M E G A T E R R A. Integritas et calliditas

Átírás

1 K ö r n y e z e t v é d e l m i M é r n ö k i I r o d a K F T M E G A T E R R A Integritas et calliditas E n v i r o n m e n t a l E n g i n e e r i n g O f f i c e L T D I r o d a : B u d a p e s t, H e r m a n O. u ( b e j á r a t a Z i l a h u t c a f e lıl) T e l. : , , F a x : E - m a i l : m e g a t e r r h u. i n t e r. n e t H o n l a p : h t t p : / / w w w. m e g a t e r r a. h u KONZORCIUMI BESZÁMOLÓ A MONTABIO PROJEKT KERETÉBEN VÉGZETT MUNKÁKRÓL 2. munkaszakasz: MELLÉKLETEK Megbízó: Kutatásfejlesztési Pályázati és Kutatáshasznosítási Iroda Szerzıdés száma: OM-00026/2008, OM-00027/2008, OM-00028/2008, OM-00029/2008 Beszámolási idıszak: január december 15. A kutatási téma címe: Komplex monitoring rendszer összeállítása talaj-mikroszennyezık analitikai kimutatására és biológiai értékelésére a fenntartható környezetért (MONTABIO) Projektvezetı: Dr. Anton Attila Projekt honlapjának címe: Anton Attila projektvezetı Dr. Szabó Péter Megaterra Kft. 1

2 2.1. Melléklet: A évi mintavételi pontok kijelölése Melléklet: Talajvíz mintavétel Melléklet: Talajmintavétel-fejlesztés a kézi fúrásoknál : In situ szenzoros mérések (gázdetektor) fejlesztése (Megaterra Kft., MTA TAKI) Melléklet: In situ szenzoros mérések (gázdetektor) kivitelezése (Megaterra Kft., MTA TAKI) Melléklet: Növényvédıszer-maradékok mőszeres analitikai meghatározása (MTA NKI) Melléklet. Mőtrágya-eredető nehézfém-szennyezık mőszeres analitikai meghatározása (MTA TAKI) Melléklet A mintavételi pontokon mért Daphnia bioteszt eredmények bemutatása Melléklet: Ames-féle mutagenitási tesztek kivitelezése (MTA NKI) Melléklet: Drosophila SMART teszt kivitelezése (MTA NKI) Melléklet Tanulmány: Két talajbiológiai indikátor mintavételi elrendezésének optimalizálása Módszerek Melléklet Szennyezett területek kockázatértékelése integrált módszeregyüttes alkalmazásával Melkéklet tanulmány:a környezeti állapotfelmérés társadalmi tényezık szerinti, közpolitikai szemlélető értékelése Melléklet. Konferenciák

3 2.1. Melléklet: A évi mintavételi pontok kijelölése A évi mintavételi és vizsgálati pontokat a konzorciumi partnerekkel történı szakmai egyeztetés után a mintaszám ésszerősítésének és a hatékonyság növelésének figyelembe vételével jelöltük ki. Azokon a teszt-területeken végeztünk mintavételezést és helyszíni vizsgálatokat, ahol a 2008-as talaj- és talajvíz, illetve felszíni víz minták laboratóriumi vizsgálata B szennyezettségi határértéket meghaladó koncentrációt mutatott ki. Ennek megfelelıen kikerült a mintázandó területek körébıl a medgyesegyházi intenzív mőveléső mezıgazdasági teszt-terület, valamint a csorvási ökológiai mőveléső mezıgazdasági és legelı teszt-terület. A célkitőzésnek megfelelıen 12 teszt-területen 56 db talaj mintavételi pont vizsgálatát és mintázását végeztük el 2009-ben. A talaj-, talajvíz- és felszíni víz mintavételezést három alkalommal végeztük május, augusztus és október hónapokban. A talaj mintavétel során mintánként 0,5 1 kg talajt vettünk, talajvíz és felszíni víz esetén mintánként 1 L + (2 x 1) L volt a minta mennyisége. A májusi mintavételezéskor minden vizsgált (és fentebb már említett) teszt-területen mintavételi fúrásokat mélyítettünk, területenként 5-öt ez alól csak a békéscsabai teszt-terület képezett kivételt, itt mindössze 1 fúrás készült. A mintavételi tervet az egyes teszt-területek sajátosságainak figyelembe vételével alakítottuk ki. A mezıgazdasági teszt-területekrıl készült térkép kivágatokat a M.I. Függelék tartalmazza. A talaj mintavételi mélység, és a mintaszám ennek megfelelıen teszt-területenként változott (a részletes mintavételi terveket a M.II. Függelék tartalmazza). A fúrásokat minden esetben a talajvíz fakadási szintjének eléréséig végeztük. További talajvíz, valamint felszíni víz mintákat a teszt-területek közelébe esı objektumokból, azaz ásott és fúrt kutakból, öntözıcsatornákból és patakokból vettünk amennyiben ez lehetséges volt. Ezenkívül minden talaj mintavételi ponton végeztünk talajlevegı vizsgálatokat. A második, augusztusi mintavétel során az alábbiak (3. táblázat) szerint jártunk el: Helyszín Talajlevegı Szántott réteg Felszíni és talajvíz víz BA1 E pont A, B, C, D és E pont 2 db felszíni víz BA db felszíni víz BA db felszíni víz CS1 E pont A, B, C, D és E pont 3 db talajvíz KT2 E pont A, B, C, D és E pont 1-1 db felszíni víz és talajvíz MH db talajvíz Megjegyzés: * CO 2 vizsgálat, elveszı csúccsal, 0- ** 0,5-1 kg minta pontonként összesen *** 1 mintavételi helyen kell 1 L és 2 1m-ig 25 cm-ként, 1 m után 50 cmként 2 azonos 15 db minta x 1 L-es üvegbe mintát venni eredményig 3. táblázat A mintavételi pontokat konzorciumi partnereinkkel együtt jelöltük ki. Az októberi mintavétel a 4. táblázat szerint valósult meg. Helyszín Talajlevegı Szántott réteg Talaj Felszíni és talajvíz víz BA1 E A, B, C, D és E pont A/1, D/1 2 db felszíni víz BA2 - C, D A/2, C/2 2 db felszíni víz BA db felszíni víz CS1 E A, B, C, D és E pont A/2, C/1, D/2 3 db talajvíz KT1 - A, C, E - - KT2 E A, B, C, D és E pont - 1 db felszíni víz és 1 db talajvíz MH db talajvíz 3

4 BSZ1 A db talajvíz GYN1 A, E - A/3, E/1, E/2 3 db talajvíz OK1 A, B, C, D, E db talajvíz OÜ1 A, B, C, D, E db talajvíz Megjegyzés: 4. táblázat * Mg területen: CO2 vizsgálat, elveszı csúccsal, 0-1m-ig 25 cm-ként, 1 m után 50 cm-ként 2 azonos eredményig; Ipari területen: szondával a furatban spec. mérés ** 0,5-1 kg minta ** 0,5-1 kg minta pontonként *** 1 mintavételi helyen kell 1 L és 2,5 pontonként összesen 22 db összesen 10 db L-es üvegbe mintát venni minta minta 4.2. Talajmintavétel A Megaterra Kft. környezeti minták vételére akkreditált szervezet. A talajmintavételeket a évben három alkalommal (tavasz, nyár, ısz) végeztük el. Az elıkészítı munkálatok során állapotrögzítı, aktualizáló helyszínelést tartottunk, értékeltük a - vizsgálandó területre vonatkozó - rendelkezésre álló információkat, konzorciumi partnereinkkel együttmőködve mintavételi és vizsgálati tervet készítettünk. A talajfúrásokat magminta-vételre alkalmas száraz gépi fúrással mélyítettük. A talaj mintavétel során 0,5 1 kg talajt vettünk mintánként. A talajmintákat a mintavételi terveknek megfelelı darabszámban vettük. Az egyes mintákra vonatkozóan a mintavétel körülményeit mintavételi jegyzıkönyvben rögzítettük. A megvett és azonosítóval ellátott mintákat hőtött körülmények közt tároltuk és szállítottuk vizsgáló laboratóriumba. A fúrószerszámokat minden mintavétel után megtisztítottuk. A talajfúrások, mintavételezések elvégzését követıen a fúrásokat a terepi munka végén saját furadékával visszatömedékeltük, a fúrás környezetét tereprendeztük. A mintavételi jegyzıkönyveket, mintavételi terveket, és a mintaátadási dokumentumokat a M.II. Függelék tartalmazza. 4

5 2.2. Melléklet: Talajvíz mintavétel A talajvizet minden talajfúrás, illetve a teszt-területeken és környezetükben található figyelıkút, ásott kút, lecsövezett mintavételi fúrás esetében mintáztuk, a hidrogeológiai paramétereket jegyzıkönyvben rögzítettük. A mintavétel céljából mélyített fúrásokat a talajvíz mintavétel idejére szőrıcsı lehelyezésével biztosítottuk. Abban az esetben, ha a magminta-vételre alkalmas száraz gépi fúrással nem sikerült elérni a talajvíz fakadási szintjét elérni, akkor Foremost Mobile Minuteman benzinmotoros spirálfúró gépet használtunk a megkezdett talajfúrás talpmélységének növelésére. Ennek segítségével elértük, hogy minden fúrásból tudtunk talajvíz mintát venni, mivel az eszközzel 10 m talpmélységő talajfúrást lehet mélyíteni. Az azonosítóval ellátott talajvíz mintákat hőtött körülmények között tároltuk és haladéktalanul beszállítottuk a vizsgáló laboratóriumba. A mintavételi jegyzıkönyveket, mintavételi terveket, és a mintaátadási dokumentumokat a M.II. Függelék tartalmazza Felszíni víz mintavétel A teszt-területekhez kapcsolódó felszíni vizek (patakok, öntözı csatornák) mintázásához tetszés szerint hosszabbítható (teleszkópos) rúdra szerelt mőanyag merítı edényt használtunk. Az azonosítóval ellátott felszíni víz mintákat hőtött körülmények között tároltuk és vizsgáló laboratóriumba szállítottuk. A mintavételi jegyzıkönyveket, mintavételi terveket, és a mintaátadási dokumentumokat a M.II. Függelék tartalmazza. 5

6 2.3. Melléklet: Talajmintavétel-fejlesztés a kézi fúrásoknál Köröstarcsai terepi vizsgálatok: Montabio jelentés A vizsgálatok célja Helyszíni mintavételezés és terepi mérés a MONTABIO projekthez kacsolódóan a Köröstarcsai bio (azonosító: KT_2) és intenzív (azonosító: KT_1 ) táblákon 5 ha-os RPR-ekben. Helyszíni mintavételezés és terepi mérés a TDR Vizsgálati Protokoll kidolgozásához A vizsgálatok idıpontja: május május június október 2. Az elvégzett vizsgálatok típusai: Térbelimintázat-meghatározó munkacsoport: A feltalaj (0-10 és cm) talajhımérsékletének (TEM) és a léghımérséklet (HOM) mérése terepi talajhımérıvel és úti meteorológiai állomással a 25 m-es rácsháló 10x10 db rácsközéppontjában (TEM: 100 mérési pont 2 mélységében és 3 ismétlésben, illetve HOM: 100 mérési pont 1 ismétlésben). Talajhımérséklet (TEM) és léghımérséklet (HOM) mérés 1-1 fix pontban telepített hımérıkkel kb. 30 percenként. Talajbiológiai munkacsoport 4 mintavételi pontban ( belsı kör : 44, 45, 54, 55 rácspozíciók) 1 réteg mélységben (0-10 cm) 5 ismétlésben Collembola mintavétel. 4 mintavételi pontban ( belsı kör : 44, 45, 54, 55 rácspozíciók) 1 réteg mélységben (0-10 cm) 5 ismétlésben FDA mintavétel. RPR munkacsoport 3 rétegő Montabio_RPR mintázás bolygatott zacskós talajmintavétellel az RPR átló 20 pontján, Eijkelkamp talajfúróval (nehézfém-tartalom és növényvédıszer-maradvány meghatározáshoz, illetve TVG vizsgálathoz). Klasszikus 3 rétegő TDR_RPR mintázás bolygatatlan zacskós talajmintavétellel az RPR átló 20 pontján vett minták átlagolásával (a 0-30 cm-es rétegbıl 20 részminta átlagából, a cm-es talajrétegbıl 10 minta átlagából, a cm-es rétegbıl 5 minta átlagából). A mintázást Eijkelkamp talajfúróval hajtottuk végre. A Horváth József-féle átlagmintavételt az RPR belsı kör : 44, 45, 54, 55 helyszínek adataival helyettesítettük. 6

7 A talajszerkezet vizsgálathoz bolygatatlan, zacskós talajmintavételt végeztünk a 0-10 cm rétegbıl RPR átló 20 pontján, a talajszerkezeti elemek vízállóságának becsléssel történı meghatározására, az agronómiai talajszerkezet jellemzésére Talajdegradációs munkacsoport Két-két átlóban talajellenállás-mérés rugós penetrométerrel. Próbamérés a nyírófeszültség-mérıvel (Pocket Vane Tester) a talajfelszínen 5 ismétlésben. 2-2 átlóban minden pontról talajnedvesség mintavétel. Bolygatatlan talajmintavétel aktuális nedvességtartalom és térfogattömeg laborvizsgálatokhoz. A laborvizsgálatok eredményeit a T.I. Függelék és a T.II. Függelék tartalmazza. 1. táblázat: Az elsı kiszálláson felkeresett pontok száma és a kapcsolódó mérések illetve minták száma Munkacsoport Labor vizsgálatok Paraméter Felv. pont Minta/Mérés/csatorna Adat 1. Térbeli mintázat Tevékenység Mérı mőszer / Minta típusa Talajhımérı (DTM Light) Talajhımérı (CONRAD) Léghımérı (CONRAD) Léghımérı (CONRAD) (talaj)hımérséklet I s m és mintaszám (leolvasás/db/z acskó/ henger/doboz) x2x3=600 40x2x3=240 összesen: 840 (talaj)hımérséklet (lég)hımérséklet x2x6=12 1x2x3=6 összesen: x1x1=100 40x1x1=40 összesen: 140 (lég)hımérséklet Spektrométer reflektancia n.a n.a. 1x1x6=6 1x1x3=3 összesen: 9 2. Talajbiológia 3. RPR Bolygatott (zoo doboz) Bolygatott (FDA-doboz) Bolygatott (zacskó) Bolygatott (zacskó) Bolygatott (zacskó) Collembola fajösszetétel, egyedszám mikrobiológia (FDA érték) Nehézfém, növényvédıszer maradék TVG 2x x4x1x5=40 2x x4x1x5=40 1x x20x3x1=60-3=57 2x20 2x át l át l TVG_óvodás n.a n.a. 2x3=6 2x3=6 Összesen: 12 7

8 4. Talajdegradáció Talajdegradáció 2. Bolygatott (zacskó) Penetrométer (rúgós) Pocket Vane Tester Bolygatott (nedvességdo boz) Bolygatatlan (henger) talajszerkezet 2x x20x1x1=40 talajellenállás nyírófeszültség nedvességtartalo m Térfogattömeg, nedvességtartalo m 2x20 1x10 2x20 1x10 2x20 1x10 1x5 1x x5x5= x5x5=250 40x1x5=200 10x1x5=50 40x2x1=80 10x2x1=20 1x5x2x3=30 1x5x1x3=15 Összesen:45 Munkacsoport Talajbiológia RPR TVG (bıvített átlag 3x3=9 talajvizsgálat, nehézfém, növényvédı szermaradék) TVG_óvodás n.a n.a. Talajdegradá ció 1. Bolygatott (zacskó) Bolygatatla n (zacskó+do boz) Penetrométe r (rúgós) Pocket Vane Tester Bolygatott (nedvességdoboz) Bolygatatla n (henger) Talajdegradáció táblázat: A második kiszálláson felkeresett pontok száma és a kapcsolódó mérések illetve minták száma (a köröstarcsaiakon kívül a többi mintaterületet is tartalmazza) Labor vizsgálatok Paraméter Felv. terület szám Minta/Mérés/csatorna Ismétlé s Tevékenysé g Mérı mőszer / Minta típusa Bolygatott (zoo doboz) Collembola fajösszetétel, egyedszám mikrobiológia (FDA érték) Felv. pont szá m Maximális mintaszám (leolvasás/db /zacskó/ henger/doboz ) x4x1x5= x4x1x3=48 Bolygatott (FDAdoboz) Bolygatott (zacskó) talajszerkezet x5x1x1=5 talajellenállás x20x5x5=50 0 nyírófeszültség x20x1x5=10 0 nedvességtartalom x20x2x1=40 térfogattömeg MH x12x2x3=72 KT x8x2x3=48 CS3 n.a. 8

