ÖSSZES FÉMTARTALOM Gyengén adszorbeált Karbonátokhoz kötött Redukálható vas- és mangán-oxidokhoz kötött Szerves anyaghoz kötött Szulfidokhoz kötött Ásványok kristályszerkezetében kötött hidratált ionok szervetlen komplexek szerves komplexek 5. ábra. Fémek előfordulási formái vízi üledékekben (Gunn et al. 1988) A kicserélhető frakció felszabadulása elsősorban akkor következhet be, ha változik a vízfázis fő kationkomponenseinek koncentrációja (pl. torkolatok esetében). A karbonátokhoz kötött elemtartalom oldódását a közeg ph-jának csökkenése váltja ki. A vas- és mangán-oxidokhoz kötött fémtartalom anaerob viszonyok között felszabadulhat, többnyire azonban szulfidionok jelenlétében rosszul oldódó csapadék formájában kiválik (Salomons 1995). A szulfidokhoz kötött elemtartalom oxidatív közegben (pl. levegőztetéskor) szabadul fel, a szulfidionok oxidációja savasodással jár együtt, ami jelentősen növelheti a kioldható fémek mennyiségét (Tack et al. 1996, Caille et al. 22). A nagy szulfidtartalmú üledékek nehézfémtartalmának mobilitását a hideg sósavval felszabadítható kén-hidrogén (AVS acid volatile sulfide) és az ugyanekkor kioldott fémionok (Cd, Cu, Pb, Ni és Zn: SEM simultaneously extracted metals) mennyiségének viszonyával becsülik: amennyiben a SEM/AVS hányados meghaladja az egyet, a nehézfémek mobilizálódásának kockázata jelentős (Guo et al. 1997, Yu et al. 21). A főbb frakciók meghatározására leggyakrabban a megfelelően előkészített szilárd minta adott tömegű részletét rögzített körülmények (hőmérséklet, rázatás módja, edény anyaga és mérete) között megfelelő térfogatú és összetételű reagens oldattal extrahálják. A gyakrabban használt reagensekre sorol fel példákat a 9. táblázat (Gleyzes et al. 22, Sahuquillo et al. 23). 18

19 9. táblázat. Fémek frakcióinak talajokból és üledékekből történő extrakciójára használt reagensek (Gleyzes et al. 22, Sahuquillo et al. 23) Frakció Kivonószer Megjegyzés Vízoldható H 2 O Kis pufferkapacitás,1,1 mol dm -3 CaCl 2 1 mol dm -3 CH 3 COONH 4 (ph 7) Kicserélhető Savval oldható (Komplexképzéssel oldható) Redukálható Szerves anyaghoz vagy szulfidokhoz kötött Maradék,1 mol dm -3 NH 4 NO 3,1 mol dm -3 Ca(NO 3 ) 2,1 mol dm -3 NaNO 3,3 mol dm -3 AlCl 3,1 mol dm -3 BaCl 2 1 mol dm -3 MgCl 2,1 mol dm -3 Mg(NO 3 ) 2 (ph 7),43 mol dm -3 CH 3 COOH,11 mol dm -3 CH 3 COOH,1 1 mol dm -3 HCl 1 mol dm -3 CH 3 COONa (ph 5, CH 3 COOH),1,5 mol dm -3 EDTA,5 mol dm -3 DTPA CH 3 COONH 4 CH 3 COOH/EDTA,1,5 mol dm -3 NH 2 OH.HCl (HNO 3, ph 1,5) (NH 4 ) 2 C 2 O 4 /H 2 C 2 O 4 Na 2 S 2 O 4 /nátrium-citrát/citromsav 8,8 mol dm -3 H 2 O mol dm -3 CH 3 COONH 4 (ph 2, HNO 3 ),7 mol dm -3 NaClO (ph 9,5) K 4 P 2 O 7 vagy Na 2 P 2 O 7 HF + HClO 4 HF + HNO 3 + HCl HNO 3 + HCl (királyvíz) H 2 SO 4 + HClO 4 + HNO 3 + HF HNO 3 + H 2 O 2 Nem pufferelt oldószer használatakor a közeg ph-ját a minta ph-ja befolyásolja Meszes talajok esetén nem alkalmazható Komplexképzők ammónium- vagy nátriumsói Erősebb vagy gyengébb redukálószerek Tömény erős savak keverékei Egylépéses extrakciók Talajok különböző elemfrakcióinak meghatározására általában egylépéses extrakciókat alkalmaznak. A 1. táblázat a Magyarországon 26-ig érvényes MSZ-2147:1998 szabványban rögzített egylépéses extrakciókat sorolja fel: 1. táblázat. Az MSZ-2147:1998 szabvány által előírt egylépéses extrakciók talajok nehézfémtartalmának vizsgálatára Oldószer/eljárás Frakció H 2 O / hideg vizes rázatás Vízoldható (mobilis),2 mol dm -3 Na 2 -EDTA + 1 mol dm -3 CH 3 COONH 4 Növények által felvehető HNO 3 + H 2 O 2 / roncsolás Összes Királyvizes roncsolás Összes A 11. táblázat az európai országokban használt, szabványokban rögzített vagy szabványosításra javasolt talajvizsgálati módszereket foglalja össze (Rauret 1998): 19

20 11. táblázat. Európában használt szabványosított vagy szabványosításra javasolt talajvizsgálati extrakciós módszerek Ország Oldószer Frakció Németország 1 mol dm -3 NH 4 NO 3 Mobilis nyomelemek Franciaország,1 mol dm -3 Na 2 -EDTA + 1 mol dm -3 CH 3 COONH 4 Felvehető Cu, Zn és Mn (ph 7) (talajtermékenység),5 mol dm -3 DTPA +,1 mol dm -3 TEA +,1 mol dm -3 CaCl 2 (ph 7,3) Olaszország,2 mol dm -3 Na 2 -EDTA + 1 mol dm -3 CH 3 COONH 4 Felvehető Cu, Zn és Mn (ph 4,6) savanyú talajokban,5 mol dm -3 DTPA +,1 mol dm -3 TEA +,1 mol dm -3 CaCl 2 (ph 7,3) Hollandia,1 mol dm -3 CaCl 2 Felvehető nehézfémek szennyezett talajokban Svájc,1 mol dm -3 NaNO 3 Oldható nehézfémek (Cu, Zn, Cd, Pb, Ni) Egyesült Királyság,5 mol dm -3 EDTA (ph 4) Felvehető Cu Többlépéses (szekvens) eljárások Tessier és munkatársai (1979) dolgozták ki az addigi tapasztalatok alapján az első, széles körben elfogadott többlépéses extrakciót üledékek fémtartalmának frakcionálására, ami számos későbbi szekvens eljárás alapjául szolgált. Nagy figyelmet fordítottak a mintaelőkészítésre, a reagensek kiválasztására, az extrakciók időtartamára, a fázisok elválasztására, valamint a maradékok elemzésére. Az eljárás vázlatát a 12. táblázat mutatja be. 12. táblázat. A Tessier-féle szekvens extrakció vázlata 2 Frakció Kivonószer Időtartam, hőmérséklet Kicserélhető 1 mol dm -3 MgCl 2 1 óra, szobahőmérséklet Karbonátokhoz kötött Vas- és mangán-oxidokhoz kötött Szerves anyagokhoz kötött Maradék HF + HClO 4 1 mol dm -3 CH 3 COONa (ecetsavval ph 5-re beállítva),4 mol dm -3 NH 2 OH.HCl 25% (V/V) ecetsavban (ph ~ 2),2 mol dm -3 HNO 3 + 3% H 2 O 2 3,2 mol dm -3 CH 3 COONH 4 (2% HNO 3 ) 5 óra, szobahőmérséklet 6 óra, szobahőmérséklet 2+3 óra, 85 C 3 perc A Tessier-eljárás nyomán számos többlépéses extrakciót dolgoztak ki. Az Európai Közösség szabványok, mérések összehangolására alapított szervezete, a BCR (Bureau Communautaire de Référence, ma Standards, Measurements and Testing Programme, SM&T) 1987-ben kezdeményezte a talajok és üledékek extrahálható elemtartalmának meghatározására alkalmas egységes módszer kidolgozását. A fejlesztés eredményeként egy egyszerűsített, három lépésből álló