9 3. táblázat: A harmadik kiszálláson felkeresett pontok és a kapcsolódó mérések illetve Munka - csoport Talajbiológi a Talajbiológi a Talajbiológi a Pocket Vane Tester Bolygatott (nedvességdoboz) Bolygatatla n (henger) Talajdegrad áció 1. Tevékenysé g Mérı mőszer / Minta típusa Bolygatott átló (zoo doboz) Bolygatott középpont (zoo doboz) Átlag bolygatott (futtató doboz) Penetromét er (rúgós) Labor vizsgálatok Paraméter Collembola fajösszetétel, egyedszám Collembola fajösszetétel, egyedszám Collembola fajösszetétel, egyedszám Felv. terüle t szám Fel v. pon t szá m Ismétl és Maximális mérés vagy mintaszám (leolvasás/d b/zacskó/ henger/dobo z) x20x1x1= x4x1x4= x1x1x5=5 talajellenállás x20x5x5=1 000 nyírófeszültség x5x3x5=75 nedvességtartalo m x20x2x1=4 0 térfogattömeg x5x2x3=30 4. táblázat: A negyedik kiszálláson felkeresett pontok és a kapcsolódó mérések illetve minták száma Munka RPR - csoport Tevékenysé Bolygatott g (zacskó) TVG Labor vizsgálatok (bıvített Paraméter talajvizsgálat, Felv. 2 terüle t szám - Fel átlag Ismétl és 2x3=6 Maximális Mérı mőszer / Minta típusa nehézfém, növényvédı szermaradék) v. pon t szá m mintaszám (leolvasás/d b/zacskó/ henger/dobo z) 9

10 1. sarokpont 4. sarokpont sarokpont 3. sarokpont 0-30cm cm cm nincs mintázás Talajmintavétel-fejlesztés a gépi fúrásoknál 1. ábra RPR mátrix A 2008-as mintavételezések során a talajfúrások mélyítéséhez a Megaterra Kft. saját tulajdonában lévı Eijkelkamp típusú (magminta-vételre alkalmas) fúró szettet használtuk, illetve ha ezzel az eszközzel nem sikerült elérni a talajvíz fakadási szintjét, akkor a fentebb már említett Minuteman benzinmotoros spirálfúrógépet alkalmaztuk. Az Eijkelkamp készlet elınyei többek közt, hogy zavartalan talajminta megvételét teszi lehetıvé, megállapíthatók vele a talaj genetikus talajszintjei, fúrásszelvény készíthetı, meghatározható egy szennyezett területen a szennyezés mélysége és vertikális kiterjedése. Az általunk alkalmazott Eijkelkamp készlet hátránya azonban, hogy elhasznált és emiatt gyakorivá váltak a mechanikai meghibásodások (az eszköz egyes elemeinek törése), ami egyrészt megnehezítette és lelassította a terepi munkát, másrészt folyamatos a szervízelési költségek jelentıs anyagi ráfordítást igényeltek. Továbbá az eszköz használata jelentıs zajterheléssel járt, valamint erıs fizikai munkát igényelt. A Minuteman spirálfúrógép hatékonyan alkalmazható abban az esetben, ha talajvíz mintavétel a feladat. Talajmintavétel esetén nem célravezetı a használata, mivel mőködése során a talajt 10

11 megdarálja, valamint összekeveri az egyes talajrétegeket, így az ilyen körülmények közt megvett minta nem reprezentálja a vizsgált talaj tulajdonságait (bolygatott minta). Az említett hátrányok elkerülése, valamint a talajmintavétel, mint kiemelt feladat hatékony és szakszerő elvégzése céljából 2009-ben beszereztünk egy új, komplett Eijkelkamp fúrókészletet (1. kép), amely egyrészt rendelkezik a 2008-ban használt készlet elınyeivel, ezenkívül a fejlesztéseknek köszönhetıen jóval megbízhatóbb, ezáltal hatékonyabb is, mint elıdje, továbbá alacsonyabb a zajkibocsátása is. 11

12 3.1.: In situ szenzoros mérések (gázdetektor) fejlesztése (Megaterra Kft., MTA TAKI) Talajlevegı mintavételek és vizsgálatok általános szempontjai A Megaterra Kft. az OM-00026/2008 JÁP MONTABIO Kutatás-fejlesztési Projekt keretén belül kiemelten foglalkozik talajlevegı vizsgálati módszer- és eszközfejlesztéssel. A talajtani szakkönyvekben a talaj meghatározása alatt ez található: A talaj háromfázisú polidiszperz rendszer. A szilárd és a cseppfolyós fázis (talaj, talajvíz) mintavétele és vizsgálata rutinszerően folyik. A talajlevegı mintavétele és vizsgálata azonban csak elvétve, nagyon ritkán valósul meg. Ezekben az esetekben is hasonlóan a talajhoz és a talajvízhez a minták vizsgálata laboratóriumokban történik. Mivel a mintavétel (a minta kivétele eredeti közegébıl), a szállítás és a laboratóriumi vizsgálatokat megelızı feltárás alapvetıen megváltoztatja a minta tulajdonságait, rontja reprezentálhatóságát és gyakran lehetetlenné teszi a vizsgálati eredmények visszavezetését a vizsgált területre, az utóbbi néhány évben elıtérbe kerültek és kerülnek olyan vizsgálati módszerek, melyek a minták kivétele nélkül insitu talaj- és talajvíz vizsgálatokat tesznek lehetıvé (direct-pushing, CPT). Az általunk alkalmazott helyszíni talajlevegı mérési technológia a légnemő fázis mintavételére, és helyszíni vizsgálatára alkalmas. A talajlevegı mintavétele és vizsgálata Ecoprobe 5 talajlevegı mérı készülékkel Az Ecoprobe 5 talajlevegı mérı készülékkel laboratóriumi vizsgálati célú mintavételt, illetve helyszíni vizsgálatokat egyaránt el lehet végezni (2. és 3. kép) 2. kép 12

13 3. kép Amikor a mőszerrel csak mintát veszünk a PID és IR lámpákat kikapcsolhatjuk (ez csak energia-megtakarítási indokolt, mert a gyártó közlése és összeméréseink tapasztalatai szerint a lámpák nem befolyásolják az átáramló gáz összetételét) és csak a vákuum-szivattyút mőködtetjük. A mintákat a mőszer kimenı csonkjához kapcsolt 1 literes Tedlar zsákokba győjtjük. A zsákokat sohasem telítjük teljesen, mert ez bizonyos komponensek esetén diffúzióból adódó veszteséget okozhat. A mintavétel után a Tedlar zsákot leválasztjuk a mőszer kimeneti oldaláról, a talajlevegı eredeti hımérsékletét biztosító körülmények között tároljuk, a mőszert a lámpák visszakapcsolását követıen mérésekkel igazoltan átöblítjük, megtisztítjuk. Helyszíni mérés esetén a talajlevegı egy porszőrın keresztül haladva jut be a mőszerbe. Elıször a PID (fotoionizációs detektor) lámpa elıtti ionizációs (UV) térben halad el, majd az IR (infra vörös) lámpához jut, ahol C-on történik a mérés. A mőszer alapkiépítettségben 10,6 ev PID lámpával kerül szállításra. Ez a típusú lámpa biztosítja a legtöbb szerves illékony vegyület vizsgálatát. A lámpa cserélhetı, egyes különleges esetekben alacsonyabb és magasabb ev-ú lámpák is használhatók. A PID lámpával mért érték 100 ppm izobutén referencia gázra vonatkozik. Amennyiben a PID mérhetı értéket ad és ismerjük a szennyezı komponens(ek)et, célszerő egy megismételt mérést beállítani az izobutén helyett az ismert gázt referenciaként beállítva. Mintegy 200 szennyezı komponens mérhetı ily módon. Az IR mérés négy csatornán történik: referencia-csatorna, CO 2, CH 4 és a magyar elıírásoknak is megfelelı szénhidrogén-tartalom (TPH) C 5 -C 40 szénatomszám között (sávtartomány: /cm). Mért TPH esetén a kísérı CO 2 és CH 4 elıfordulásának és arányának mértéke utalhat a szénhidrogén bomlottságának fokára, a szennyezett réteg redox viszonyaira és a szennyezés kortörténetére is. Friss szénhidrogén-szennyezıdés esetén CH 4 nem, CO 2 csak a környezı, azonos talajadottságú területen mért értékig fordul elı. A mőszer méri az O 2 tartalmat (elektrokémiai eljárás), a külsı légnyomást, az alkalmazott vákuum mértékét, saját szondájának alkalmazása esetén a talajlevegı hımérsékletét is. GPS vevıje (Holux) segítségével a mintavételi pontok raszteres beazonosíthatósága mellett a pontokat WGS84 térinformatikai rendszerben is megjeleníti, a gyártó által 2009-ben elvégzett szoftverfrissítés után Google Earth megjelenítésben is. A mőszer a kezelıpanelen található on/off gomb megnyomásával kapcsolható be, illetve ki. A mőszer fogantyúján négy (le, föl, balra, jobbra) nyíl jelzéső gomb található. A jobbra nyíl (enter) lenyomásával kerülünk a fımenübe. A Fımenü az alábbiakat tartalmazza: 13

14 Locality1 Locality2 Locality management Continuous measurement Monitor Communication System configuration Calibration Egy-egy locality egy-egy vizsgálati területnek felel meg. A lokalitásokat a locality management segítségével definiálhatjuk. Egyszerre két locality között tudunk választani. A locality management segítségével az alábbi locality beállításokat végezhetjük el: locality neve az egyes mérések területi azonosítása GPS Holux raszter (grid) a raszter méretének megadása mellett a vákuum szivattyú teljesítménye (l/perc) mintavételezési és vizsgálati gyakoriság (alapértelmezés: 0,1 sec) resetting idıtartam (a resetting két mérés között a mőszer megtisztításának szükséges idıtartama, alapértelmezés: automatikus) preintegration period (a mőszer mér, de nem rögzít, szükséges idıtartam, amíg a beszívott gáz elér a mőszerig, alapértelmezés 1,5 m-es szondánál 5 sec) integration period (a mőszer mér és rögzít) hossza (sec) a szonda szívási talpmélysége (csak információ) külsı hımérséklet (csak információ) PID standard (ppm) highsense (ppb) off (kikapcsolva) kalibrációs gáz (alapértelmezés: 100 ppm izobutén, ismert szennyezıanyag esetén, az adott domináns szennyezıanyagra kell beállítani) mértékegység ppm (ppb) mg/m 3 (µg/m 3 ) értékelés: maximum érték (gyártó által javasolt) átlagérték IR standard (ppm) highsense (ppb) off (kikapcsolva) folyamatos mód bekapcsolva (alapértelmezett) kikapcsolva mértékegység ppm (ppb) mg/m 3 (µg/m 3 ) értékelés: maximum érték (gyártó által javasolt) átlagérték hımérséklet mértékegysége: C/ F 14

15 nyomás mértékegysége: mbar/psi/kpa/torr alarm PID: alarm CH 4 : alarm TP ( összes szénhidrogén): alarm CO 2 : A locality management segítségével lehet új vizsgálati területeket definiálni, meglévıket folytatni, vagy törölni. Folyamatos mérés (Continuous measurement) A mőszer alkalmas arra, hogy folyamatos méréssel felderítse a felszíni gázkoncentráció csúcspontjait (screening), ahol konkrét méréseket lehet végrehajtani tıl a szoftverfrissítés után a folyamatos mérés eredményei számítógépes kapcsolat (terepi laptop) esetén rögzíthetık. Figyelı rendszer (Monitor) A mőszer adott helyre letelepítve egy kiegészítı eszköz segítségével alkalmas automata módban történı üzemelésre, gázmonitoring végzésére. Számítógépes kapcsolat (Communication) A mőszer a hozzátartozó szoftver és soros/usb kábel segítségével kétirányú kommunikációt biztosít a számítógéppel. A rögzített adatok számítógépre játszhatók, ahol táblázatos és grafikus formában értékelhetık, GPS mérés esetén Google Earth térképkivágaton a mérési helyek megjeleníthetık. Rendszer beállítás (System configuration) Ebben a menüpontban a locality managementben megemlített paraméterek általános értelmezése adható meg, melyek késıbb minden locality-ben alapértelmezésben jelennek meg. Kalibráció (Calibration) Ebben a menüpontban a PID 100 ppm izobuténos, az IR lámpa által mért CH 4 és CO 2 egypontos kalibrációja, az O 2 tartalom, a hımérséklet és a külsı nyomás kalibrációja valósítható meg. A PID többpontos izobuténos, az IR lámpa által mért CH 4 és CO 2 többpontos kalibrációja számítógépes kapcsolat esetén hajtható végre. 4. kép 15

16 A kézikönyvben szereplı kalibráló gázokat a feladat elvégzéséhez beszereztük és a kalibrálásokat rendszeresen végezzük. A kalibráló gázok névleges, illetve analitikai koncentrációit a 5. táblázat tartalmazza. Kalibráló gázok koncentrációja CO 2 + CH 4 CH 4 C 4 H 8 névleges analitikai (CH 4 ) analitikai (CO 2 ) névleges analitikai névleges analitikai 1000 ppm 973 ppm 974 ppm ppm ppm 10 ppm 10 ppm 5000 ppm 5132 ppm 4937 ppm 100 ppm 104 ppm ppm ppm ppm 1000 ppm 1000 ppm ppm ppm ppm 2000 ppm 1999 ppm N 2 -ben N 2 -ben szintetikus levegıben 5. táblázat A talajból kipárolgó gázok mintavétele helyszíni és/vagy laboratóriumi vizsgálathoz A talajfelszínrıl eltávozó gázok mintavételére és vizsgálatára több különbözı esetben is sor kerülhet. A mofetta kutatás, vagy a felszín alatti gázvezetékek szivárgásának ellenırzése feltétlenül ebbe a körbe tartozik. A célra az Ecoprobe 5 mőszer-szett részét képezı talajlevegı-mintavevı harang használható, mely rozsdamentes acélból készült a tetején mintavételi csonkkal (5. kép). 5. kép Méretei: átmérı: 375 mm, felület: 11 dm 2,őrtartalom: 4,5 dm 3 A felszíni gázmintavevı továbbfejlesztéseként legyártattunk egy 1 m 2 -es (négyzet alapú) alumínium gázmintavevıt, mely kisebb gázkoncentráció esetén is használható, nagyobb felülete révén (6. kép). 6. kép 16

17 Mezıgazdasági területeken elsısorban a talaj CO 2 kibocsátásának vizsgálatára alkalmazható például kisparcellás kísérletekben. Ilyen vizsgálatok céljából az eszköz a mérés helyszínére telepíthetı, a mintavételre szolgáló csonkja csappal lezárható. Az elsı mérések arra utalnak, hogy a talajból kipárolgó gázok (elsısorban a CO 2 ) horizontális variabilitása igen jelentıs. Talajlevegı mintavétel a felszíni talajrétegbıl (0-40 cm) helyszíni és/vagy laboratóriumi vizsgálathoz Amennyiben sekélymélységő talajlevegı mintavétel a cél (ez általában mezıgazdasági területeken a szántott réteg mintázását jelenti) a gyártó megfelelı átmérıjő vascsı lenyomását/leverését javasolja (7. kép), és az így mélyített lyukba helyezzük le a mőszer szondáját. A sekélymélységő lyuk kialakításához az Eijkelkamp ütvefúró készletének verıfejjel ellátott 5. szondacsövét (d=35 mm) alkalmazzuk, melyet a kívánt mélység elérése érdekében kalapáccsal verünk le, majd kiemelı stifttel húzzunk ki. A keletkezett lyuk átmérıje kb. 40 mm. 7. kép Az Ecoprobe 5 mőszer szetthez tartozó 20 mm külsı átmérıjő szondák rozsdamentes acélból készülnek. A talp felett 6 cm-re van a talajlevegı 1,1 cm-es nyílása, mely a vákuum hatására a szonda belsejében vízkizáró szeleppel ellátott mintegy 8 mm átmérıjő csövön keresztül áramlik a mérımőszer felé (8. kép). 17

18 8. kép A szondák nyaki részén tömítı gallér található, mely csonka kúp alakú. A tömítı gallér méretei: alsó átmérı: 35 mm, felsı átmérı: 59 mm, hossz: 98 mm. Talajlevegı mintavétel fúrt lyukból helyszíni és/vagy laboratóriumi vizsgálathoz A talajlevegı mintavétele céljából mélyített fúrások átmérıje minimálisan 35 mm, maximális átmérıt nem határozunk meg. A gyakorlatban a fúrógépek mőszaki adatai döntik el a lyukátmérıt. A Megaterra Kft. birtokában lévı fúróberendezések segítségével az alábbi jellemzı átmérıjő lyukak biztosíthatók a talajlevegı mintavétel céljából: Eijkelkamp ütvefúró berendezés: mm Minuteman végtelen spirálfúró: 90 mm Hidraulikus gépi fúró: mm A lyukszájak tömítése érdekében egy 40 x 40 cm mérető 6 mm vastagságú gumilapot használunk, melynek közepén egy 40 mm átmérıjő lyuk található. Ide helyezzük a szondát és tömítjük gallérját (9. kép). 9. kép 18

19 A szetthez tartozó szondatípusok: Szonda (1,5 m) talajlevegı mintavételére fúrt lyukban vízkizáró szeleppel Szonda (1,5 m) talajlevegı mintavételére és hımérséklet mérésére fúrt lyukban vízkizáró szeleppel (ez a szonda a talpi részen elhelyezett digitális hımérıt tartalmaz) Szonda (3 m) talajlevegı mintavételére fúrt lyukban vízkizáró szeleppel A szondacsövön a szondagallér elcsúsztatható, ezáltal a szonda talajlevegı-beáramló résének felszín alatti mélysége beállítható. A talajlevegı mintavétel céljából mélyített fúrások talpmélysége a talajlevegı mintavétel céljától, az esetleges szennyezett talajrétegek és a nyugalmi talajvízszint mélységétıl függ. A mintavételre használt fúrások átmérıje és talpmélysége ebbıl adódóan térfogata fontos szempont a preintegration period hosszának megválasztásához, adott szivattyú-teljesítmény mellett, annak érdekében, hogy a mintázandó/vizsgálandó talajlevegı felérjen a mőszer szenzoraihoz (6. táblázat). fúróeszköz fúrás átmérıje fajlagos térfogat fúrástalp térfogat neve [dm] [dm 3 /dm] [dm] [dm 3 ] Kézi leverés 0,450 0, ,795 Minuteman 0,900 0, ,809 Eijkelkamp 1. 1,000 0, ,854 Eijkelkamp 2. 0,750 0, ,418 Eijkelkamp 3. 0,600 0, ,827 Eijkelkamp 4. 0,500 0, ,963 Eijkelkamp 5. 0,400 0, ,257 hidraulikus 1. 2,400 4, ,195 hidraulikus 2. 1,900 2, ,764 hidraulikus 3. 1,400 1, ,969 talajlevegı mintavevı harang megnevezés átmérı felület őrtartalom [dm] [dm 2 ] [dm 3 ] harang 1 (négyzetalapú) harang 2 3, ,5 6. táblázat Többek között ennek érdekében is vásároltunk gáznemő anyagok átfolyás-mérésére használatos rotamétereket, melyek segítségével ellenırizhetjük, a mintavétel során keletkezett vákuum és a szivattyú-teljesítmény összefüggését. A gázmérı készülék bemenı csonkja elé rotamétert és egy szabályozó csapot illesztettünk, mellyel megfigyelhettük, hogy a készülék szivattyúja adott anyagáram mellett mekkora vákuumot hoz létre. 19

20 A mérés eredményeit a 7. táblázat és az 1. ábra foglalja össze: Mérési eredmények 7. táblázat 1. ábra rotaméter Ecoprobe 5 l/perc mbar 0, , , , , ,0-93 Anyagáram - vákuum diagram vákuum (mbar) l/perc 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 Az Ecoprobe 5 talajlevegı mérı készülékbe épített vákuummérı mőködése helyesnek bizonyult, mikor azt vákuummérı manométerrel ellenıriztük. A vizsgálatról jegyzıkönyv készült, melyet a M.III. Függelék tartalmaz. Természetesen a szonda felületi tömítésének biztosításával arra is lehetıséget teremtettünk, hogy a fúrásban levı pangó talajlevegı kiszivattyúzását követıen a harántolt talajrétegekbıl oldalirányból is tudjunk talajlevegıt beszívni. A pangó és a tisztító szivattyúzás utáni mintavétel elınyei és hátrányai hasonlatosak a figyelı kutak esetében a talajvíznél jelentkezı hatásokhoz. Összemérés céljából talajlevegı méréseket és mintavételezéseket végeztünk talaj-, illetve talajvíz mintavételi fúrásokból ipari területeken. Méréseket végeztünk a helyszínen, valamint 1 L-es Tedlar zsákokba vettünk talajlevegı mintákat. A megvett mintákat vizsgáló laboratóriumba szállítottuk és ott vizsgáltuk az Ecoprobe 5-tel, valamint ezzel egyidejőleg a laboratórium munkatársai CH 4 és VPH méréseket végeztek gázkromatográf (GC) segítségével. Ezzel lehetıség nyílt a mintautaztatás hatásainak vizsgálatára, valamint az Ecoprobe 5-tel és a GC-vel kapott eredmények összehasonlítására is. A mérési eredményekrıl és a tapasztalatokról a M.IV. Függelék-ben található jelentés ad részletes tájékoztatást. Talajlevegı mintavétel elveszı csúcsos módszerrel, helyszíni és/vagy laboratóriumi vizsgálathoz Az Eijkelkamp elveszıcsúcsos ( lost cone ) mintavevı vertikálisan szekcionált talajlevegı mintavételére alkalmas bolygatatlan szerkezető talajból (10. kép). Ez az eszköz nem része az Ecoprobe 5 alapfelszereltségének. 20

21 10. kép A mintavevı szondát ütvefúrós sajtolással nyomjuk a talajba, majd a kívánt mélység elérése után a kiemelı szerkezettel néhány cm-nyire megemeljük. Ezáltal az elveszı csúcs és a belül lyukas szonda eltávolodik egymástól, a szondacsı vége szabadon marad, így a vákuumszivattyú képes megszívni a talajlevegıt. Mivel ez a mintavevı szonda nem rendelkezik vízkizáró szeleppel, részletesen és pontosan tájékozódnunk kell akár néhány fúrás mélyítésével is a vizsgálandó terület nyugalmi talajvízszintjére vonatkozóan. A kétfázisú telített rétegben ezzel a módszerrel mintát venni nem szabad mivel a mőszerbe áramló víz súlyos károsodásokat okozhat. A 2009-ben végrehajtott helyszíni vizsgálataink arra utalnak, hogy jelentıs különbség van a lyukfúrásos és az elveszı csúcsos módszer között. Szennyezett területeken a lyukfúrásos módszer elfogadhatónak tekinthetı, míg agrárterületeken, illetve talajbiológiai szempontból az elveszı csúcs sokkal többet mond. Az elveszı csúcsos módszer lényegesen kisebb O 2 tartalmat mutat ki és jobban jellemzi a talajok pórusszerkezetét. Kötöttebb, agyagosabb talajokban így pl. köröstarcsai tesztterületeken az Ecoprobe 5 vákuumszivattyúja már nem volt elég erıs, illetve mintegy 250 mbar alatt PID artefaktum jelentkezett, ezért Eijkelkamp perisztaltikus szivattyút használtunk. Mivel az Eijkelkamp perisztaltikus szivattyú nagyon erıs, de viszonylag kis anyagáramot szolgáltat, a kiszívott talajlevegıt Tedlar zsákban fogtuk fel és onnan végeztük el a mérést Ecoprobe 5 mőszerrel. 21

22 11. kép Az mezıgazdasági teszt-területen elveszı csúcsos módszerrel végzett vizsgálatokról részletes adatok az M.V.Függelék-ben található jelentés, míg az ipari teszt-területen végzett vizsgálatokról a az M.VI.Függelék tartalmaz jelentést A talajlevegı közvetlen és közvetett mintavétele Eijkelkamp perisztaltikus szivattyúval helyszíni és/vagy laboratóriumi vizsgálathoz Közvetlen mintavétel Az Eijkelkamp perisztaltikus szivattyúja (12. kép és 2. ábra) robosztus, hordozható, belsı akkumulátoráról hosszú ideig mőködtethetı készülék, mely egyaránt alkalmas low flow talajlevegı, illetve talajvíz mintavételre. Mivel egy nyomókapcsolóval lehet a forgási teljesítményt szabályozni, de erre vonatkozóan nem álltak rendelkezésünkre konkrét adatok (a gépkönyvben sem), ezért összemérést végeztünk vákuum-mérı és átfolyás-mérı (rotaméter) felhasználásával. A mérési eredményeket az 8. táblázat foglalja össze. A mérésrıl jegyzıkönyvet vettünk fel melyet a M.VII.Függelék tartalmaz. Az Eijkelkamp perisztaltikus szivattyú kiválóan alkalmas, ha csak mintavételezést végzünk a terepen és a low flow javasolt, vagy ha a helyszínen mérünk Ecoprobe 5 mőszerrel, de kötött, tömörödött, pórushiányos talajon lost cone módszerrel kell a talajlevegı mintát megvenni és ehhez az Ecoprobe 5 vákuumszivattyúja nem biztosít elegendı vákuumot. 12. kép 22

23 2. ábra Gombnyomások száma anyagáram vákuum Gombnyomások száma anyagáram vákuum [db] [L/min] [mbar] [db] [L/min] [mbar] , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , táblázat Közvetett mintavétel Közvetlen mintavétel során a kiszivattyúzott talajlevegı bejut a mintavevı egységbe, közvetlenül érintkezik a vákuum szivattyúval és a mintavétel relatíve jelentıs vákuum mellett történik. A közvetett gázmintavétel lényege, hogy egy zárt, nyomásálló térben elhelyezett Tedlar zsákot oly módon töltünk meg gázzal, hogy a körülötte levı zárt térben csökkentjük a nyomást. Erre szolgálnak a vákuumbıröndök (13. kép). Az általunk beszerzett vákuumbırönd (Vac-U-Chamber, SKC-West, Inc, Fullerton, CA, USA) 1 L-es Tedlar zsák befogadására alkalmas. Front oldalán két bement található: a minta beáramlásához, illetve a vákuum kialakításához, valamint egy vákuum- megszüntetı kapcsoló. Az oldalán elhelyezett csatlakozó segítségével lehet a minta belsı vezetékeit tisztítani (tisztító szivattyúzás). A 23

24 bırönd tetején kör alakú plexi kémlelı ablakon keresztül lehet a Tedlar zsák telítıdését figyelemmel kísérni. A vákuumbırönd helyes használatának elsajátítása céljából a Megaterra Kft. dolgozói belsı továbbképzésen vettek részt, az errıl szóló jegyzıkönyvet a M.VIII.Függelék tartalmazza. 13. kép 24

25 4.9. Az MSA Sirius gázérzékelı használata a talajlevegı vizsgálata során A fotoionizációs detektorral (PID) ellátott SIRIUS kombinált gázérzékelıvel folyamatos gáz mintavétel és szakaszos gázvizsgálat végezhetı a következı paraméterekre: gyúlékony gázok, illékony szerves vegyületek (VOC), O 2 és H 2 S (14. kép). A talajlevegı, valamint erıs kipárolgás és felszíni, havária jellegő szennyezıdés esetén a szabad levegı egészség-károsító hatását lehet segítségével értékelni, és a szükséges munkavédelmi intézkedéseket megtenni (a munkaterület elhagyása, szikraképzıdéssel járó munkafolyamatok leállítása, egyéni légzésvédelmi eszközök alkalmazása, stb.) 14. kép A Sirius csatlakoztatható az Ecoprobe 5 kimeneti csonkjához, így egyszerre végeznek méréseket a fent említett paraméterek tekintetében. Ezzel figyelemmel lehet kísérni az Ecoprobe 5 méréseit megelızı tisztítási szakasz tökéletességét a kimeneti oldal O 2 tartalmának mérése révén (15. kép). 15. kép A készülék kalibrálását el kell végezni bizonyos idıközönként. A kalibrálás mikéntjérıl gyakorlati bemutató keretében a gyártó MSA INSTRUMENT DIVISION magyarországi területi képviselıjétıl kaptunk részletes tájékoztatást, ennek rövid kivonatát a M.IX.Függelék tartalmazza. 25

26 3.2. Melléklet: In situ szenzoros mérések (gázdetektor) kivitelezése (Megaterra Kft., MTA TAKI) A évi talajlevegı mintavételek és vizsgálatok eredményei Az Ecoprobe 5 kalibrálása Az Ecoprobe 5 kalibrálható paraméterei: PID egy-, vagy többpontos kalibrálása izobuténnel IR CH 4 egy-, vagy többpontos kalibrálása CH 4 -nal IR CO 2 egy-, vagy többpontos kalibrálása CO 2 O 2 kalibrálása normál, szennyezetlen külsı levegın Hımérséklet kalibrálása kalibrált higanyos hımérıvel Külsı légnyomás kalibrálása közeli meteorológiai állomás adatainak felhasználásával (A gyártónál május 31-én tett látogatásunk során a mőszer teljeskörő és többpontos kalibrációját elvégezték.) A PID egypontos kalibrálása 100 ppm névleges izobutén gázzal (2009. május 18.) Az Ecoprobe 5 mőszert bekapcsoltuk, majd a menübıl kiválasztottuk a kalibrálás funkciót. Ezek után a mőszer szett részét képezı 10 L maximális térfogatú Tedlar zsákot 100 ppm névleges izobutén kalibráló gázzal töltöttük fel. A készülékkel elıször szobalevegın történı mérést végeztünk tisztítás céljából -, majd a Tedlar zsák csonkját a készülék bemenı csonkjához csatlakoztattuk és végrehajtottunk egy újabb mérést a kalibráló gázzal. A kalibráló gáz analitikai koncentrációja: 104 ppm. A kalibrálás során a mőszerrel mért értéket (mért adat a kalibrálás elıtt: 106,64 ppm) 104 ppm-re állítottuk be és ezáltal a kalibrációt elvégeztük. Az O 2 mérés kalibrálása (2009. május 18.) Az Ecoprobe 5 mőszert bekapcsoltuk, majd a menübıl kiválasztottuk a kalibrálás funkciót. Szabad levegın végrehajtott kalibrációs mérés során a mőszerrel mért értéket 21%-ra állítottuk be és ezáltal a kalibrációt elvégeztük. Hımérséklet kalibrálása (2009. május 18.) Kalibrált higanyos hımérıt, valamint az Ecoprobe 5 készülék hımérséklet mérésére is alkalmas szondáját vízbe helyeztük perc várakozás (az egyensúly beállásához szükséges idı kalibrálás esetén) után a mőszert bekapcsoltuk, majd a menübıl kiválasztottuk a kalibrálás funkciót. A kalibrációs mérés során a mőszerrel mért értéket (a készülék által mért hımérséklet a kalibrálás elıtt: 18,62 C) a higanyos hımérı által mért értékre (18,2 C) állítottuk be és ezáltal a kalibrációt elvégeztük. A nyomás kalibrálása (2009. május 18.) A kalibrálást az Interneten található adat segítségével végeztük el. 13:00-kor Rákoskeresztúron 1018 mbar nyomást mértek, 165 m Balti feletti magasságon. A kalibrálás helyszíne GPS mérés alapján 180 m Balti feletti. Mivel 15 m magassági eltérés esetén számításaink szerint a nyomáskülönbség kb. 20 mbar, a mérés helyszínén 998 mbar a mértékadó atmoszferikus nyomás. Az Ecoprobe 5 mőszert bekapcsoltuk, majd a menübıl kiválasztottuk a kalibrálás funkciót. A kalibrációs mérés során a mőszerrel mért értéket (a készülék által mért külsı, atmoszferikus nyomás a kalibrálás elıtt: 998 mbar) a rákoskeresztúri meteorológiai állomás magassági eltéréssel korrigált értékére állítottuk, illetve mivel a két érték megegyezett, kalibrációs beállításra nem volt szükség. A kalibrálásról készült jegyzıkönyv a M.X. Függelékben található. 26