21 eljárás született (Quevauviller et al. 1994), majd elkészült a módszer validálására alkalmas CRM 61 bizonylatolt összehasonlító minta (Quevauviller et al. 1997). Az eljárás vázlatát a 13. táblázat mutatja be. 13. táblázat. Az eredeti BCR extrakció lépései Lépés Kivonószer Térfogat, cm 3 Hőmérséklet, C Extrakció ideje 1,11 mol dm -3 CH 3 COOH 4 22 ± 5 16 óra 2,1 mol dm -3 NH 2 OH.HCl (HNO 3, ph 2) 4 22 ± 5 16 óra 8,8 mol dm -3 H 2 O 2 (ph 2, HNO 3 ) 1 22 ± 5 1 óra 3 85 ± 2 1 óra 1 85 ± 2 1 óra 1 mol dm -3 CH 3 COONH ± 5 16 óra Az eredeti eljárás használatával a CRM 61 mintából az első lépésnél a kivonható Cd, Cr, Ni, Pb és Zn koncentrációját, a második lépésnél a kivonható Cd, Ni és Zn koncentrációját, míg a harmadik lépésnél a Cd, Ni és Pb koncentrációját bizonylatolták. Az eljárást számos külföldi (Sutherland et Tack 23) és hazai (Heltai et al. 22, Hlavay et Polyák 1998) vizsgálatban alkalmazták. A módszer továbbfejlesztésekor arra törekedtek, hogy leszorítsák a kivonható elemkoncentrációk bizonytalanságát, ezzel növeljék az egyes frakciókban a bizonylatolt elemek számát (Quevauviller 1998). Változtattak a rázatás és a centrifugálás (15 g helyett 3 g) paraméterein, a második lépésben használt reagens összetételén (,5 mol dm -3 NH 2 OH.HCl +,5 mol dm -3 HNO 3 ), és bevezettek egy kiegészítő lépést a maradék frakció elemzésére, mint például az ISO 11466:1995 szerinti királyvizes extrakció (Mossop et Davidson 23, Rauret et al. 1999, Sahuquillo et al. 1999). A továbbfejlesztett eljáráshoz BCR-71 jelzéssel új referenciamintát készítettek, mindhárom lépés esetében hat elemre (Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn) bizonylatolt koncentrációkkal (Quevauviller 22). Žemberyová et al. (26) sikeresen alkalmazta a módosított BCR szekvens extrakciót szlovákiai referencia talajminták elemzésében. Kubová et al. (24, 28) szennyezett talajok fémtartalmát BCR módszerrel ill. híg sósavas extrakcióval frakcionálta a növények által felvehető mennyiség becslésére Egyéb módszerek Az előző alfejezetben ismertetett egy- és többlépéses eljárások közös jellemzője, hogy az extrakciós lépések során lezárt vagy nyitott edényben adott mennyiségű mintát és reagenst alkalmaznak, a reakcióidő után az oldatfázist centrifugálással és/vagy szűréssel elkülönítik. Többlépéses eljárások esetén ennél a lépésnél kritikus a laboratórium tisztasága és a gyakorlott személyzet a szennyeződés veszélye miatt, emellett az egyes lépések között fellépő mintaveszteség 21

22 jelentősen befolyásolhatja az eredményt kisebb tömegű minta extrakciójakor. Az egyes lépésék időigénye általában több óra, bár ezt a hátrányt ellensúlyozhatja a nagy mintaszám (megfelelő rázató kapacitás esetén). Az ilyen batch (batch (ang.) tétel, adag) módszerek esetén a reakció során a minta és a reagens összetétele időben változik, a kioldott ionok újra adszorbeálódhatnak a szilárd fázis felületén, ami szintén bizonytalanság forrása lehet. A hátrányok kiküszöbölésére számos egyedi módszert kidolgoztak. Az eredeti 1 g helyett,1 g minta BCR extrakcióját valósította meg Ciceri et al. (28). Az extrakció centrifugacsövek helyett töltet nélküli SPE (Solid Phase Extraction szilárd fázisú extrakció) csövekben történt. A csövek,45 µm pórusméretű szűrővel és szeleppel voltak ellátva, ami megkönnyítette a fázisok elkülönítését, és a centrifugálás kiváltásával időbeni megtakarítást jelentett és a szennyeződés veszélyét is minimalizálta. A módszer pontosságát BCR-71 mintával ellenőrizték, és kielégítőnek találták. Arain et al. (28) az extrakció időszükségletének csökkentésére törekedett, külön vizsgálva csak az első, illetve csak a második majd a harmadik lépést (ily módon nem követték teljes mértékben a szekvens eljárást) ugyancsak BCR-71 referenciamintával. Az egyes lépések ultrahangos fürdő alkalmazásával 15-3 perc, mikrohullámú kályhában egy-két perc alatt teljesen végbementek, és jó egyezést mutattak az eredeti eljárás által szolgáltatott eredményekkel. Shiowatana et al. (21a, b) folyamatos áramlású eljárást fejlesztett ki az eredeti BCR eljárás alapján. A keverővel ellátott extrakciós kamra alján vezették be a friss reagenst, az extraktumot a kamra tetején lévő szűrőn keresztül perisztaltikus pumpával továbbították közvetlenül atomabszorpciós spektrométerbe (on-line detektálás) vagy gyűjtőedénybe (off-line detektálás), utóbbi bizonyult jobb megoldásnak. Tanulmányozták az extrakció időbeni lefolyását. A lépések időszükséglete 16 óráról 4 órára csökkent. Az egyes lépéseket a rendszer vizes átmosása választotta el, centrifugálásra itt sem volt szükség. A kioldott frakciók egymáshoz viszonyított aránya (SRM 271 összehasonlító talajminta esetében) az eredeti BCR eljárással kapott arányokhoz képest megváltozott; a vizsgált elemek (Ca, Cu, Fe, Mn, Zn) többségénél a karbonátokhoz kötött és a redukálható frakció mennyisége nőtt, a maradék frakcióé csökkent. A víz mint veszélytelen és olcsó poláros oldószer alkalmazása batch módszerekben régóta használatos (pl. MSZ-2147:1998 talajok vízoldható elemtartalmának frakcionálására). A vizes rázatás hátránya, hogy szobahőmérsékleten hosszú időt vesz igénybe, és a pufferkapacitás hiánya miatt hatékonyságát jelentősen befolyásolja az extrahált minta összetétele. Az extrakció gyorsítható külső energiaforrások (ultrahangos vagy mikrohullámú besugárzás, túlnyomás) alkalmazásával (Luque de Castro et Jiménez-Carmona 1998). Számos módszert fejlesztettek ki magas hőmérsékleten és nyomáson vízzel végzett folyamatos áramlású extrakcióra. Az ilyen eljárásokat amennyiben a víz kritikus hőmérséklete és nyomása (374,4 C ill. 22,1 MPa) alatti tartományban 22

23 dolgoznak szubkritikus extrakciónak vagy PHWE (Pressurized Hot Water Extraction nyomás alatti forróvizes extrakció) módszernek is nevezik. A víz polaritásának csökkenése megfelelő körülmények között viszonylag kevéssé poláros szerves anyagok kioldását is lehetővé teszi (Kronholm et al. 27). Füleky et Czinkota (1993) talajok tápelemtartalmának meghatározására fejlesztette ki a forróvizes perkolációs módszert (HWP Hot Water Percolation), a folyamatos extrakciót C hőmérsékletű és kpa nyomású vízzel végezték kvarchomokkal kevert talajmintákon. Az eredményeket konvencionális talajvizsgálati módszerek eredményeivel összevetve jó egyezést tapasztaltak. A módszert sikerrel alkalmazták növényvédőszerek deszorpciójának vizsgálatában is (Konda et al. 22). Ragnvaldson et al. (27) katonai lőtér talaját 15 C hőmérsékletű, 1 MPa nyomású vízzel extrahálta, a kapott kivonatokat L-929 sejtnövekedési teszttel vizsgálta. A szuperkritikus folyadékokkal történő extrakció (SFE Supercritical Fluid Extraction) az 198-as évek óta ipari és analitikai téren egyaránt egyre szélesebb körű alkalmazást nyer (Bøwadt et Hawthorne 1995). A legelterjedtebb SFE oldószer a szén-dioxid. Kritikus hőmérséklete és nyomása viszonylag alacsony (32 C ill. 7,4 MPa), nem mérgező és aránylag olcsó. Apoláros anyagként önállóan elsősorban hasonlóan apoláros anyagok (pl. poliaromás szénhidrogének) extrakciójára alkalmas, kis mennyiségben adott módosító adalékokkal (pl. metanol) azonban polárosabb komponensek is kivonhatók vele, így elemorganikus specieszek (pl. tributil-ón, metil- és etilhigany) meghatározásánál is használható (Bayona 2). Speciális célokra más vegyületeket (N 2 O, SF 6, CHClF 2 ) is használnak szuperkritikus oldószerként. Tanszékünkön közel egy évtizede intenzív kutatás tárgya a szuperkritikus szén-dioxid, szubkritikus víz és kombinációjuk alkalmazása környezeti minták extrakciójában (Heltai et al. 2), aminek eredményeként új szekvens extrakciós eljárás született, ennek elvét a 14. táblázat mutatja be. 14. táblázat. Szekvens extrakció szuperkritikus CO 2, szubkritikus H 2 O és szubkritikus H 2 O+CO 2 elegy oldószerek alkalmazásával Lépés Oldószer Frakció (kémiai információ) 1 Szuperkritikus CO 2 (SFE készülékben) Apoláros szerves anyagok 2 Szubkritikus H 2 O (SFE készülékben) Vízoldható 3 Szubkritikus H 2 O/CO 2 (95:5) (SFE készülékben) Karbonátokhoz kötött, hidrogénkarbonátképzéssel oldható 4 cc. HNO 3 + H 2 O 2 (mikrohullámú roncsolóban) Maradék A módszert eredményesen alkalmazták üledékminták extrakciójában, és összehasonlító vizsgálatot is végeztek az eredeti BCR szekvens extrakcióval CRM-61 mintán. Megállapították, hogy ez az eljárás a BCR 1. lépésében végzett ecetsavas extrakcióval kivont elemfrakció részletesebb jellemzésére alkalmas, a vízoldható és a hidrokarbonát képző frakciót elkülönítve méri (Heltai et al. 22). 23

24 2.3.5 Extrakciós eljárások a nemzetközi és európai szabványokban A környezetben előforduló és különböző körülmények között potenciálisan mobilizálódó anyagok közöttük a nehézfémek vizsgálatával számos szabvány foglalkozik. A kioldási technikák az európai szabványügyi testület (CEN) ill. a nemzetközi szabványügyi szervezet (ISO) által elsősorban talajok, hulladékok és vizek jellemzésének területén alkotott egyes szabványokban kaptak helyet, ezek listáját a Függelék I. és II. táblázatai tartalmazzák. A környezetanalitikai módszerek területén az utóbbi évtizedekben felgyorsult fejlődéssel a szabványalkotási tevékenység nehezen tud lépést tartani (Quevauviller 21). Jó példa erre a korábban említett, nemzetközi együttműködéssel kifejlesztett BCR szekvens extrakció, amelyet ma már széles körben elfogadott módszerként tartanak számon, szabványba foglalásával azonban nem foglalkoznak. A különböző mintatípusok (talajok, hulladékok, szennyvíziszapok, talajjavítók stb.) vizsgálatára vonatkozó rokon szabványok nagy száma ugyancsak nehezíti a szabályozás egységesebbé tételét, ezt felismerve indult a HORIZONTAL keretprogram az Európai Unió támogatásával (Gawlik et al. 24). Ennek fő célja a rokon területeken, különböző munkacsoportokban zajló szabványfejlesztések összehangolásával horizontális európai (CEN) szabványok létrehozásának elősegítése. A talajok, szennyvíziszapok és kezelt biológiai hulladékok kioldási módszerei, ezek között a nehézfémtartalom meghatározására szolgáló eljárások összehasonlító értékelésével külön alprogram foglalkozott (van der Sloot et al. 23). 2.4 Ökotoxikológiai vizsgálatok A környezetben előforduló vegyi anyagok okozta kockázat becsléséhez nem elegendő a kérdéses anyagok összes koncentrációjának vagy akár kémiai speciációjának meghatározása. Az ökotoxikológia szót René Truhaut 1969-ben használta először a következő értelemben: a toxikológia azon ága, ami a természetes vagy mesterséges szennyezőanyagoknak az ökoszisztémákat alkotó állatokra (az embert is ideértve), növényekre és mikroorganizmusokra gyakorolt toxikus hatásaival foglalkozik integrált szemléletben (Truhaut 1977). Az ökotoxikológia tehát a környezetben előforduló vegyi anyagok ill. az azokkal szennyezett környezeti elemek és az élőlények egymásra hatásával foglalkozik, a biológiai szerveződés különböző szintjein bekövetkező káros hatásokra összpontosít a molekuláris szinttől a sejt-, szövet-, szerv- és egyedszinten át a populációk és társulások szintjéig (Fent 21, 6. ábra). Az ökotoxikológia jelentőségét jól mutatja, hogy ma már több mint negyven, jelentős részben a CEN által is átvett ISO szabvány foglakozik a talajok és vizek minőségének értékeléséhez kapcsolódó biológiai vizsgálatokkal (Függelék III. táblázat). A vegyi anyagok vizsgálatára vonatkozó OECD ajánlások külön fejezete foglalkozik az 24