27 A gázmérés továbbfejlesztése kiegészítı eszközök rendszerbe történı integrálásával A talajlevegı mérés két fontos befolyásoló tényezıje a hımérséklet és a páratartalom. A talaj, a talajvíz és a talajlevegı aktuális hımérséklete és a talajlevegı páratartalma jelentısen befolyásolja a talajlevegı komponenseinek illékonyságát, koncentrációját. Ezen befolyásoló paraméterek részletesebb vizsgálata érdekében az alábbiakban bemutatásra kerülı páratartalom és hımérséklet mérı szenzorokat szereztük be. USB páratartalom és hımérséklet adatgyőjtı (3. ábra) 3. ábra Mért paraméterek: Hımérséklet Mérési tartomány: -40 és +70 C között Pontosság: ± 1,0 C 10 és +40 C között Relatív páratartalom (hımérséklet kompenzáció a teljes tartományban): Mérési tartomány: % RH Pontosság: ± 5,0 % RH 80 és 100 % RH között Harmatpont (a hımérsékletbıl és a páratartalomból számolva): Mérési tartomány: -40 és +70 C között Pontosság: ± 2,0 C Mérési intervallum: 2s - 24h (2s, 5s, 10s, 30s, 1m, 5m, 10m, 30m, 1hr, 2hr, 3hr, 6hr, 12hr, 24hr) LOGGER S3121 hımérséklet és relatív páratartalom-mérı és adatgyőjtı mőszer külsı érzékelıvel és kijelzıvel (4. ábra) 27

28 4. ábra Mért paraméterek: Hımérséklet Mérési tartomány: -30 és +105 C között Felbontás: 0,1 C Pontosság: ± 0,4 C 30 és +80 C között Relatív páratartalom (hımérséklet kompenzáció a teljes tartományban): Mérési tartomány: % RH Felbontás: 0,1 % RH Pontosság: ± 2,5 % RH 5 és 95 % RH között 23 C-on Harmatpont (a hımérsékletbıl és a páratartalomból számolva): Mérési tartomány: -60 és +105 C között Felbontás: 0,1 C Pontosság: ± 0,5 C 30 és 95 % RH között Mérési intervallum: 10 s Tárolási intervallum a saját memóriába: 10 s-tól 24 h-ig Teljes memória-kapacitás: egyedi mérések esetén: T+RH érték Ciklikus mérések esetén: T+RH readings Az USB mérı elsısorban a megvett talajlevegı minták utaztatási körülményeinek vizsgálatára alkalmas a hőtıtáskákban a Tedlar zsákok közé elhelyezve, a LOGGER S3121 pedig a gázmérés kiegészítésére, külsı szenzora egy bilincs segítségével könnyen rögzíthetı az Ecoprobe 5 szondacsövének levegı-beeresztı nyílása mellett. Vizsgálataink alapján megállapítható: 5 C külsı léghımérséklet alatt talajlevegı mintavételre és/vagy helyszíni vizsgálatra lehetıleg ne kerüljön sor esıben ne végezzünk talajlevegı mintavételt és/vagy helyszíni vizsgálatot a megvett talajlevegı mintákat laboratóriumi vizsgálat esetén az aktuális talajlevegı hımérsékletnek megfelelı körülmények biztosításával szállítsuk a laboratóriumba Az in-situ talajlevegı-vizsgálati eredmények bemutatása és értékelése A Megaterra Kft. a 2009-es évben nagyszámú helyszíni talajlevegı vizsgálatot végzett mezıgazdasági és ipari területeken. A felhasználás rutinszerővé válása mellett új kiegészítık rendszeresítésével többféle mérési mintavételi metodikát sikerült felállítani. A tapasztalatoknak, mérési eredményeknek és a kibıvített felszerelés állománynak köszönhetıen a Megaterra Kft. képes a projektben vállalt feladatait maradéktalanul és magas 28

29 színvonalon elvégezni. Mindezek tekintetében lehetıség nyílt az akkreditációs folyamat beindítására talajlevegı mintavételi akkreditáció megszerzésére a Nemzeti Akkreditáló Testületnél, valamint helyszíni talajlevegı mérés tekintetében szabadalmi eljárás elkezdéséhez történı felkészülésre. A mintavételre vonatkozó akkreditáció megszerzése az év végére sikeresen megtörtént. A évben Ecoprobe 5-tel elvégzett talajlevegı vizsgálatok mérési eredményinek jegyzıkönyveit a M.XI. Függelék tartalmazza. Szénhidrogén szennyezés in-situ mikrobiológiai megszüntetésének talajlevegı monitoringja A szennyezıdések felszámolása során a szénhidrogénnel szennyezett talaj, talajvíz kitermelés nélküli kezelése is lehetséges. Egy ilyen módszer a szennyezıdés hatásnövelt biológiai degradációja. A talajban élı mikroorganizmusok szénhidrogén forrása adott esetben maga a szennyezıanyag is lehet. A szénhidrogén szennyezıdések szabályozott biológiai lebontása (biodegradáció) során a mikroszervezetek speciális enzimrendszereik révén, megfelelı redoxpotenciál mellett, mobilizált formájú nitrogén, foszfor, kálium jelenlétében a szénhidrogén vegyületeket zsírsavakká alakítják, majd ezekbıl CO 2 és H 2 O keletkezése mellett energiát nyernek. Ezen eljárásokat világszerte környezetbarát technológiaként tartják nyílván. A kísérletet a projekt ideje alatt in-situ (a földtani közegben), illetve ex-situ (bioprizmákon) kívánjuk elvégezni. A évben 20 m 3 mikrobiológiai oltóanyag kijuttatása volt a feladat két részletben az Orosháza-I. teszt-területen. A kijuttatást a helyszínre szállított 1 m 3 -es IBC tartályokból gravitációsan, illetve szivattyúval, egyenletesen eloszlatva oldottuk meg. A TPH-val szennyezett teszt-területen nincs lehetıség a talaj kitermelésére és felszíni kezelésére a terület tulajdonságaiból adódóan, mivel a felszín alatt elektromos vezeték és szennyvízcsatorna is húzódik. Az intenzifikált biodegradációs eljárásnak a teszt-területeken történı alkalmazásával választ kaphatunk a mikrobiológiai lebontási folyamatokra. Az eredmények átültethetık a környezetvédelmi kármentesítési gyakorlatba, fıleg olyan helyszínek vonatkozásában, ahol a hagyományos (talajkitermeléssel járó) mőszaki megoldások nem, vagy csak korlátozott mértékben lehetségesek (épületek alatt, sőrőn beépített, burkolt felszínek, vonalas létesítmények). Az elvégzett kísérlethez kapcsolódó jelentést a M.XII. Függelék tartalmazza. Pre-laboralis mérések A laboratóriumi off-site talajlevegı vizsgálatok, mint a részletes laboratóriumi talaj- és talajvízvizsgálatok elızetes szőrıje, segítséget nyújt a laboratóriumba küldendı minták kiválasztásában A Pre-laboralis talajvizsgálatok eljárása Az eljárás során adott mennyiségő eredeti nedvességtartalmú talajt táramérlegen bemérünk, majd a vizsgálati célok érdekében átalakított edénybe helyezünk. A mérést Ecoprobe 5 PID+IR talajlevegı mérıvel végezzük. Zárt rendszerben a folyamatot addig végezzük, míg a gázmérı mőszeren az adott komponens értékei nem állandósulnak. Vizsgáltunk mintákat oly módon is, hogy a talajmintát meghatározott ideig inkubáltuk a vizsgálati edényben és azután végeztük el a méréseket, aminek az eredményeit mikrobiológiai kísérletek során lehet felhasználni. 29

30 Végeztünk olyan kísérleteket, melyben a talajmintából Eijkelkamp perisztaltikus szivattyúval vettük és továbbítottuk a mérendı talajlevegıt az Ecoprobe 5-re, melynek vákuumszivattyúja ekkor ki volt kapcsolva. Az Eijkelkamp perisztaltikus szivattyú használata azért indokolt, mert az Ecoprobe 5 vákuumszivattyúja nem elég erıs ahhoz, hogy pórushiányos, kötött agyagfrakcióban gazdag talajmintákból kiszivattyúzza a mérés elvégzéséhez szükséges talajlevegı mennyiséget, ráadásul a vákuum egy adott értéke felett a PID artefaktum jelet ad. Pre-laboralis talajvízvizsgálatok eljárása Az eljárás során adott mennyiségő talajvizet mérıhengerrel bemérünk a vizsgálati edénybe. A mérést Ecoprobe 5 PID+IR talajlevegı mérıvel végezzük. A folyamatot zárt rendszerben addig végezzük, míg a gázmérı mőszeren az adott komponens értékei nem állandósulnak. A mért értéket a mérési eljárásban résztvevı gáztérre vonatkoztatjuk. A mérést végezhetjük nyílt rendszerben az Ecoprobe 5-tel. A nyílt rendszer alkalmazása esetén lényegében sztrippelést végzünk, azaz kihajtjuk a mintában lévı illékony komponenseket. A mérés eredményeként következtethetünk az ismert mennyiségő talajvíz minta szennyezıanyag tartalmára ugyanúgy. A mérendı mintákat a helyszínen vesszük a speciálisan a célra kialakított mintatároló edénybe (headspace). Ezen edények mindegyikének megmértük a térfogatát és azonosító számmal láttuk el. A Megaterra Kft. talajlevegı mintavételi akkreditációjának megszerzése Az akkreditált státusz megszerzése érdekében módosítottuk és kiegészítettük a minıségügyi kézikönyvünket, kidolgoztuk a talajlevegı mintavételére vonatkozó belsı eljárás-rendünket Megaterra Belsı Eljárás-1, azaz MEBE-1 talajlevegı mintavételére (M.XIII. Függelék). A Nemzeti Akkreditáló Testület (NAT) által végzett éves felülvizsgálaton sor került a Megaterra Kft. talajlevegı mintavételi eljárásainak és eszközeinek bemutatására is. A NAT részérıl Szakács Imre és Bittó András vettek részt a talajlevegı mintavételre vonatkozó területbıvítési akkreditálási folyamat helyszíni szemléjén. A helyszíni értékelésre október 7-én került sor a Megaterra Kft. irodájában (1022 Budapest, Herman Ottó u. 15.). A nyitó megbeszélés után sor került a MEBE-1 dokumentációval kapcsolatos észrevételek megbeszélésére, amit a talajlevegı mintavétel bemutatása, azaz az eszközök és a mintavétel végrehajtásának ellenırzése követett. A szemlén sor került közvetlen, dúsítás nélküli talajlevegı mintavételre, furatból. A fúrófej leütése (kb. 30 cm-ig, az iroda elıtti füves területen) után a furatba helyeztük a mintavételi szondát, tömítettük, majd szivattyúzással mintát vettünk, Tedlar zsákba. Az eseményen készült értékelı jelentés szerint a szemle rendben zajlott, a dokumentáció és az eljárás mőködése megfelelt a vonatkozó elıírásoknak. A Megaterra Kft. minden szempontból (minıség-irányítási, mőszaki, szakmai) felkészültnek bizonyult. A Montabio kutatás-fejlesztési projekt keretén belül a Megaterra Kft október 28-án megszerezte a talajlevegı/depóniagáz/biogáz mintavételi akkreditációt. Az akkreditáltságot igazoló dokumentumot a M.XIV. Függelék tartalmazza. 30

31 4.1. Melléklet: Növényvédıszer-maradékok mőszeres analitikai meghatározása (MTA NKI) Alkalmazott KF Programunkban megmaradóképes (perzisztens) növényvédı szerek monitorozási vizsgálataira vállalkoztunk mezıgazdasági (vegyszeres és ökológiai termesztéső), ipari és természetvédelmi területeken. A mintavételi területek elhelyezkedését az 1. ábra mutatja. A teszterületeken a szennyezettségi határkoncentrációk alapjául a jogszabályban meghatározott értékeket tekintettük: 0,1 ng/ml egyes növényvédı szerekre vagy 0,5 ng/ml az összes növényvédı szerre (European Parliament and Council (2006) Directive 2006/118/EC (12 Dec 2006) on the protection of groundwater against pollution and deterioration. Offic J Eur Union L 372:19-31) vagy a jogszabály szerinti B érték a mikroelemenkre (6/2009. (IV. 14.) KvVM EüM FVM együttes rendelet A földtani közeg és a felszín alatti víz szennyezéssel szembeni védelméhez szükséges határértékekrıl és a szennyezések mérésérıl). A vizsgálati körben szóba kerülı növényvédı szereket és bizonyos bomlástermékeiket részint felszíni vizekben, részint talajokban vizsgáltuk, mőszeres analitikai eljárással. A javasolt vizsgálatsorozat keretében a korábbi tapasztalatokra támaszkodva növényvédıszer-hatóanyagok analitikai, toxikológiai és felhasználási megfontolások alapján megválasztott körét vizsgáltuk, különbözı szilárd fázisú extrakciós (SPE) minta-elıkészítési, majd azt követı gázkromatográfiás-tömegspektrometriás (GC-MS) analitikai módszerek segítségével. 1. ábra A 14 mintavételi hely és a vizsgált szennyezett területek földrajzi elhelyezkedése Békés megyében. A projekt elsı éve során azonosított szennyezések többféle szerves mikroszennyezıt (növényvédı szerek, petróleum típusú szénhidrogének stb.) és toxikus mikroelemeket tartalmazhatnak. Adott tesztterületet szennyezettnek tekintettük, ha a szennyezı koncentrációja meghaladja a jogaszabályban elıírt küszöbértéket (0,1 ng/ml egyes növényvédı szerekre vagy 0,5 ng/ml az összes növényvédı szerre, B érték a mikroelemenkre). 31

32 Mőszeres analitika A kémiai vizsgálatok kivitelezésében az MTA NKI alkalmazásában közremőködött egy a projekt elsı évében újonnan felvett PhD fokozattal rendelkezı vegyész kutató és egy PhDhallgató. A mőszeres analitikai vizsgálatokat a pályázatban rögzített ütemtervnek megfelelıen végeztük: a mintavételi terv ütemezésében laboratóriumunkba érkezı mintákat a beérkezéstıl számított, legkésıbb 48 órán belül minta-elıkészítésnek vetettük alá, s az analitikai meghatározásig az elıkészített mintákat hőtve tároltuk. Növényvédıszer-maradékok mőszeres analitikai meghatározása A pályázat második éve során a következı részfeladatokat ütemeztük és végeztük el: - A pályázat második évében 121 felszínivíz- és 220 talajminta elemzését ütemeztük és végeztük el. A szerzıdés értelmében e részfeladatok teljesítését írásos részjelentéssel (analitikai mérési eredmények) dokumentáljuk. A vizsgálati célvegyületek között 33 növényvédıszer-hatóanyag, -bomlástermék és lágyítószer (DBP) jelenlétét vizsgáltuk, részint az ezen vegyületekre jellemzı, a tömegspektrumokban megjelenı jellegzetes molekulaionok, részint amennyiben a vizsgált szennyezı jelenléte ezt indokolta a hatóanyag analitikai standardjével felvett kalibráció alapján. A célvegyületek körét és egyes analitikai és fiziko-kémiai paramétereit az N.I. Függelék I. táblázata tartalmazza. A táblázatban felsorolt szerves hatanyagok mellett egyes víz- és talajmintákban elemi kén jelenlétét is detektáltuk. A kapott 121 vízmintából 115 kiértékelése megtörtént. A kiértékelt vízmintákban talált növényvédı szeres szennyezések mértékét az N.I. Függelék II. táblázata ismerteti. A láthatóan erısen szennyezett vízmintákat (6 db) nem analizáltuk, mert ezekben általában külön fázisként jelentıs mennyiségő szerves anyag volt (aromás vagy más szénhidrogének). Mivel ez befolyásolja a vizes fázisban lévı növényvédıszer-mennyiséget, ugyanakkor jelentısen ronthatja az analitikai rendszerünk teljesítıképességét (magasabb zajszint ill. kimutatási határ), ezért ezeket a mintákat növényvédıszer-maradványra nem vizsgáltuk. Utóbbiak figyelembe vételével is összesen 16 mintában mutatkozott egy vagy több vegyület kimutatható szennyezése, melybıl 2 minta esetében csupán csekély mértékő (a kimutatási határ közelében detektálható) szennyezettségi szintet állapítottunk meg. A fentiek alapján a szennyezettségi találati arány a célzott mintavételezésben vett vizsgálati mintakörben mintegy 13%, ami a tavalyi mérésekhez (54-65%) képest jelentısen alacsonyabb. Emellett a mért koncentrációkban is jelentıs csökkenés mutatkozott. Ez a jelentıs csökkenés a szermaradékszintekben és elıfordulási gyakoriságukban elsısorban a két év közötti idıjárási viszonyokban mutatkozó különbségeknek tudható be: a lehullott csapadék mennyisége erısen befolyásolja a vizek szennyezettségét, s különösen aszályos év volt, elsısorban is Békés megyében ( aminek következtében a tesztterületeken a talajokból a növényvédı szerek kimosódását a csökkent csapadékszint enyhíthette, így a felszíni és talajvizekben a szermaradékszintek lecsökkentek. (Ezzel szemben a talajokban talált szintek nem változtak ld. késıbb.) Mint az eredményekbıl látható, a projekt keretében vizsgált vizek növényvédı szeres szennyezettsége szempontjából a tavalyi évhez hasonlóan továbbra is figyelemre méltóak a gyomaendrıd nagylaposi talajvízfuratokból (GYN1/.../TV/) származó minták. A mért 32

33 koncentrációk a tavalyinál ugyan kissé alacsonyabbak, de összességében magas hatóanyagszinteket mértünk a szokásos szennyezıkre. Az orosházi közútkezelıtıl (OK1/./TV), illetve az üveggyárból (OÜ1/ /TV) hozott minták egy része nagyfokú olajos szennyezettségük miatt növényvédıszer-meghatározásra alkalmatlanok. Származékképzés után 8 esetben tudtunk kimutatni klórfenoxi-alkánsavakat, de ezek koncentrációja rendkívül alacsony volt, így a mintákban a szermaradékszint mennyiségi meghatározásra nem volt alkalmas. Az orosházi területrıl győjtött öt mintából (V851-V855) dichlorprop volt detektálható, két csorvási mintából (V843-V844) trichlorprop és egy battonyai mintából (V835) 2,4,5-T (!) jelenlétét lehetett valószínősíteni. Összefoglalva: a növényvédı szeres szennyezettségi vizsgálatra kapott 121 vízmintából 115 eredményeit közölve 16 mintában volt kimutatható mennyiségő növényvédı szer. A kapott 220 db. talajminta mindegyikének kiértékelése megtörtént. A kiértékelt talajmintákban talált növényvédı szeres szennyezések mértékét az N.I. Függelék III. táblázata ismerteti. Ezen felül egy battonyai mintánál (T503) permethrin hatóanyagot detektáltunk, és több esetben (12 minta) szénhidrogéneket is kimutattunk. Ez utóbbi elsısorban a csorvási (T465, T466, T469, T479) és a battonyai területeket (T488, T495, T499, T501, T502) érintette és kisebb mértékben gyomaendrıdi (T540, T551), illetve egy kıröstarcsai mintában (T595) is mérhetı volt. Néhány esetben (4) a DDT bomlásterméke a DDE is megjelent, szerencsére csak kis mennyiségben (2-12 ng/g). Összesen 38 mintában mutatkozott egy vagy több vegyület kimutatható szennyezése, melybıl csupán két minta esetében állapítottunk meg jelentıs mértékő szennyezettségi szintet. A fentiek alapján a szennyezettségi találati arány a célzott mintavételezésben vett vizsgálati mintakörben mintegy 17%, ami a tavalyi aránynak felel meg. A projekt elsı évéhez hasonlóan leggyakoribb vízszennyezıként az acetochlor (0,02-46,25 µg/l), az atrazine (0,125-17,3 µg/l), a metolachlor (0,04-0,125 µg/l), a trifluralin (0,03-4 µg/l) talajszennyezıként a metolachlor (1-500 ng/g) és a trifluralin (3-400 ng/g) mutatkozott. (N.I. Függelék) Klórfenoxi-alkánsavak detektálása származékképzéssel A projekt célvegyületei között a klórfenoxi-alkánsav típusú herbicidek is szerepelnek. Mivel ezek közül több vegyület (pl. 2,4-D és 2,4,5-T) jelentıs egészségkárosító hatással bírnak, ezen vegyületeket, illetve metabolitjaikat rendszeresen mérni kell a különbözı környezeti mintákban. A vegyületcsalád tagjait gázkromatográfiás analízisük elıtt illékony származékokká kell átalakítani. Leggyakrabban a diazometánnal való metilészterré alakítást alkalmazzák, de a diazometán bomlékony és veszélyes reagens. Kiküszöbölésére más, kereskedelmi forgalomban kapható ágenseket teszteltünk 4-CPA, 2,4-D és 2,4,5-T keverékkel. Elınyösek azok a aszármazékképzlsi reakciók, amelyek enyhe körülmények között már szobahımérsékleten is végbemennek. Az alkilezıszerek közül a trimetilszilil-diazometán, a trimetilanilínium-hidroxid és a trimetilszulfónium-hidroxid alkalmazhatóságát vizsgáltuk. A trimetilszilil-diazometán esetében a reakció során a metilészterek mellett sok melléktermék is keletkezett. A trimetilanilínium-hidroxiddal, illetve a trimetilszulfónium-hidroxiddal nem keletkeztek melléktermékek, de az átalakulás nem volt teljes. Azonos körülmények között a trimetilanilínium-hidroxiddal ugyan kétszer-háromszor több termék keletkezett, de a származékok mennyisége még huzamosabb idı elteltével is változott. A kereskedelemben kapható szililezıszerek közül az N,O-bisz(trimetilszilil)-trifluor-acetamid (BSTFA) és a trimetilszilil-n,n-dimetil-karbamát reakcióját vizsgáltuk a célvegyületekkel. 33

34 Elkészítettük ez utóbbi vegyület terc-butil-dimetil-szilil- (TBDMS) analógját is, mert a képzıdı TBDMS-észterek több elınyös tulajdonsággal rendelkeznek. A szililezıszerekkel a klórfenoxi-alkánsavak már szobahımérsékleten kvantitatív módon átalakultak a kívánt szililezett termékekké: O Cl O + N OH O O SiMe 2 tbu -CO 2 -Me 2 NH Cl O O OSiMe 2 tbu 2. ábra A fenoxi-alkánsavak alkilszilil-karbamát reagenssel történı származékképzése gázkromatográfiás vizsgálatokhoz a 4-klór-fenoxi-ecetsav és a TBDMS példáján. A származékképzést mono-, di- és triklór-származékokkal is elvégeztük. A továbbiakban a trimetilszilil-, illetve terc-butil-dimetilszilil-karbamát reagenseket hasonlítottuk össze. Vizsgáltuk reagensfelesleg hatását a konverzióra 1:1, 1:10 és 1:100 aránynál. A TBDMS-észterek esetében a nagyobb hidrolítikus stabilitás miatt már a tízszeres felesleg is elegendı volt a minta stabilitásának biztosítására, míg a trimetilszilil- (TMS) észtereknél százszoros reagensfelesleg volt szükséges. Felvettük a rendelkezésünkre álló kilenc klórfenoxi-alkánsav standard TMS-, illetve TBDMS észtereinek tömegspektrumát. Ezen szililszármazékok, illetve további négy metilészter standard (2,4-D, 2,4,5-T, dichlorprop, mecoprop) detektorválaszát összehasonlítva megállapítható, hogy a TBDMS-észterek nagyobb jelet adnak, mint a megfelelı TMS-észter, ugyanakkor a metilészterek a mecoprop kivételével kissé nagyobb jelet adtak, mint a megfelelı TBDMS-észterek. A TBDMS-észterekkel a kimutatási határok 2-30 ng/ml közötti értékőnek mutatkoztak (N.I. Függelék, IV. táblázat). Összefoglalva az eredményeket megállapítható, hogy a szükséges kimutatási határok szililezéssel elérhetık. A származékképzésre a szilil-karbamátok alkalmas reagensek, az átalakulás már szobahımérsékleten is végbemegy. A TBDMS-származékok képzése elınyösebb, mivel jobb hidrolítikus stabilitással és tömegspektrometriás detektálhatósággal rendelkeznek, mint a megfelelı TMS észterek. A vizsgált vízminták közül 8 esetben lehetett a kimutatási határ körüli koncentrációban klórfenoxi-alkánsavak nyomaira következtetni. Eredményeinket egy elıadás keretében (OL22) a Colloquium Spectroscopicum Internationale XXXVI nemzetközi konferencián bemutattuk, és cikk formájában közlésre benyújtottuk az Analytical and Bioanalytical Chemistry nemzetközi folyóirathoz (impakt faktor 3,328). A kézirat jelenleg elbírálás alatt áll. 34

35 4.3. Melléklet. Mőtrágya-eredető nehézfém-szennyezık mőszeres analitikai meghatározása (MTA TAKI) 2008-ban végzett mérések eredményeinek összefoglalása A mőszeres mérés módszere: induktív csatolású plazma optikai emissziós spektroszkópia (ICP-OES) Az ICP-OES méréseket üvegbıl készült Meinhard-rendszerő koncentrikus porlasztóval, ciklonikus porlasztókamrával és szétszedhetı, kvarc plazmaégıvel felszerelt ULTIMA 2 ICP optikai emissziós spektrofotométerrel végeztük (HORIBA Jobin Yvon, Longjumeau, Franciaország). Nagy tisztaságú argongázt használtunk (99.999%), a plazma gázárama 12,0 L/min, a porlasztó gáz árama 0,70 L/min volt. A mérés során automata mintaváltót használtunk, az minta injektálása folyamatos pumpálással valósult meg. A porlasztógáz nyomása 300 kpa, a mintabevitel 1ml/perc arányban történt, 30 másodperces mintabeviteli várakozási idıvel. A plazma hımérséklete kb K volt. Elemenként általában kb. 20 másodpercig tartott a mérés. A spektrometriához az Ar hullámhosszát használtuk referenciaként, a mérés a legalacsonyabb hullámhosszú elemtıl a legmagasabbig terjedı sorrendben történt. 14 mikroelem mérése valósult meg a szekvens monokromátorral rendelkezı nagy teljesítményő ICP-OES mőszeren. Az egyes elemek mérését a következı hullámhosszokon (nm) végeztük: As ( ), B ( ), Ba (455,403), Cd (228,802), Co (228,616), Cr (267,716), Cu (324,754), Hg (194,163), Mo (202,030), Ni (231,604), Pb (220,353), Se (186,080), Sn (188,988), and Zn (213,856). Eredmények: Talaj- és vízmintákban összesen 14 mikroelem és nehézfém mennyiségét mértük meg ICP AES mőszerrel, eredményeinket a 10/2000. (VI. 2.) KöM-EüM-FVM-KHVM együttes rendelet (a felszín alatti víz és a földtani közeg minıségi védelméhez szükséges határértékekrıl), és a 6/2009. (IV. 14.) KvVM-EüM-FVM együttes rendelet (a földtani közeg és a felszín alatti vízszennyezéssel szembeni védelméhez szükséges határértékekrıl és a szennyezések mérésérıl) B határértékeihez viszonyítottuk. A mérési eredményeket a T.II.Függelék-ben közöltük. Összesen 322 talajmintát vizsgáltunk, melyek 67 fúrásból származtak. Ezek közül 59 mintában találtunk mikroelemek által okozott szennyezést. A mezıgazdasági területekrıl vett minták közül az összes 45 fúrási pontból 16 pont (42 talajminta) bizonyult szennyezettnek. A szennyezést elsısorban Ni okozta, ezen kívül As és Ba esetében is tapasztaltunk határértéktúllépést. A Ni-szennyezés korrelációt mutatott a talajmélységgel és a talaj fizikai féleségével, melyet 3D-ben ábrázoltunk (1. ábra). Az ábrán látható, hogy a Ni koncentrációja a nehéz agyag fizikai féleségnél és 150cm mélyen volt a legmagasabb. Az ipari területek vizsgálata során 22 pontból vettünk mintát; ezekbıl a pontokból összesen 67 talajmintát kaptunk. A mérési eredményekbıl kiderült, hogy a furatok felében, azaz 11 pontban volt határérték- 35

36 túllépés, szintén elsısorban Ni által (mind a 11 pont), de túllépés jellemzı As, Ba és Se esetében is. 2. ábra. Ni mélységi eloszlása, a talaj fizikai féleségének függvényében Az összesen 85 darab vízmintából (ebbıl 45 szennyezett) 39 származott mezıgazdasági területrıl. Ezek közül a legtöbbet a talajfúrási pontokból, illetve talajvízmonitorozó kutakból vettük, a többit (9 mintát) a mintavételi területekhez közel elhelyezkedı felszíni vizekbıl (fıleg öntözıcsatornákból). 11 mintában találtunk határértéket meghaladó szennyezést, melyet elsısorban B és Se okozott. Az ipari területekrıl vett vízminták erısen szennyezettnek bizonyultak, az 5 mintaterület közül egyikrıl sem mondható el, hogy szennyezıdés-mentes, és a 46 mintából 34-ben találtunk szennyezést. Míg a mezıgazdasági eredető mintákban csak a B és a Se esetében tapasztaltunk határértéket túllépı koncentrációt, az ipari minták esetében As és Cr is jelen volt. A 9 mintaterületen a nikkel lépte át legnagyobb számban a B határértéket, ezért ennek mélységi eloszlását vizsgáltuk. A mintaterületek között óriási különbségeket találtunk e tekintetben, mely elsısorban a talaj fizikai féleségével van kapcsolatban. Az ábrákon az mezıgazdasági mővelés alatt álló mintaterületek talajvíz-fakadási szintjét, a talajrétegek terepfelszínének jelölését, a rétegek Arany-féle kötöttség szerint meghatározott fizikai féleségét, valamint a diagramokon a Ni, a humusz, és a CaCO 3 eloszlását ábrázoltuk a mélység függvényében. A talajrétegek terepfelszínének jelölése annak színére és fizikai féleségére is utal. Az 5 lefutási görbe a mintaterületen történt 5 fúrás eredményeit jelenti. A Ni koncentrációjának mélységi lefutása bizonyos területeken az 5 mintavételi pontot tekintve teljesen homogén (pl. BA1, BA2), míg másokon heterogén (pl. KT2). A homogenitás mértéke a humusz- illetve a CaCO 3 -tartalommal áll összefüggésben. 36

37 A vizsgált elemek szerinti csoportosításban mértük fel az összes ipari, és az összes mezıgazdasági mintaterület közötti koncentráció-különbséget (11. ábra). Az átlagot és a szórást ábrázoltuk, a két fajta mintaterület függvényében. Az ábrán jól látható, hogy annak ellenére, hogy az ipari területeket elsısorban nem nehézfém-terhelésük miatt vizsgáltuk, ezek koncentrációja is szignifikánsan magasabb, mint a szántóföldi minták esetében, és ez az összes mért elem szempontjából elmondható. Elvégeztünk egy variancia-analízist is, melynek eredményeit a 12. ábrán mutatjuk be. Az egyes ábrákon a vizsgált elemek és helyszínek szerinti eredményeket szemléltetjük; a kék görbék a biogazdálkodást, a pirosak az intenzív mővelést jelzik. Az ábrákon jól látható, hogy a mővelések közötti különbséget illetıen nem sikerült minden elemre egyformán jellemzı trendet találnunk; hol az intenzív, hol pedig a mezıgazdasági eredető minták mutattak nagyobb szennyezettséget. Ez alapján nem lehet egyértelmő mezıgazdasági eredető szennyezést kimutatni. Az egyes területek közötti különbség azonban sokkal szembetőnıbb. Az analízisbıl tehát kiderült, hogy esetünkben a vizsgált elemek koncentrációját kevésbé befolyásolta a mővelés típusa, mint a mintaterület földrajzi elhelyezkedése. 3. ábra. Battonya intenzív mintaterület 37

38 4. ábra. Battonya bio mintaterület 5. ábra. Köröstarcsa intenzív mintaterület 38

39 6. ábra. Köröstarcsa bio mintaterület 7. ábra. Medgyesegyháza intenzív mintaterület 39

40 8. ábra. Medgyesegyháza bio mintaterület 9. ábra. Csorvás intenzív mintaterület 40

41 10. ábra. Csorvás bio mintaterület 11. ábra. Csorvás gyep mintaterület 41

42 As B Szántóföld Mean Mean±0.95 Conf. Interval Ipari terület 18 Szántóföld Mean Mean±0.95 Conf. Interval Ipari terület Cd Co Szántóföld Mean Mean±0.95 Conf. Interval Ipari terület 11.4 Szántóföld Mean Mean±0.95 Conf. Interval Ipari terület Cr 44 Cu Szántóföld Mean Mean±0.95 Conf. Interval Ipari terület 16 Szántóföld Mean Mean±0.95 Conf. Interval Ipari terület 42