25 élőlényekre gyakorolt hatásokkal, amelyek értékelésére 27-ben 24 módszert soroltak fel (OECD 27, Függelék IV. táblázat). Az EU területén előállított vagy forgalmazott vegyi anyagokra vonatkozó új egységes szabályozás, a REACH is kiemelt hangsúly fektet az ökotoxikológiai információkra. A REACH fő szempontjai között az emberi egészség és a környezet védelme, az EU vegyiparának versenyképessé tétele, az átláthatóság javítása mellett az állatkísérletek kiváltása is helyet kapott (REACH 26). populáció TÁRSULÁS, ÖKOSZISZTÉMA szervezet algák halak ragadozók (gerinctelenek) sejt zooplankton növényevők (gerinctelenek) makrofiták NH 2 molekula HO N O N P O CH 2 O OH N N mikroorganizmusok detritusz H O OH 6. ábra. Az ökotoxikológia vizsgálati szintjei (vízi életközösség példáján, Fent 21) Az ökotoxikológiai tesztek osztályozásának két fő szempontja a vizsgálatok időtartama a teszt alanyául szolgáló élőlény életciklusához képest és a vizsgálatba bevont fajok száma (7. ábra, Kapanen et Itävaara 21). TEREPI VIZSGÁLATOK Toxikológiai vizsgálat MEZOKOZMOSZ MIKROKOZMOSZ KRÓNIKUS AKUT egy faj több faj pre-reproduktív reproduktív fajok közötti kölcsönhatások társulás szintű kölcsönhatások / abiotikus faktorok ökoszisztéma kölcsönhatások szukcessziós állapotok 7. ábra. Ökotoxikológiai vizsgálatok csoportosítása időtartam és a bevont fajok száma alapján (Kapanen et Itävaara 21) 25

26 A toxikológia többi ágához hasonlóan az ökotoxikológiában is fontos szerepe van az adott élőlényre ható vegyület mennyisége ill. koncentrációja (dózis) és az általa kiváltott káros (toxikus) hatás (válasz) közötti összefüggésnek, többek között ez az alapja a kérdéses vegyület által képviselt veszély vagy kockázat becslésének. A mérendő válasz lehet a vizsgált egyedek elpusztulása, vagy különböző biokémiai, élettani, szaporodási vagy viselkedési jellemzők értéke. A dózis-válasz görbékről leolvasható (ill. kiszámítható) nevezetes értékeket a 8. ábra szemlélteti (letális toxicitást vizsgáló 96 órás vízi teszt példáján): LC 5 (median lethal concentration) az egyedek 5%-ának pusztulását előidéző koncentráció, LOEC (lowest observed effect concentration) az a legkisebb koncentráció, ami már toxikus hatást fejt ki, NOEC (no observed effect concentration) az a legnagyobb koncentráció, ami még nem tekinthető toxikusnak. (Szárazföldi vizsgálatokban általában az előbbiekkel analóg dózis értékeket határozzák meg pl. LD 5 mg/kísérleti állat testtömeg kg dimenzióban.) Amennyiben a vizsgálat végpontja nem az egyedek pusztulása, az LC 5 érték helyett EC 5 (5% effect concentration) a kontrollra jellemző érték 5%-át kiváltó koncentráció vagy az ezzel rokon IC 5 (5% inhibitory concentration) a kontrollra jellemző érték 5%-os gátlását okozó koncentráció értékeit határozzák meg (Walker et al. 21). Mortalitás (%) a kontrollhoz viszonyítva 1 5 LC 5 LOEC NOEC koncentráció logaritmusa 8. ábra. 96 órás vízi toxicitási teszt dózis-válasz görbéje (Walker et al. 21). Laboratóriumi körülmények között gyakran egy adott anyag, keverék vagy környezeti minta hatását vizsgálják egy-egy faj egyedeire. A tesztekben a kérdéses anyagot vagy környezeti mintát különböző koncentrációkban alkalmazzák a dózis-válasz összefüggés felvételére. A különböző tesztorganizmusok felhasználásával meghatározott LC 5 ill. EC 5 értékek egymással és a terepi vizsgálatok eredményeivel összevetve járulnak hozzá egy-egy anyag vagy minta által jelentett kockázat értékeléséhez. Üledékek vizsgálatakor figyelembe kell venni, hogy a mintavétel, szállítás, tárolás és előkészítés során az eredeti környezetben uralkodó viszonyok (ph, redoxipotenciál, hőmérséklet, 26

27 fény stb.) megváltoznak, ami a mérhető toxicitást befolyásolja (Burton et al. 23). A szilárd üledék közvetlen tesztelése mellett gyakran alkalmazzák a pórustérből centrifugálással, szűréssel vagy leszívással nyerhető oldatfázis (pórusvíz) és az üledék vizes kivonatának vizsgálatát vízminták tesztelésére használt módszerekkel. A pórusvíz alkalmazásának előnyeit és hátrányait Chapman et al. (22) részletesen tárgyalja. A laboratóriumi mérések ellenőrzésére, az adott helyen ténylegesen jelentkező toxicitás pontosabb értékelésére helyszíni (in situ) tesztek alkalmazhatók a tesztszervezetek megfelelő elhatárolásával (Chapman et al. 1998). A szilárd üledék közvetlen tesztelésére általában olyan állatokat alkalmaznak, amelyek életciklusuk egy részét vagy egészét az üledékben vagy annak felszínén töltik, és laboratóriumi körülmények között könnyen tenyészthetők. A gyakrabban használt fajok az ízeltlábúak ill. a gyűrűsférgek közé tartoznak (Burton et al. 23, Keddy et al. 1995): Hyalella azteca, Gammarus sp. (felemáslábú rákok), Chironomus tentans, C. riparius (kétszárnyúak), Hexagenia limbata (kérészek), Tubifex tubifex (kevéssertéjűek). Feiler et al. (22) eredményesen alkalmazta a békalencsét (Lemna minor) szerves vegyületekkel erősen szennyezett üledékek közvetlen vizsgálatában. Pórusvíz és üledékkivonat tesztelésére természetes vizekben előforduló baktériumokat, algákat és magasabbrendű növényeket, valamint állati szervezeteket (rákok, halak) egyaránt alkalmaznak, a legtöbb vizsgálatban a következő fajok szerepelnek: Photobacterium phosphoreum, Selenastrum capricornutum (egysejtű zöldalga), Lemna minor (békalencse), Daphnia magna, Ceriodaphnia dubia (ágascsápú rákok), Pimephales promelas (pontyfélék) (Burton et al. 23, Keddy et al. 1995). A különböző rendszertani egységekbe tartozó fajokkal végzett tesztek együttes értékelése jobban jellemzi az adott minta toxicitását. Keddy et al. (1995) javaslatokat fogalmazott meg talajok, üledékek és vizek vizsgálatára használható bioteszt-rendszerekre. Clément és Cadier (1998) víz-üledék mikrokozmoszt állított be, ami négy hétig fenntarthatónak bizonyult. A rendszer hatféle élőlényt tartalmazott: Raphidocelis subcapitata zöldalgát, Lemna minor békalencsét, Daphnia magna és Simocephalus vetulus vízibolhákat, Hyalella azteca felemáslábú rákot és Chironomus tentans árvaszúnyoglárvát. A mikrokozmoszt réz-szulfáttal szennyezett üledék vizsgálatával tesztelték. A fentebb említett klasszikus vízi biotesztek kétségtelen előnye, hogy egy adott vegyület vagy komplex szennyezés hatását a vizes élőhelyeken ténylegesen előforduló fajok felhasználásával vizsgálják. A szükséges mennyiségű tesztorganizmus biztosítása viszont munkaigényes és költséges 27

28 lehet, ezen túlmenően elsősorban a gerincesekkel végzett tesztekkel kapcsolatban etikai kérdések is felmerülhetnek. A fenti problémák kiküszöbölésére olyan teszteket is kidolgoztak, amelyekben ismert baktériumtörzsek, vízi vagy szárazföldi növények szerepelnek. A növényekkel dolgozó módszerek igen változatosak, például vizsgálhatják a csírázás (MSZ :1985) vagy a növekedés folyamatát, a klorofillkoncentrációt (Wang et Freemark 1994), a nitrogénfelvételt és -beépülést (Jung et al. 1999, Sutter et al. 21), pollenek viselkedését (Jung et al. 1997, Kristen et al. 1999). Az ilyen biotesztek általában gyorsabbak és kevésbé költségesek, a kapott információk viszont csak kellő óvatossággal általánosíthatók. Bierkens et al. (1998) kadmiummal, fenollal ill. növényvédőszerekkel mesterségesen szennyezett talajokon és kivonataikon vizsgálta húsz bioteszt érzékenységét. A talajok vizsgálatában leginkább érzékenynek az Eisenia foetida akut toxicitási és genotoxicitási teszt, közepesen érzékenynek a Lepidium sativum csírázási ill. növekedési teszt, lóbab genotoxicitás teszt mutatkozott. A kivonatok tesztelésekor legérzékenyebbnek a Caenorhabditis elegans reprodukciót, közepesen érzékenynek a Vitotox (Salmonella typhimurium) és Microtox (Photobacterium phosphoreum), Daphnia β-galaktozidáz teszteket találták, a Lepidium sativum gyökérnövekedés teszt kevésbé érzékeny. Wang et Freemark (1995) összefoglalja a növényekkel végzett tesztek alkalmazásait, különös tekintettel az Egyesült Államok és Kanada területén hatályos szabályozásban betöltött helyükre. Lakatos et al. (23) a Tisza és mellékfolyói magyarországi és jugoszláviai szakaszán gyűjtött üledékmintákat vizsgált. Akut Daphnia- és halteszttel, valamint 24 ill. 48 órás algateszttel nem talált kimutatható toxicitást, Sinapis csírázási tesztben a minták hatoda enyhe toxicitást mutatott. Lemna tömegnövekedési vizsgálattal és klorofill-a tartalom meghatározással néhány mintánál enyhébb, két mintánál jelentős toxicitást mértek. Az utóbbi évtizedekben a toxikológia számos területén elterjedt a sejttenyészetek, mint tesztobjektumok alkalmazása. Az élő egyedekből izolált, többnyire további osztódásra nem képes primer sejteket toxikológiai célokra ritkán használják, meghatározó a daganatokból elkülönített sejtvonalak alkalmazása. Ezek a sejtek gyakorlatilag végtelen számú osztódásra képesek. Szükség esetén rövid idő alatt nagyszámú, genetikailag gyakorlatilag azonos sejt hozható létre, így kis mennyiségű minta elegendő ismétléssel vizsgálható. A sejtekkel végzett toxikológiai tesztek magától értetődően az adott vegyület, környezeti minta stb. által sejtszinten kiváltott hatásokat vizsgálják, gyakran egyidejűleg akár több biológiai válasz műszeres mérésén keresztül. Az eredmények kellő körültekintéssel kiterjeszthetők az egyedek szintjére, ami gazdasági és etikai szempontból egyaránt előnyös. A vízi élőhelyekkel kapcsolatos ökotoxikológiai kutatásokban kiemelt szerepet kapnak a halakból származó sejtvonalak (Segner 1998). Ezek tenyésztése az emberi ill. emlős eredetű sejtek szaporítására kifejlesztett módszerekkel, eszközökkel és anyagokkal 28