43 Ni 36 Pb Szántóföld Mean Mean±0.95 Conf. Interval Ipari terület 10.5 Szántóföld Mean Mean±0.95 Conf. Interval Ipari terület Sn Zn Szántóföld Mean Mean±0.95 Conf. Interval Ipari terület 52 Szántóföld Mean Mean±0.95 Conf. Interval Ipari terület 12. ábra. A szántóföldi és az ipari területek közötti koncentráció-különbség, vizsgálati elemenként 43

44 16 Current effect: F(3, 222)=4.5385, p= Vertical bars denote 0.95 confidence intervals 30 Current effect: F(3, 222)=18.659, p= Vertical bars denote 0.95 confidence intervals As B MH CS BA KT 10 MH CS BA KT helyszín mővelés Bio szántó mővelés Intenzív szántó helyszín mővelés Bio szántó mővelés Intenzív szántó 0.2 Current effect: F(3, 222)=1.5761, p= Vertical bars denote 0.95 confidence intervals 15 Current effect: F(3, 222)=3.5238, p= Vertical bars denote 0.95 confidence intervals Cd 0.1 Co MH CS BA KT 9 MH CS BA KT helyszín mővelés Bio szántó mővelés Intenzív szántó helyszín mővelés Bio szántó mővelés Intenzív szántó 60 Current effect: F(3, 222)=6.4364, p= Vertical bars denote 0.95 confidence intervals 30 Current effect: F(3, 222)=13.074, p= Vertical bars denote 0.95 confidence intervals Cr 40 Cu MH CS BA KT 10 MH CS BA KT helyszín mővelés Bio szántó mővelés Intenzív szántó helyszín mővelés Bio szántó mővelés Intenzív szántó 44

45 45 Current effect: F(3, 222)=9.0813, p= Vertical bars denote 0.95 confidence intervals 20 Current effect: F(3, 222)=2.1102, p= Vertical bars denote 0.95 confidence intervals Ni Pb MH CS BA KT 5 MH CS BA KT helyszín mővelés Bio szántó mővelés Intenzív szántó helyszín mővelés Bio szántó mővelés Intenzív szántó 4 Current effect: F(3, 222)=8.4195, p= Vertical bars denote 0.95 confidence intervals 80 Current effect: F(3, 222)=14.274, p= Vertical bars denote 0.95 confidence intervals Sn 2 1 Zn MH CS BA KT 35 MH CS BA KT helyszín mővelés Bio szántó mővelés Intenzív szántó helyszín mővelés Bio szántó mővelés Intenzív szántó 13. ábra. A variancia-analízis eredménye, elemek és mintavételi helyszínek szerint. A mővelés és a földrajzi elhelyezkedés hatása a vizsgált elemek koncentrációjára. 45

46 5.1. Melléklet A mintavételi pontokon mért Daphnia bioteszt eredmények bemutatása Mint azt korábban már kimutattuk, a dibutil-ftalát (DBP általánosan elıforduló, számos vízmintában megtalálható komponens, melynek koncentrációja a legtöbb esetben 100 ng/ml körül volt, pl. BA1/A/TV, BA2/D/TV vízmintáknál) nem okozott toxicitást D. magna tesztállaton, egyetértésben erre az anyagra vonatkozó alacsony irodalmi toxicitási értékkel (EC 50 =3,0-5,2 mg/l). A GYN1E/TV és GYN1G/TV minták melyek nagymértékben szennyezettek acetochlor és atrazine hatóanyagokkal, és emellett kimagasló bórszennyezést is tartalmaznak teljes mortalitást okoztak az immobilizációs tesztben, a minták hígítatlan tesztelése során. Ezen két vízmintán 5, 10 és 25-szeres hígításban is elvégeztük a méréseket. Ezen minták esetében 6,4 szeres ill. 13,3 szoros hígítás jelenti az EC 50 értéket. Az erıteljes mortalitás, amit a minták okoztak, jól mutatja az önálló komponensek szinergizáló hatását, azonban ezek, bár kimagasló toxicitást jelentenek környezeti vízminták esetén, valójában alacsonyabbak az egyenkénti EC 50 értékeknél. GYN1D/TV minta esetében hasonló jelenséget figyelünk meg. A mintában kismértékő biológiai hatását tekintve elenyészı diazinon- és acetochlor-, illetve jelentısebb mennyiségő metolachlor- (ez utóbbi szennyezıdés mértéke azonban nem érte el a vonatkozó EC 50 érték 1%-át sem) szennyezıdéseket detektáltunk. E minta azonban mégis 65% mortalitást okozott a tesztállaton, a megfigyelt biológiai hatás vélhetıen valamely nem azonosított szennyezınek, illetve a szennyezık közti szinergista interakcióknak köszönhetı. Ezzel szemben, a MH2/F/TV minta, bár analitikai módszerekkel mért diazinon-tartalma jelentısen megközelítette a hatóanyagra meghatározott EC 50 értéket, nem okozott immmobilizációt a tesztállatokon. Annak eldöntésére, hogy az általunk alkalmazott tesztállatoknak milyen az érzékenysége a diazinon hatóanyagra, visszaméréses technikát alkalmaztunk. Esetünkben ezen hatóanyagra EC 50 =0.34 ng/l (0,27-0,39 ng/l) értéket kaptuk. A vízmintához ezen mennyiségő tiszta hatóanyagot keverve nem a várt eredményt kaptuk, mivel ebben az esetben sem okozott immobilizációt. Ez antagonista kölcsönhatásokat feltételez a komponensek között. Egy másik kritikus vízminta, amelyben magas bórkoncentrációt mutattunk ki, (CS2/TV) 40% mortalitást eredményezett. Ebben az esetben szintén elvégeztük a tesztet az EC 50 -értéknek megfelelı diazinon-koncentrációval, és 100% mortalitást tapasztaltunk. Ez a vizsgálat jól mutatja a diazinon hatóanyagra való érzékenységet, és jelzi a szinergizmust a mintában lévı diazinon és a bór között. Az általunk mért talajminták közül a KT2A/SZ okozott mortalitást, amely egyéb mikroelemek mellett kiemelkedı mennyiségő (15 mg/kg) arzént tartalmaz. A vizes extraktum 100% immobilizációt okozott, és 2,54-szeres hígítás jelenti az EC 50 értéket. Ez jól korrelál az arzén (As 2 O 3 alakban mérve) vízibolhára vonatkozó irodalmi EC 50 értékével (7,5 mg/l). A GYN1E/3 minta különbözı növényvédı szereket és mikroelemeket tartalmaz, például nikkelt, igen magas koncentrációban (40,1 mg/kg). A vizes extraktum 95% immobilizációt okozott D. magna tesztállaton. Az irodalmi EC 50 -érték vízibolhán nikkelre 7,3 mg/l (NiCl 2 alakban mérve), így a jelentıs biológiai hatás megjelenése egybevág az irodalmi adatokkal. 46

47 V. táblázat Növényvédı szer és nehézfém szennyezıdéseket tartalmazó víz-és talajminták akut toxicitása Daphnia magna tesztállaton Mintakód Mért szennyezı hatóanyag-tartalom (µg/l vagy mg/kg) acetochlo r Mért szennyezı nehézfémtartalom (µg/l vagy mg/kg) atrazine diazinon metolachlor terbutryn trifluralin As B Ni Se D. magna mortalitása (%) /EC 50 hígítási értékek (konf.int.) Vízminták BA1/A/TV (DBP: 100ng/l) <kh 846 <kh <kh V635 BA1FV V639 0,004 2, ,0 <kh BA2/A/TV V640 <kh 183 <kh 5,3 BA2/D/TV (DBP: 10ng/l) <kh 152 <kh 3,7 V643 BA2FV V645 <0,001 2, ,0 <kh BSZ1/B/TV V670 1,535 0,500 0,044 <kh 700 2,0 <kh BSZ1/FV V671 12, ,6 <kh OL1/F/TV V687 0,263 0,012 <kh 816 2,7 <kh GYN1/E/TV 100 / 1:6.4 > ,000 <0,001 1,66 0,18 0, ,0 12,6 V677 (1:4.3-1:8.9) GYN1/G/TV >1000 > 100,000 <0,001 0,56 0,35 9, ,9 23,2 100 / 1:13,3 47

48 V679 (1:9.0-1:18,8) GYN1/D/TV V676 0,18 0,008 55,90 8, ,0 65,0 ± 8,7 GYN1F/TV V678 35,90 1,000 0,011 0,039 40,5 69,5 MH2/F/TV V651 0,84 1, ,5 MH2/F/TV a V651 1,18 1, ,5 CS2/TV V702 < 0, ± 28.3 CS2/TV a V702 0, Talajminták KT2B/SZ T382 0,005 16,0 32,2 46,3 <kh - KT2A/SZ 100 / 1:2,5 0,203 15,4 30,8 37,1 0,7 T379 (1:1,7-1:3,3) GYN1E/3 T460 0,005 0,20 0,011 0,011 7,8 22,7 40,1 94,9 ± 8,8 GYN1A/2 T447 0,014 10,8 22,6 35,4 GYN1D/3 T457 0,011 0,019 16,6 49,2 53,1 CS1A/1 T260 0,081 16,3 40,5 51,2 D.magna irodalmi EC50 értékei (µg/l) D. magna EC c c 0,96 c c 2660 c 250 c g 430- f 4070 h 0 a Hozzáadott EC 50 értéknek megfelelı mennyiségő diazinon 48

49 b A mért és hozzáadott diazinon mennyiség összege c The e-pesticide Manual d As(III), As 2 O 3 -ként mérve f µg/l B(III), tetraborát, illetve µg/l, elemi B esetén. g Ni(I), NiCl 2 -ként mérve. h µg/l Se (IV), szelenit és µg/l Se (VI), szelenát esetén. 49

50 5.2. Melléklet: Ames-féle mutagenitási tesztek kivitelezése (MTA NKI) A prokarióta egysejtőeket alkalmazó mutációs tesztek legnagyobb elınye, hogy a felhasznált tesztszervezetek egyszerően kezelhetık, ugyanakkor az eljárások viszonylag gyors eredményt adnak, így költséghatékonyak. Ezekkel az eljárásokkal génmutációkat detektálhatunk (kereteltolódás, bázispárcsere). A legnépszerőbb eljárásnak máig az Amesteszt mondható. A teszt során a mutagén hatású anyagok a tesztelésekben használt, eleve mutációt tartalmazó baktériumokban pontmutációt indukálva (revertálva a fennálló mutációt) helyreállítják azok kiesı aminosav-szintetizáló képességét. A reverzió populációt érintı gyakorisági értéke arányos a mutagén hatással. A baktérium reverz mutációs tesztben használt baktériumtörzsek (mint indikátorszervezetek) auxotróf mutánsok, egy-egy aminosavat kifejezetten igényelnek a szaporodásukhoz, mivel azt nem képesek szintetizálni. Ez az aminosav a Salmonella typhimurium törzsek esetében hisztidin, az Escherichia coli WP2 esetében triptofán. Ezen auxotróf mutáns (fejlıdésre csak bizonyos készen kapott anyagok felvételével képes) baktériumok tehát nem képesek minimál táptalajon növekedni, csak akkor, ha valamilyen mutagén anyag hatására prototróf (vad típusú) baktériumokká revertálnak. A tesztek elvégzéséhez a nemzetközi protokollnak megfelelıen 3 baktériumtörzset választottunk ki, ezek a Salmonella typhimurium TA 100, TA 1537, illetve az Escherichia coli WP2. A TA 100 törzs bázispárcserén alapuló mutációk kimutatására alkalmas, míg a TA 1537 törzs kereteltolódást detektál. Az E. coli WP2 törzse oxidációs mutagénekre, keresztkötéseket indukáló ágensekre és hidrazinokra érzékeny. A magasabb rendő szervezetektıl eltérıen a baktériumok nem rendelkeznek az oxidatív, metabolizáló enzimrendszerrel. Ezt a hiányt kiküszöbölendı a baktériumok tesztanyaggal való kezelésekor patkánymájból izolált posztmitokondriális S9 frakció jelenlétében is végrehajtottuk minden esetben a kísérletet, mely elıállíthatja egy promutagén anyag aktív metabolitját. Mivel azonban a legtöbb fenoxi-ecetsav típusú herbicidhez hasonlóan a 2,4-D hatóanyagú gyomirtók is szennyezettek lehetnek dioxinokkal, így vizsgálataink folytatásaként elvégeztük egy 2,4-D hatóanyagú termék tesztjét is. A dioxinok minden esetben keletkeznek a fenoxikarbonsavak gyártása során, a gyártási technológiától függı mennyiségben és szerkezettel, különösen lassan bomlanak el, ugyanakkor erıteljesen akkumulálódnak a zsírszövetekben, befolyásolva az immunrendszert, a reprodukciós szervek mőködését, a hormonális- és az idegrendszert, így számos betegség kialakulásáért felelhetnek. Tesztjeinkhez a Dezormon nevő készítményt választottuk, melyet a Nufarm Hungária Kft. bocsátott rendelkezésünkre. A tesztek eredményei alapján elmondható, hogy a Dezormon (2,4-D + szennyezettségi profilja) nem okoz az Ames-teszt által kimutatható pontmutációkat. Jelenleg talajvízminták tesztelését végezzük, melyekben elızetesen sikerült több tesztben mutagén hatású növényvédıszer-maradékokat kimutatni. A továbbiakban tervezzük az Ames MPF (MicroPlate Format) teszt kipróbálását és meghonosítását is. Ebben a tesztben a hagyományos módszer helyett (melyben lemezöntéses technikát alkalmaznak) 384 lyukú mikrotiter tálcákat használnak, és az eredményt metabolikus színreakció jelzi. A teszt nagy elınye a hagyományos formával szemben az egyszerőbb és gyorsabb használat, a költséghatékonyság és az alacsonyabb tesztanyagszükséglet. Mivel az Ames MPF tesztben a hagyományos teszttel megegyezı törzseket alkalmaznak, így az eredmények összevethetıek lesznek a korábbi irodalmi adatokkal. 50

51 5.3. Melléklet: Drosophila SMART teszt kivitelezése (MTA NKI) Míg az Ames-teszt a pontmutációk detektálására ad lehetıséget, az általunk választott másik tesztrendszer a magasabb rendő szervezetekben elıforduló kromoszómamutációkat deríti fel. A magasabb rendőek használata azért is indokolt, mert örökítı anyaguk szervezıdése, átörökítése a különbözı fajok esetében lényegében azonos, és anyagcseréjük is nagymértékben hasonló. Ezért ha egy fajban (például ecetmuslicában) valamely vegyület mutagén, az várhatóan más fajokban is az lesz. A SMART teszt az ecetmuslica (D. melanogaster) genetikai mozaikjainak indukcióján alapul. Az eljárás során a recesszív markermutációkat hordozó szülıktıl olyan utódokat hoznak létre, amelyek a markermutációkra transz-heterozigóták, vad fenotípust mutatnak. Az utódok fejlıdése során mutagén hatásra a testi sejtekben kromoszómatörések és azt követıen mitotikus rekombinációk következhetnek be, illetve bizonyos génekben pontmutációk jöhetnek létre. Ennek eredményeként a képzıdı utódsejtek az adott recesszív marker mutációkra homozigótává válnak, így a mutáns fenotípust mutatják, s az eredeti, vad típusú sejtek között mozaikfoltot képeznek. Ha a vizsgált vegyületnek nincs mutagén hatása, csak nagyon kis gyakorisággal képzıdnek mozaikfoltok. Ellenkezı esetben a mutagén hatás mintegy elıhívja a szülıktıl öröklött lappangó tulajdonságokat: azok az utódok testén mozaikfoltok, szigetek formájában jelennek meg. Sok mozaikfolt általában erıs mutagén hatást jelez és fordítva. A SMART teszt mérıszáma a mutációs gyakoriság (f), mely a mutagén hatások erısségének jellemzıje: megmutatja, hogy az összes, mutagén hatásnak kitett sejt hányad részében következett be olyan hatás, mely az imágók szárnyán jól detektálható, mutagenitást jelentı mozaikfoltok megjelenéséhez vezetett. f=n*m/c*n ahol, n = a mozaikfoltok száma m = a mozaikfoltok átlagos mérete C = a szárnyat alkotó sejtek száma N = a vizsgált szárnyak száma A projekt elsı évében elvégzett kísérletek során optimalizáltuk a módszert, illetve elvégeztük az atrazine, glyphosate és 2,4-D hatóanyagok tesztelését. Ennek folytatásaként 2009-ben tovább folytattuk a magyarországi talajokban és vizekben leggyakrabban elıforduló növényvédıszer-hatóanyagok (terbuthylazin, chlorothalonil, delthametrin) vizsgálatát. Az alkalmazott koncentrációkat a The Pesticide Manual adatbázisban fellelhetı ízeltlábúfajok LC 50 -értékei, illetve az Egyesült Államok Környezetvédelmi Hivatala (US EPA) és az Egészségügyi Világszervezet Rákkutató Ügynöksége (IARC) által létrehozott genetikai hatásprofil-adatbázisban (GAP2000) található, a hatóanyagokra vonatkozó mutagenitási eredmények figyelembevételével határoztuk meg. Mivel ezek a vegyületek az eddig vizsgáltakkal szemben vízben nem oldhatóak, ezért elsı lépésben az alkalmazni kívánt oldószer hatását teszteltük. A kezelt állatokon az egyébként elterjedt oldószernek számító dimetil-szulfoxid (DMSO) már 0,1ml / 6 ml táptalaj koncentrációban két napon belül teljes mortalitást okozott. Ennél kisebb mennyiségő oldószerben viszont nem lett volna lehetséges feloldani a hatóanyagokat. Vizsgálataink eredményeit az VI. táblázatában foglaltuk össze. Az etanolt 0,1; 0,5 és 1 ml / 6 ml táptalaj koncentrációban vizsgáltuk imágókon, itt nem tapasztaltunk mortalitást, ezért elvégeztük a mutagenitási teszteket is lárvákkal, melyek 51