29 történik, jellemzően alacsonyabb hőmérsékleten és lassabb osztódással. A hal sejtvonalak többsége az edény felületén megtapadva, emlős szérummal kiegészített tápoldatban képes növekedésre és osztódásra. A tesztekhez a sejteket általában 48 vagy 96 lyukat tartalmazó lemezekre (culture plates) viszik át, amelyek az erre a célra készült foto- ill. fluoriméterrel (plate reader) közvetlenül vizsgálhatók. A sejtek életben maradása ill. életképessége számos paraméteren keresztül tanulmányozható, pl. sejtszám (osztódási ráta), összfehérje-tartalom, fluoreszkáló festékek felvétele és megkötése vagy átalakítása biokémiai folyamatokban. Az előbb említett általános citotoxicitási teszteken kívül kifejlesztettek olyan módszereket is, amelyek bizonyos anyagcsoportokra adott specifikus választ mérnek. A nehézfémek toxicitásának vizsgálatára alkalmas a metallotionein indukció (Heikkila et al. 1982) és a glutation szint mérése (Maracine et Segner 1998, Schlenk et Rice 1998). A poliaromás szénhidrogének, poliklórozott bifenilek és dioxinok hatásait a lebontásukban fontos szerepet betöltő citokróm-p451a (CYP1A) enzim expressziójának (Hahn et al. 1996) ill. a vele szoros kapcsolatban lévő 7-etoxiresorufin-O-deetiláz aktivitásának (Behrens et al. 1998, Fent 21) mérésével követik. 2.5 Az Európai Unió Víz Keretirányelve Az Európai Parlament és a Tanács 2. október 23-án fogadta el a 2/6/EK számú irányelvet a vízvédelmi politika terén a közösségi politika kereteinek meghatározásáról (VKI 2). A röviden Víz Keretirányelvnek (VKI) nevezett dokumentum központi gondolata a vizek jó állapotának biztosítása egységes környezeti- és vízgyűjtő-szabályozási keretbe illesztve. Ezt az állapotot 215-re a gazdasági realitásokat mérlegelve kell elérni. A célok közé tartozik az ökoszisztémák és a vízi környezet védelme, a biztonságos ivóvízellátás és a fenntartható vízhasználat, az árvizek és aszályok hatásainak mérséklése. Alapelvei az elővigyázatosság, a megelőzés, a kockázatok csökkentése, a társadalom bevonása, a szennyező fizet elv, a szolgáltatások terén a költségmegtérítés elve (Achleitner et al. 25, Mostert 23). A felszíni vizek osztályozása az ökológiai és a kémiai állapot meghatározásán alapul olymódon, hogy a két tényező közül a rosszabb minősítésű jelenti az adott víztest állapotát. Az ökológiai állapotot a referencia vagy zavartalan állapothoz viszonyítják, a kémiai állapotot környezeti határértékekkel definiálják. A felszíni vizek ökológiai állapota integrálja a biológiai, hidrológiai és hidromorfológiai, fizikai-kémiai és az élővilágot érintő kémiai változók hatását, tehát közvetett módon magába foglalja a mai értelemben vett vízminőséget is. A vízkészleteket érintő beavatkozások keretét integrált vízgyűjtő-gazdálkodási tervekbe (VGT) foglalják (Griffith 22). 29

30 A VGT tartalmazza a vízgyűjtő jellemzőinek általános leírását, a jelentős terhelések, valamint az emberi tevékenységeknek a vizek állapotára gyakorolt hatásai összefoglalását, (vagyis a kiinduló állapotot); a környezeti célkitűzéseket (a célállapotot); az oda vezető utat, vagyis az intézkedési program összefoglalását, beleértve azt is, hogy az intézkedések hogyan segítik elő a célkitűzések elérését. A VGT tartalmazza továbbá a védett területeket (térképi ábrázolással is), valamint a monitoring hálózat térképét és a vízhasználatok gazdasági elemzésének összefoglalását. Bármely egyéb releváns program összefoglalása is bekerül a VGT-be, továbbá a társadalmi konzultáció eredményiről is be kell számolni. Az intézkedési program ún. alapintézkedésekből és kiegészítő intézkedésekből áll. Előbbi a kötelező rész, mely a vonatkozó nemzeti, illetve Közösségi szabályozáson alapul (pl. Nemzeti Települési Szennyvízprogram, a vizek mezőgazdasági eredetű nitrátszennyezésével szembeni védelméről szóló, vagy a vízminőségi kárelhárítással összefüggő feladatokról szóló kormányrendelet stb.). Ha ez az intézkedési csomag nem elegendő a jó állapot eléréséhez, kiegészítő intézkedéseket kell bevezetni (pl. egyedi határértékek megállapítása, vizes élőhelyek rekonstrukciója, mederrehabilitáció, öntözési mód változtatása, művelési ág módosítása, oktatás stb.). A VGT-t hatévente felül kell vizsgálni (KvVM 27). A VKI szerint a víztestek a VGT legkisebb egységei. A vizek állapotának értékélése, a környezeti célok elérése és a monitorozás működtetése ebben a léptékben történik. A természetes víztestek tartozhatnak nálunk a folyók, illetve a tavak kategóriájába, a víztestek ezen kívül lehetnek erősen módosítottak és mesterségesek. A víztestek jellemzése, az emberi hatások értékelése az első szintű monitorozó rendszer eredményei alapján történik (felügyeleti monitoring). A víztestek állapotát vagy potenciálját (ökológiai és kémiai) az azonos típushoz tartozó referencia víztesthez (kiváló állapot vagy potenciál), vagy a jó állapotú/potenciálú víztesthez viszonyíthatják. Legalább a jó állapot vagy potenciál elérése a cél, ennek alapján történik a környezeti célkitűzések meghatározása. Ahol a jó állapot elérése a határidőig kockázatos, és ennek oka nem ismert, kivizsgálási monitorozással kell az okokat kideríteni. A környezeti célkitűzésre épül a beavatkozási terv, ezt annak alapján kell kidolgozni, hogy a jó állapottól való eltérést mi okozza. A VKI 8. cikkelye előírja a vizek állapotának rendszeres monitorozására irányuló programok kidolgozását. A monitorozás célja a vizek állapotának, illetve ezzel összefüggésben a környezeti célkitűzések teljesülésének vizsgálata. A VKI által megkívánt monitorozás többszintű. Mivel valamennyi víztestet nem lehet monitorozni, nem lehetséges valamennyi állapotot és hatást valamennyi víztestnél vizsgálni. Ezért a monitorozó állomások és a mintavételi gyakoriságok kiválasztása elfogadható kompromisszumot igényel az ideálishoz tartozó pontosság és konfidencia, valamint a program költségei között (Dworak et al. 25, RAGACS 25). A VKI szerinti monitorozás jellegzetességei a következők: 3