52 szintén negatív eredményeket adtak, így ezután a hatóanyagok feloldásához ezt az oldószert alkalmaztuk a vízben nem oldódó hatóanyagok esetében. A terbuthylazine a vizsgált alacsonyabb koncentrációban (100 mg/l) is csak f = 1,3*10-5 értéket mutatott, azaz nem tekinthetı mutagénnek. Ez a koncentráció az irodalomban fellelhetı, ízeltlábúakra vonatkozó LD 50 -érték többszöröse. A chlorothalonil esetében alkalmazott két dózis (1,8 mg/l és 9 mg/l) esetében hasonló eredményeket kaptunk a mutációs gyakoriságra (f = 2,55*10-5 és f = 2*10-5 ). A deltamethrin hatóanyagot 3 koncentrációban (5, 25, 125 mg/l) vizsgáltuk, mutagén hatást egyik koncentráció esetében sem tapasztaltunk (a mutációs gyakoriságok rendre f=2,38*10-6, f=8,312*10-6, f=6,66*10-6 ). A kapott eredmények minden esetben egy illetve két nagyságrenddel kisebbek, mint a pozitív kontrollként alkalmazott formaldehid esetében számolt mutációs gyakoriság, ezért a vizsgált hatóanyagok a SMART tesztben nem mondhatóak mutagénnek. A továbbiakban elvégeztük néhány vízminta vizsgálatát. A V677 (GYN1/E/TV) és V679 (GYN1/G/TV) minták ipari szennyezés után elvileg megtisztított kutakból származnak, azonban méréseink szerint mindkét hely továbbra is nagy mennyiségben tartalmaz növényvédıszer-maradékokat (acetochlor, atrazine, metolachlor, terbutryn, trifluralin). Az elızetesen Daphnia magna tesztállaton elvégzett immobilitási tesztek jelentıs toxicitást mutattak mindkét mintán. Ezzel szemben a SMART tesztben egyik minta sem fejtett ki mutagén hatást (5,5* ,9*10-5 ). Megkezdtük a SMART teszt statisztikai hátterének kidolgozását is. Bár a korábban Szabad János (SzTE Orvosbiológiai Intézet) által bevezetett mutációs gyakoriság, mint mérıszám jó kiindulópontot ad a mutagén anyagok kiszőrésére, tapasztalataink azt mutatják, hogy ennél pontosabb, precízebben mérhetı paraméterekre is szükség van. Ezért a Szent István Egyetem Állatorvos-tudományi Karának Biomatematika Tanszékével (Reiczigel Jenı) együttmőködve dolgozunk egy új statisztikai módszer fejlesztésén, amely az adataink pontosabb biometriai értékelését szolgálja. 52

53 VI. táblázat A SMART-teszt eredményei Kezeletlen (kontroll) Pozitív kontroll (FA) Alkalmazott dózis (mg/l) A vizsgált szárnyak száma (N) Mozaikfoltok száma (n) Mozaikfoltok átlagos mérete (m) Mutációs gyakoriság (f) ,3 6* ,1 9*10-4 2,4-D ,56* ,3*10-3 glyphosate ,4 3,55* ,2*10-5 atrazine ,7* *10-3 terbutylazine ,22* ,8 1,3*10-5 chlorothalonil 1, ,5 2,55* ,6 2*10-6 delthametrin ,38* ,66 8,312*10-6 etanol ,66* , ,1* , ,11*10-5 V ,6*10-5 GYN1/E/TV ,5 1,9* V ,5 1,04*10-5 GYN1/G/TV ,3 10,83* ,5*

54 5.4. Melléklet Tanulmány: Két talajbiológiai indikátor mintavételi elrendezésének optimalizálása Készítette: Dombos Miklós András Bevezetés és célkitőzések A talajbióta jelentısége A talajlakó élılények biológiai tevékenysége meghatározó fontosságú a talajok fejlıdésére. A talajlakó élılények (talajbióta, edafon) alapvetı ökológiai funkcióját a szén biogeokémiai ciklusban betöltött szerepében, azon belül a szervesanyag lebontásában (dekompozíció) lehet meghatározni. A szervesanyag lebontás módjának és sebességének ismeretét napjainkban már gyakorlati környezetvédelmi szempontok teszik fontossá, mivel a szervesanyag lebontás folyamán a szén humusz formájában tárolódik a talajban, amely a szén ökológiai anyagforgalmi rendszerében összefügg a levegı üvegházhatású széndioxid gáz koncentrációjával és így a klímaváltozásban fontos szerepe van. A talajok szervesanyag képzıdésében és általában a talajok biológiai folyamataiban számos élılénycsoport vesz részt (edafon), melyet a testméret szerint mikro-, mezo-, és makrofaunára szokás felosztani. A mikrofaunát fıként a mikrobiális gombák és baktrériumok, továbbá a fonálférgek alkotják. A mikrobiális biomasszával táplálkozik a talaj mezofaunája (fıként ugróvillások, atkák), a makrofaunába a földigiliszták, ill, egyéb gerinctelen talajlakó állatcsoportok tartoznak. A földigilisztákat az un. ecosystem engineers jelzıvel szokták illetni, mivel a táplálkozásukkor a humuszos talaj egésze áthalad a bélcsatornájukon. A szerves szénvegyületek végsı bontását a mikróba közösségek végzik, de a talaj mezofaunája a nagy egyedszámból adódóan- is jelentısen befolyásolja a talaj szén-anyagforgalmi folyamatait. Az ökoszisztéma szintő környezeti változásokkal kapcsolatban a mezofauna szerepét számos vizsgálatban bizonyították, így pl. a globális felmelegedéssel is összefüggı emelkedett légköri szén dioxid koncentráció kapcsán (Jones és mtsai. 1998). A mezofauna fontossága, azaz nagy hatása az anyagforgalomban nem a közvetlen hatásokon keresztül jelentkezik (Brussaard 1998), a mezofauna a talaj teljes respirációjához alig járul hozzá (Petersen és mtsai. 1982), azonban a közvetett hatása az anyagforgalomban sokkal fontosabbnak bizonyult, amely fıleg a talaj mikroflórájának fıként gomba, (többnyire Actinomycetes), baktérium illetve alga és állati egysejtőek szabályozásán keresztül valósul meg, miután ezek képezik a mezofauna fı táplálékát (1. Táblázat). 1. Táblázat. A talajlakó állatok (mikro-, mezo-, és makrofauna) ökoszisztéma funkciói. Ökoszisztéma funkció Folyamatok taxonómiai csoport, illetve talaj állapot indikátor Szervesanyag Fragmentáció Lumbircidae -földigiliszták, Enchytradae - lebontás televényférgek Isopoda ászkarákok Collembola úgróvillások Acari - atkák Szerves szubsztrát Gomba/baktérium arány Talaj szerkezetesség transzformáció Bioturbáció + talajaggregátum képzıdés Lumbircidae -földigiliszták, Enchytradae - televényférgek Talaj ökoszisztéma Trófikus kapcsolatok Talajlakó lebontó állatközösség

55 stabilitása közösségszerkezeti mutatói (morfológiai index) C-forgalom Talaj respiráció Mikrobiális biomassza (Az összmikrobás katabolikus aktivitás meghatározása FDA módszerrel) Mikrobiális funkcionális diverzitás Növények tápanyag elérhetısége (BIOLOG TM ) N- P- és vízfelvétel mikorrhíza szimbionták Nitrifikáció Nitrifikációs baktériumok A talajok biodiverzitása talajok ökológiai állapota A talajok komplex élıhelyek, az ökoszisztémák talán egyik legbonyolultabb szerkezető eleme, mely élettérhez számos élılénycsoport adaptálódott. Ezért az alacsonyabb- és a magasabb rendő állatok, vagy a gombák egész sora csak és kizárólag a talajban élhet. Ez az evolúcióbiológiai tény maga után vonja a talajok magas biodiverzitását és annak megırzését célzó konzervációbiológiai, ökológiai és környezetvédelmi feladatokat és célokat. A talajbiológiai indikációs eljárások az élıhelyeken fellépı biológiai degradációs folyamatokat teszik mérhetıvé. Azt jelzik, hogy az adott élıhely talajaiban az életközösségek ökológiai állapotjelzıi adott környezeti terhelés mellett pl. területhasználat módja, intenzitása, savanyodása, szennyezettsége, stb.- mennyire különböznek a kevésbé terhelt területek életközösségeitıl. E módszercsalád alapján képesek lehetünk a terhelések mértékét a fenntarthatóság szempontjából skálázni, az esetleges degradációs veszélyeket feltárni és indikációs modellek bevezetésével a talajökológiai változásokat elıre jelezni. Tehát az ökológiai indikációban konkrétan (1) a természetes élıhelyeken talajbiológiai paraméterekkel mérjük az élıhely természetességi fokát és kvantitatív összefüggést keresünk a biológiai degradáltság és a diszturbációs hatás között; (2) az agro-ökoszisztémákban talajbiológiai paraméterekkel mérjük az élıhely fenntarthatósági fokát és az adott válaszokat a mezıgazdasági gyakorlatból adódó hatáshoz skálázzuk. Olyan szervezetek alkalmasak talajbiológiai indikátornak, melyek nagy fajszámmal és egyedszámmal vannak jelen a talajlakók közösségeiben. Ilyenek például az ugróvillások (Collembola) és egyes atkák (Acari). További elıny, hogy olyan élıhelyek minısítésére is alkalmasak, ahol gyakorlatilag nincs állandó diverz növénytakaró, mint például a szántóföldek, és azok a gyepterületek, melyek csak néhány növényfajjal borítottak, így a területek diverzitási mutatói nem képesek tükrözni a területen bekövetkezı ökológiai változásokat. Talajbiológiai monitorozás - Európai kitekintés A nemzetközi környezetvédelmi szervezetek (EU/EEA, UN-ECE/CCE, OECD) programjaikban célul tőzték ki olyan talajértékelı rendszerek kidolgozását, melyek segítségével a (fél) természetes élıhelyek, mezıgazdasági termıhelyek talajökológiai állapota minısíthetı. Így pl. az Az Országos Talajvédelmi Stratégia szerint: a biológiai degradáció, a kedvezıtlen mikrobiológiai folyamatok, szervesanyag-készlet csökkenése, a hazai talajaink biológiai állapotának jellemzése és az abban bekövetkezı változások folyamatos nyomon követése a jövı kiemelt kutatási célkitőzése. (Breure és mtsai 2003, Várallyay és mtsai. 2005). A talaj biodiverzitás monitorozása az Európai Környezetvédelmi Ügynökség által 55

56 meghatározott talaj monitoring egyik fı eleme. (EEA Techn.Rep. 12. oldal 1.2 Táblázat). A talaj biodiverzitásának megırzése mellett a másik feladat az EEA (2003a) munkaanyaga, továbbá OECD 2003 jelentése szerint a bioindikációs eljárások fejlesztése. A bioindikáció a talajban élı életközösségek ökológiai minısítésén alapul, melyhez a talajbiota monitoring szintő feltárása és mérése szükséges. A talajok fizikai, kémiai, szennyezettség, stb. jellemzése mellett a talajban élı életközösségek jellemzıi is fontos elemei a környezeti és agrárvédelmi információs hálózatoknak. Az utóbbi 10 évben több EEA tagországban köztük Németország, Ausztria, Franciaország, Svédország, Görögország- a talajvédelmi monitoring rendszereket talajökológiai elemekkel egészítették ki (EEA 2001, 13. oldal 2.1. táblázat) Az utóbbi években, egy EU projekt keretében (ENVASSO project - Environmental Assessment of Soil for Monitoring) a talajok degradációjának Európai léptékő monitorozásának tervezésében vehettem részt. A projekt célja olyan talaj indikátor készlet tervezése és tesztelése, mely az Európai Közösség országaiban egyöntetően használható lenne, és amely alapját képezhetné egy országok között összehasonlításra alkalmas, harmonizált információs rendszernek. E munka folyamán három un. kulcs-indikátor került meghatározásra: 1, Földigiliszták egyedszáma és fajszáma -makrofauna; 2. Ugróvillások egyedszáma és fajszáma mezofauna; 3, mikrobiális respiráció. E három indikátorhoz a megfelelı mintavételi és kiértékelési módszereket is meghatároztuk. (ENVASSO Decline in Soil Biodiversity, Pilot Area Report, Hungary, 2007). A mezo-, és makrofauna diverzitásának jellemzéséhez a kiválasztott állatcsoport alkalmas, azonban a mikrofauna diverzitását a mikrobiális respiráció nem jellemzi. Ezt az indikátort kényszerően választotta a kutatócsoport, mivel a jelenlegi laboratóriumi felszereltségek és költségek alapján, EU-s szinten nem látszik kivitelezhetınek a mikrobiális diverzitás közvetlen mérése. A jelen munka hátterét képezı projektben (MONTABIO) a mikrobiális respiráció helyett egy enzimaktivitáson alapuló mikrobiális biomassza indikátort vizsgáltunk. Mintaszám optimalizáció Annak ellenére azonban, hogy e három indikátor módszertani leírását elvégeztük, ill. e paraméterek mérési módszereit korábban már ISO szerint szabványosították is (lásd. módszerek fejezet), a mintavétel elrendezését, az ismétlésszámot és az így nyerhetı pontosságot eddig csak részlegesen vizsgálták. E dolgozatban a talajokban mért két talajbiológiai változó (Ugróvillás egyedszám és Összmikróbás aktivitás FDA alapján) méréseinek pontossági vizsgálatát, továbbá a mintanagyság és minták térbeli elrendezésének optimalizálását tőztem ki célul. A pontosság vizsgálatánál fontos, hogy megismerjük a méréskor fellépı különbözı típusú hibákat és azok hatását az adatok szóródását jellemzı statisztikai mutatókra. A mintavétel tervezésénél elsıként meg kell határozni: (1) a kísérleti elrendezést (experimental design), -ami a vizsgálat szakmai kérdésébıl, vagy a monitorozás feladatából adódik- (2) illetve a pontossági követelményeket, így pl. a minimális kimutatási változást (minimal detectable change)- ami szintén szakmai tapasztalaton alapszik- A kísérleti elrendezést statisztikai értelemben tekintjük, azaz elsıként az a kérdés, hogy kísérletrıl (a), vagy un. megfigyeléses vizsgálatról (b) van-e szó. Az (a) esetben a kérdésünk az, hogy: van-e hatása valamely kezelésnek az un. válasz-változó (itt talajbiológiai indikátor) mért értékeire? Ekkor az adott kísérleti elrendezésnek megfelelı statisztikai elemzéshez (pl. ANOVA, vagy regressziós elemzés, stb) bizonyos elıvizsgálati 56