31 A monitorozó rendszernek nem az adott mintavételi hely, hanem az egész víztest állapotát kell meghatározhatóvá tennie (jellemző állapot). Ez azt is jelenti, hogy nagy szükség van olyan mintavételi, mérési és értékelési módszerekre, amelyek ezt lehetővé teszik. A monitorozó rendszer többszintű, elkülönül benne az állapotértékelés, a kivizsgálás és a beavatkozások hatásvizsgálata. Döntő az ökológia szerepe, bizonyos élőlény együttesek (fitoplankton, makrofita, fitobenton, makroszkópikus gerinctelenek, halfauna) vizsgálata. Ezek mellett a hidromorfológiai viszonyokat és a kémiai paramétereket is vizsgálni kell. Az üledék monitorozása révén lehetővé válik az akkumulációs hatások vizsgálata. Fontos elem a veszélyes anyagok vizsgálata. Nemcsak a nagyobb víztestek, hanem valamennyi 5 ha-nál nagyobb tó és 1 km 2 -nél nagyobb vízgyűjtőjű víztest monitorozása szükséges. Az eredményeket adatbázisban, térinformatikai rendszerben megjeleníthető módon kell rögzíteni. A VKI bevezetése során számos, eddig rendszertelenül, vagy egyáltalán nem vizsgált víztest alapállapotának felmérése, majd rendszeres monitorozása válik szükségessé. A kis vízfolyások állapotáról korábban alig gyűjtöttek információkat, így a VKI követelményeinek megfelelő vizsgálatukat, jellemzésüket átfogó módszertani kutatással kell megalapozni. Ennek része többek között a biológiai és kémiai paraméterek térbeni és időbeni változékonyságának vizsgálata, diffúz és pontszerű szennyezőforrások hatásának elemzése, a vízi üledékek jellemzéséhez szükséges analitikai és ökotoxikológiai vizsgálatok fejlesztése (RAGACS 25). A fentieket szem előtt tartva munkám során nehézfémszennyezésnek kitett területről származó vízi üledékek vizsgálatára alkalmas analitikai módszerek és biotesztek fejlesztésével és egy kiválasztott kis vízfolyás monitorozásának problémáival foglalkoztam. A folyóvízi üledékek problémájával a VKI nem foglalkozik részletesen. Az üledékekbe kerülő szennyezőanyagokat a folyó elsődleges forrásuktól messzire szállíthatja, ami a forrás(ok) azonosítását és a megfelelő intézkedést megnehezíti, különösen olyan folyók esetében, amelyek több ország területét is érintik. Az üledékekkel kapcsolatos vízgyűjtő szintű vizsgálati, szabályozási törekvések összehangolására az európai szakértők létrehozták a SedNet (Demand-driven European Sediment Research Network) szervezetet (Förstner 22). Az Európai Unióhoz való csatlakozás előkészítése során hazánkban is megtörtént a VKI jogrendbe állítása. Ehhez több jogszabályt kellett alkotni, ezek közül legfontosabb a 221/24 (VII. 21.) Korm. rendelet a vízgyűjtő-gazdálkodás egyes szabályairól. 24. júniusában elkészült az első 31

32 Nemzeti Jelentés (VKKI 24) az Európai Bizottság számára, melyben adminisztratív kérdések tisztázása szerepel. A második Nemzeti Jelentés (VKKI 25) a víztestek jellemzését, az emberi tevékenység hatásának vizsgálatát, a vízhasználatok gazdasági elemzését és a védett területek jegyzékét tartalmazta. 26. december 22-ére elkészült az a tervezet, mely a vízgyűjtő-gazdálkodási tervezés ütemezését és munkaprogramját mutatja be. Ennek véglegesítését hathónapos társadalmi konzultáció követte. Ugyancsak a fenti határidőre hozták létre a VKI szerinti monitoring-hálózatot. A legtöbb tagországhoz hasonlóan Magyarország is rendelkezik több évtizede működő monitoring rendszerekkel, mind a felszíni, mind a felszín alatti vizek állapotának megfigyelésére. A VKI által igényelt hazai monitoring programok kialakítása e rendszerek figyelembevételével történt. Az erről szóló, ún. harmadik Nemzeti Jelentést (VKKI 27) 27. áprilisában küldte meg Magyarország az Európai Bizottság számára. Az abban leírt monitoring programokon belül minden egyes, a programhoz tartozó, kötelezően előírt paraméterre meg kellett adni a mérési gyakoriságot, ciklust és a hozzá kapcsolódó mérőállomások számát. A VKI bevezetéséhez szükséges törvényi háttér megteremtése az EU-hoz újonnan csatlakozó országokban a csatlakozási jogharmonizáció keretein belül történt, így ezek az országok néhány régi tagállamot megelőztek a felkészülésben (Nieuwenhuis et al. 26). Az utóbbiak esetében a VKI bevezetése igen változatos problémákat vetett fel. Az Egyesült Királyságban négy területi egység (Anglia, Wales, Skócia, Észak-Írország) önállóan dolgozik az előírt menetrend végrehajtásán. Franciaországban a vizek kezelésével három különböző szerv foglalkozott, tevékenységük összehangolásán túl súlyos gondot okoz a működtetés költségeinek előteremtése, mivel ezeket a víz fogyasztói árában nem kívánják érvényesíteni (Boscheck 26). Svédországban a vízügyi igazgatás korábban helyi szinten zajlott, a közel háromszáz helyi hatóság átszervezése, integrálása nemcsak sok anyagi ráfordítást, hanem alapjaiban új törvényeket is igényel (Hedelin 25). A tagállamok kormányzati struktúráinak sokfélesége, a létező nemzeti szabályozások közötti jelentős különbségek, az eltérő politikai és gazdasági érdekek, korlátozott anyagi lehetőségek miatt a VKI célkitűzéseinek elérése korántsem tűnik bizonyosnak, ugyanakkor mindenképpen szükséges törekedni az Európa egészére kiterjedő vízpolitika megteremtésére (Boscheck 26). 32

33 3. ANYAG ÉS MÓDSZER 3.1 Környezetterhelési vizsgálatok folyó- és állóvizeken Monitoring a Rákos-patak vízrendszerén Tanszékünkön az 199-es évek közepe óta foglalkozunk Rákos-patak és a hozzá kapcsolódó, Gödöllő és Isaszeg között létrehozott mesterséges tórendszer környezeti állapotának feltárásával. A tavak vízmérlegére vonatkozó pontos adatok hiányában a tavi üledékeket, mint a tavak történetének dokumentumait felhasználva Fekete Ilona (1996, 22) vizsgálta az egyes tavak szennyezettségét különös tekintettel a növényi tápanyagokra, nehézfémekre és a patogén mikroorganizmusokra. A csernobili reaktorbaleset után kihullott 134 Cs és 137 Cs izotópok vertikális eloszlása alapján becsülte az üledékképződés sebességét és az üledékek szennyezett rétegeinek korát. Feltárta az akkor még tisztított szennyvizet befogadó I. tó üledékében a foszfor ill. a gépgyári csapadékvizet befogadó VII. tó üledékében nehézfémek feldúsulását (Heltai et al. 1998), és szekvens extrakcióval vizsgálta utóbbiak mobilizálhatóságát (Heltai et al. 2), valamint javaslatokat tett a patak és a tórendszer környezeti állapotának javítására. A munka eredményeként értékes adatbázis jött létre. Az üledékmintákat későbbi vizsgálatokhoz is felhasználtuk (Heltai et al. 25). 24-ben a SZIE Kémia és Biokémia Tanszék, a BME Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék és a VITUKI alkotta konzorcium által Komplex monitorozó rendszer és adatbázis kidolgozása különböző környezetterhelésű kisvízfolyásokon az EU VKI ajánlásainak figyelembevételével címmel benyújtott pályázat elnyerte az Oktatási Minisztérium támogatását. A projekt kidolgozása során három fő kérdésre kerestünk választ három eltérő jellegű vízfolyás (Nagy-patak a Csórréti-tározóval, Galga, Rákos-patak) vizsgálatai alapján: (i) hogyan lehet meghatározni a víztestek jellemző ökológiai és kémiai állapotát (mit, hol, mikor, milyen gyakran és hogyan kell mérni), (ii) hogyan lehet költségkímélő módon (a legkevesebb költséggel, legkisebb információveszteséggel) megtervezni kis vízfolyásokon a monitorozó rendszert, (iii) milyen általános következtetések vonhatók le az országos monitorozás kidolgozására vonatkozóan (RAGACS 26). A projekt résztvevőjeként feladatom elsősorban a Rákos-patak kémiai állapotának felmérését célzó havi monitorozás lebonyolítása, eredményeinek értékelése és a pontszerű szennyezőforrások (tisztított szennyvíz bevezetések) hatásának vizsgálata volt. A Rákos-patak Gödöllőtől északra a Gödöllői-dombsághoz tartozó 345 m magas Margita-hegy alján ered a mintegy 31 m magasságban felszínre bukkanó 15 forrásból álló 33

34 forráscsoportból, torkolata a Dunába a Vizafogónál található. A Rákos-patak vízgyűjtője 185 km 2, amiből 88 km 2 Budapest közigazgatási határán belülre esik, jelentősebb mellékvízfolyása nincs. A Rákos-patakon a hazai folyótipológia szerint (KvVM 23, 2. melléklet 2. táblázat) három víztípus található: a forrástól Gödöllő déli határáig (Dombvidéki csermely, >2 m, 1-1 km 2, meszes, közepesen finom mederanyagú: 8. típus), Gödöllőtől Budapest határáig (Síkvidéki, <2 m, 1-1 km 2, meszes, közepesen finom mederanyagú kis patakok: 15. típus), Budapest határától a torkolatig (Síkvidéki, <2 m, 1-1 km 2, meszes, közepesen finom mederanyagú kis folyók: 18. típus). A patak Gödöllő és Isaszeg közötti szakaszán helyezkedik el a kilenc tóból álló átfolyó rendszerű mesterséges tórendszer (Heltai et al. 1998, Fekete 22). A tavak vízutánpótlását a Rákos-patak, a csapadékvíz és fenékforrások biztosítják, 1995-ig a város déli határára épült szennyvíztisztító telep biológiai tisztítási fokú szennyvizét is az I. tóba vezették. E viszonylag kis vízforgalmú vízrendszert terhelik kommunális és ipari vízhasználatok, közlekedési hatások és mezőgazdasági tevékenységek. A patak medrét Gödöllő belterületén és Budapest közigazgatási határán belül módosították: olyan aljzat kialakítása volt a cél, ami lehetővé teszi a nagyvizek károkozás nélküli, mederbeli levonulását. Ennek érdekében a méretét növelték és betonburkolattal látták el, megnövelve ezzel a meder vízszállító képességét. A patak hidrológiai adottságaira jelentős hatással vannak az emberi beavatkozások: a vízbevezetések és vízkivételek. A főváros előtti szakaszon három helyen: Gödöllő, Isaszeg és Pécel térségében van vízjogilag engedélyezett szennyvízbevezetés. A legális és nyilvántartott vízbevezetések mellett számtalan engedély nélküli, ismeretlen eredetű vízbevezetés is van. A Rákos-patakon négy víztestet különítettünk el: az első a forrástól a halastavak kezdetéig terjed, a második a tavakat foglalja magába, a harmadik Isaszegtől Budapest határáig tart, a negyedik pedig a fővárosi szakasz egészen a torkolatig. A monitorozáshoz 31 mintavételi helyet jelöltünk ki, ezek közül 15 ponton (ebből 3 az első, 6 a második, 2 a harmadik és 4 a negyedik víztesten található) végeztünk havi rendszeres monitorozást 24. májusa és 25. áprilisa között. 24. júniusában az összes mintavételi pontra kiterjedő expedíciós vizsgálatot végeztünk. A fiziko-kémiai és hidrológiai paraméterek térbeli változatosságának felderítésére a budapesti szakaszon további mintavételt végeztünk 13 ponton. A Rákos-patak vízgyűjtő területét és a mintavételi pontokat a 9. ábra mutatja be, részletes felsorolásuk a 2. melléklet 22. táblázatában található. A 2. mellékletben található 4. ábra a tavakról, a 41. ábra a patak kiépített medréről mutat be fényképeket. A napi vízhozam és havi összes csapadék adatokat a Közép-Duna-vidéki Környezetvédelmi és Vízügyi Igazgatóság bocsátotta rendelkezésünkre. A havi rendszeres monitorozás során a legtöbb mintavételi ponton megmértük a pillanatnyi vízhozamot. Az állomási és az expedíciós 34

35 vízhozammérések eredményei alapján a korrigált vízhozam értékeket Nováky (25) számította ki (2. melléklet, 23. táblázat). A vízminőségi paraméterek egy részét (hőmérséklet, oxigéntelítettség, ph, fajlagos vezetés, redoxipotenciál) közvetlenül a helyszínen határoztuk meg. Az alapvető vízkémiai paraméterek mérése a VITUKI, az összes és az oldott fémtartalom mérése a SZIE akkreditált laboratóriumában történt. A vízmintákat másfél literes műanyag palackokban, hűtőtáskában szállítottuk, külön tartósított mintákat vettünk a higanytartalom ill. a fitoplankton vizsgálatához. A szerves mikroszennyezők vizsgálatát egy alkalommal végeztük el. A fiziko-kémiai komponensek meghatározásának módszereit és a vonatkozó szabványokat a 2. melléklet 24. táblázatában soroltam fel (RAGACS 25). A koncentrációk és a vízhozamok alapján kiszámítottam egyes komponensek becsült anyagáramát kg hó-1 egységben. A patakot befogadóként használó gödöllői, isaszegi és péceli szennyvíztisztító telepek adatokat szolgáltattak a kezelt szennyvíz mennyiségéről és minőségéről. Ezen adatok alapján kiszámítottam egyes szennyezőanyagok havi anyagáramát ugyancsak kg hó-1 egységben. 9. ábra. A Rákos-patak vízgyűjtő területe a részvízgyűjtők és a mintavételi helyek feltüntetésével A Tisza (és a Szamos) szennyezettségének vizsgálata A 2. januárjában Nagybányán történt gátszakadás után mintegy száz tonna cianidot és ugyanilyen nagyságrendben nehézfémeket tartalmazó szennyvíz került a Szamosba majd a Tiszába. 35