57 adatok mellett, vagy az egyes csoportokhoz tartozó szórás adatok segítségével- meg lehet határozni, hogy az adott hipotézis statisztikai elvetéséhez v. elfogadásához mekkora ismétlésszámokat kell alkalmazni. A szükséges mintaszám pontos meghatározását adott kísérleti elrendezés mellett (pl. valamely ANOVA elrendezés /design/) pl. a CADEMO szoftverrel lehet kiszámolni, de a Statistica és az SPSS szoftverek is rendelkeznek mintaszám - optimalizációs modullal. A (b) esetben a kérdésünk arra irányul, hogy a vizsgált talajbiológiai indikátor az adott helyen és adott idıpontban mekkora értéket vett fel? Ez fıként az un. felméréseknél (survey) és monitorozásoknál lép fel, ahol statisztikai értelemben un. pontbecslést point estimation kell elvégezni. Itt a pontbecslésnél a szükséges mintaszám a mért változó pontossági kritériumától függ. Ha pontosabb adatokat szeretnénk, akkor több ismétlés szükséges, azonban az ismétlések térbeli elhelyezésével, illetve a mintavételi mód kialakításával sokat lehet javítani a pontosságon. Meg kell azonban jegyezni azt, hogy az a, és b, pontban leírt problémák sohasem függetlenek egymástól, mert nyílván egy monitorozásnál is lehet valamely hipotézis (lásd pl. hatás alapú monitorozó rendszerek effect based monitoring), és az adott kísérletnél is kíváncsiak lehetünk arra, hogy egy adott kezelésnél kapott adat abszolút értéke mekkora, nemcsak arra, hogy szignifikánsan különbözik valamely másik csoporttól (pl. kontrolltól). E dolgozatban fıként a (b) kérdéskört, tehát az un. pontbecslési kérdéseket fogom megvizsgálni két talajbiológiai változónál: mikrobiális aktivitásán (mikrofauna) és az ugróvillások (Collembola) egyedszámán (mezofauna). Ha meg akarjuk ismerni a pontossági követelményeket, minimálisan legegyszerőbb esetben - ismernünk kell a szórást, és információval kell, rendelkezzünk a szórás és a mintanagyság összefüggésérıl. Sajnos azonban nem elég csak magát a szórást ismernünk, mert maga a szórás is változik azzal, hogy a mintákat milyen térbeli elrendezésben vesszük, tehát a kísérleti elrendezésnél a térbeli elrendezést is vizsgálni kell. A térbeli elrendezés megválasztása egyrészt függ a mintavételi módszer technikájától, másrészt függ a mért változónk térbeli heterogenitásától.. Ekkor a kérdés az, hogy mekkora területrıl hány almintát érdemes venni egy területen (jelen esetben parcellán) az adott indikátor becsléséhez. A vizsgálat további fokuszálásához meg kell ismerni a mérés hibáival kapcsolatos néhány alapvetı statisztikai fogalmat: Mérés pontossága: mekkora a becslésbıl származó értékek szóródása a becsült tényleges érték körül; Mérés megbízhatósága, Torzítás: mennyivel tér el a becsült középérték a valós középértéktıl; (1. ábra) 57

58 1. ábra A mérés hibái (torzítás és pontosság). (Kiss J. után: A fenti definíciókat tekintve az egyedszám-becslés torzítása, megbízhatósága (bias, accuracy) azt jelenti, hogy a becslésünk mennyire van közel a valódi populációmérethez. Ha a mintavétel során a szisztematikus hibákat nem tudjuk kiküszöbölni, -pl. a csapdáinkat észreveszik az állatok és kikerülik, emiatt kevesebb egyedet fogunk- akkor a mintánk torzított, a mérésünkben alacsonyabb értékeket kapunk. Ezt írhatjuk le a mérés torzításával, vagy megbízhatóságával. Nem szabad azonban összekeverni a minta megbízhatóságát a minta pontosságával (precision), mely maguknak az ismételt méréseknek -mért értékeknek- az egymáshoz képesti közelségét jelenti. A mérések lehetnek közel egymáshoz = pontos, vagy érzékeny mérés (high precision), de ha a valódi populációmérettıl távol vannak, akkor a mérés nem megbízható (low accuracy, biased estimation). A mérés megbízhatóságát többfajta mérés összehasonlításával lehet becsülni, vagy ha ismert a populáció valódi egyedszáma, akkor az ettıl való eltérés nagysága megadja a pontosságot. E fentiek alapján a következı kérdésekre szeretnék választ adni: Egy mezıgazdasági mővelés alatt álló parcella mikrobiális aktivitásának és ugróvillás egyedszámának reprezentatív becsléséhez 1. Mekkora területrıl érdemes a mintát venni? 2. Összevont mintavétel esetén hány al-mintából álljon a minta (mekkora legyen a talajminta végsı térfogata)? 3. Hogyan lehet a rétegzett mintavételt tervezni - helyszíni vizsgálatok segítségével hogyan lehet a vizsgálat szempontjából homogén talajfoltokat kiválasztani? Talajgáz mérések segíthetnek-e a foltok kiválasztásában? 58

59 Irodalmi áttekintés Vizsgált indikátorok 1. indikátor: Ugróvillások (Collembola) egyedszáma A következıben a Collembola diverzitás indinikátor protokolját mutatom be, melyet az ENVASSO projektben határoztunk meg. Definíció: A talajban élı ugróvillások fajgazdagsága és abundanciája egy monitorozási helyszín egy adott pontján egy adott idıben (egyedszám/m 3 ; g/m 3 ). Mérendı paraméterek: A talaj jellemzése: Talajmélység (m), Nehézfém-tartalom (mg/kg), Tápanyag-tartalom (cmol/kg), ph,talajvízszint (m), Talajnedvesség (v%), Textúra (agyag, iszap, homok %), Térfogatsőrőség (t/m 3 ), Szervesszén-tartalom és teljes széntartalom (w/w %), 100 m 2 -enként 3 ismétlés szükséges. A mintavételi hely jellemzése: Klimatikus viszonyok (havi átlag, mm, C), Gazdálkodási mód (FAO 2006), Mővelési ág (FAO 2006), Vegetációtípus, borítás (FAO 2006), Humuszos réteg vastagsága (m) lépés: A talaj és a mintavételi hely jellemzése, ISO :2006 szabvány szerint lépés: A mintavételi hely kialakítása A mintavételi hely területe körülbelül 100 m 2 legyen. Ha a helyszínen már található a helyszínt és a talajt monitorozó állomás, akkor a győjtött adatok (klíma, gazdálkodási mód, fiziko-kémiai tulajdonságok) felhasználása érdekében a Collembola-mintavételi területet a következı módon kell elhelyezni:ha lehetséges, a meglévı monitoring rendszer mintavételi helyén belül,vagy maximum 5m távolságra. A jövıbeli mintavételek helyszíne: É, D, K, ill Ny-i irányban 5 illetve 10 m-re a már meglévı monitorozó állomástól. Ha nincs a közelben meglévı monitoring állomás, akkor kiegészítı vizsgálatok szükségesek a biodiverzitás-adatok értelmezéséhez (ld.: mérendı paraméterek). A mintavételi helyet homogén területen (talajtani jellemzık alapján) jelöljük ki. A mintavételi hely koordinátáit rögzítésük differenciálgpsszel. Mintavételi stratégia: minimum 3 ismétlés, egymástól egyenlı távolságra. lépés: A mintavételi hely elıkészítése: Erdı esetén az avarból mőanyag zacskóba mintát kell venni, a faunát laboratóriumban meg kell vizsgálni. lépés: A Collembola-minták konzerválása az ISO : 2006 szabvány alapján lépés: A Collembolák kivonása az ISO : 2006 szabvány alapján A Tullgreen-féle extrakció helyettesíthetı Mac Fayden technikával, vagy más adekvát technikával is. lépés: A Collembola-diverzitás vizsgálata Ha lehetséges, a Collembola-fajokat az ISO szabványban elıírt kulcsok alapján kell meghatározni. Más esetben az egyedeket ISO-standard módon meg kell ırizni, és szakértıhöz küldeni határozásra. Az eredményt a következı paraméterekkel kell megadni: Kötelezı: Összegyedszám és fajszám Választható: Ökológiai csoportok (morfo-ökológiai típusok). Ezek számos paraméter alapján meghatározhatók, mint például a talajhoz való adaptáció alapján (Gisin, 1943; Parisi et al, 2005). lépés: Az eredmények megjelenítése Box and whisker diagramok segítségével ábrázoljuk adataink viszonyát a talajtípushoz és a gazdálkodási módhoz. A talaj biodiverzitásának térbeli eloszlását ábrázoljuk térképen. 59

60 2. indikátor: Összmikrobiális aktivitás FDA (fluoreszcein-diacetát) hidrolízis vizsgálatával A fluoreszcein-diacetát (FDA) hidrolízis pontos és egyszerő módszer a teljes mikrobiális aktivitás mérésére. Széles körben használják sokféle környezeti mintára, többek között talajra is. A módszer alapja az a folyamat, amely során a színtelen fluoreszcein-diacetátot (3,6 - diacetil-fluoreszcein) enzimek (szabad és membránhoz kötött enzimek egyaránt) hidrolizálják, melynek eredményeként a már színes fluoreszcein lesz a végtermék; ez pedig már mérhetı spektrofotométerrel. A fluorszcein észterek használatát enzimaktivitás mérésére elsıként Kramer és Guilbault (1963) írta le. Ez egy egyszerő folyamat volt: lipáz-aktivitást vizsgáltak egyéb észterázok jelenlétében. Környezeti minták mikrobiális aktivitásának mérésére csak 1980-ban kezdték alkalmazni a fluoreszcein észtereket. Swisher és Carroll (1980) kimutatta, hogy az FDA hidrolízisébıl keletkezı fluoreszcein mennyisége egyenesen arányos az amerikai duglászfenyı lombozatán növı mikrobiális populáció méretével, és létrehozták a standardizált módszert. Ezt a módszert dolgozta át késıbb Schnürer és Rosswall (1982), akik az FDA hidrolízist többek között a talaj teljes mikrobiális aktivitásának meghatározására is használták. A talajban számos olyan enzim megtalálható, amely képes hidrolizálni az FDA-t: a nem specifikus eszterázok, proteázok, lipázok, melyek hidrolizálják az FDA-t, egyébként rengeteg féle biológiai szövet lebontásában is szerepet játszanak. Különösen a fı lebontók, a baktériumok és a gombák körében jelentıs az FDA hidrolízisére való képesség (Schnürer és Rosswall, 1982). Az FDA módszer egyéb, különösen pontos módszerrel is korrelál, melyek a mikrobiális biomassza mérésére irányulnak. Ilyen például az ATP tartalom meghatározása, vagy a sejtsőrőségi mérések. Amíg azonban ezek az eljárások idıigényesek és bonyolult a kivitelezésük, az enzimvizsgálatok általában gyorsak és egyszerőek (Adam és Duncan, 2001). Adam és Duncan (2001) átdolgozta az eredeti Schnürer és Rosswall (1982) módszert, szerintük ugyanis ez csak korlátozottan használható fel. Schnürer és Rosswall rájött, hogy homokos és agyagos talajmintákban nagyon alacsony az FDA aktivitás. A szerzık által a hidrolízis leállítására választott oldószer még inkább megnehezítette ennek a kis aktivitásnak a mérését. A reakció leállítására azért van szükség, mert az FDA hidrolízise nagyon gyorsan megy végbe, ezért ha sok mintával dolgozunk, találni kell egy módot arra, hogy bizonyos idıpontban megállítsuk azt, és közben el tudjuk végezni a mérést. Az általuk választott aceton (50% v/v) azonban komoly színvesztést eredményez, amely pedig megnehezíti az amúgy is alacsony aktivitás mérését. Adam és Duncan (2001) vizsgálataik alapján a kloroform/metanol (2:1 v/v) elegyét javasolják, amely többféle talajtípuson használható, és nem okoz az acetonnál tapasztalt színveszteséget. Így az alacsony aktivitású talajokat is sikeresen lehet vizsgálni. A hidrolízis reakció egyéb paramétereit is optimalizálták talajminták vizsgálatára, ilyenek például a ph hatása, a talaj mennyisége, vagy a megfelelı inkubációs hımérséklet. Green et al. (2006) az FDA módszert kifejezetten talajmintákra optimalizálta, hiszen az eredeti (Schnürer és Rosswall, 1982) módszert tisztán mikrobiális kultúrákra fejlesztették ki. Ez pedig nem veszi figyelembe magának a talajnak a tulajdonságait, amivel az befolyásolhatja a reakciót. Az optimalizálást három felszíni talajmintán végezték, majd további öt talajon tesztelték a módszer pontosságát. Az általuk kidolgozott módszer számos ponton eltér az Adam és Duncan által kidolgozottól, így a megfelelı ph értékében, az inkubációs idıben, az inkubációs hımérsékletben, vagy a reakció leállításához használt anyagban. Ezeken kívül reakciókinetikai tényezıkre is tesznek javaslatokat. Az 2009-es FDA analízis eredményeit a T.III. Függelék tartalmazza. 60

61 A vizsgálat kérdései A fentiek alapján a vizsgálati kérdésünket már pontosabban fel tudjuk tenni. Ezek alapján a következı kérdéseket szeretném megvizsgálni: Egy mezıgazdasági mővelés alatt álló parcella mikrobiális aktivitásának és ugróvillás egyedszámának reprezentatív becsléséhez 1. Mekkora területrıl érdemes a mintát venni? E kérdést két különbözı módon közelítettem meg: A, a reprezentativitási kritérium a mintavételi hiba szempontjából a torzítás vizsgálatát jelenti. Az a kérdésünk, hogy a teljes populációméret, ami az alapsokaság középértékét reprezentálja és a mintáinkból kapott becslésünk között mekkora a különbség? E kérdést e vizsgálatban úgy közelítettem meg, hogy a lehetı legnagyobb (terepi bejárás során homogénnek jellemzett) területrıl a reprezentatív parcella részletrıl (RPR)- vett minták átlagait hasonlítottam össze kisebb területekrıl vett minták átlagaival (eljárás menetét lásd. Módszerek fejezet). A konkrét kérdésünk: a) Változik-e a torzítása a mintáknak, ha változtatjuk a mintavételi területet, ha igen, milyen mértékben? b) Hogyan változik a pontossága a mintavételnek, ha növeljük a területet? B, Úgy is feltehetjük a kérdést, hogy mekkora az a terület, amely homogénnek nevezhetı az indikátoraink szempontjából? E kérdést a mért értékek términtázati elemzésével közelítettem meg. Azt vizsgáltam, hogy adott ponton kapott indikátor érték, és a ponttól távolodva felvett értékek milyen korrelációban vannak egymással? Ezt a kapcsolatot un. autó-korrelációs térsorozat elemzéssel mutattam ki. 2. Hány al-mintából álljon a minta (mekkora legyen a talajminta végsı térfogata)? c) Adott pontosság eléréséhez mekkora al-mintaszám szükséges? 3. Lehet-e a rétegzett mintavételi tervezéshez helyszíni talajgáz mérést alkalmazni a homogén foltok kiválasztásához? d) Van-e a kapcsolat a talajgáz kibocsátás és az indikátorok értékei között? 61

62 Módszerek Mintaterület helyszíne A mezıgazdasági eredető szennyezés vizsgálata Békés megye 4 településének (Köröstarcsa, Medgyesegyháza, Csorvás és Battonya) 10 db elızetesen kijelölt mezıgazdasági parcelláján történt (MONTABIO diffúz mezıgazdasági terhelési mintaterületek). E mintaterületek közül a mintanagyság és a mintaszám optimális meghatározásához a Medgyesegyháza mintaterületet választottuk. A területen 2008-ban búzát termesztettek. A helyszín talajtani leírása nem történt meg, a helyszíni bejárás és a talajtérképi adatok alapján a terület a mezıségi talajokhoz tartozik, sajnos sem talajszelvény leírása, sem helyszíni vizsgálatok még nem folytak a területen. Az alább közölt néhány talajtulajdonság a helyszínen kijelölt RPF pontok fúrásaiból származik (2. Táblázat). 2. Táblázat. A mintavételi helyszín néhány talajtani paramétere (fúrási adatok) Fúrás mintavételi pontja K (A) H % CaCO3 % Mélység (cm) Fizikai féleség A 44 3,2 3, agyagos vályog B 45 3,66 4, agyagos vályog C 45 2, agyagos vályog D 48 4,02 1, agyagos vályog E 48 4,18 2, agyagos vályog Mintavétel térbeli elrendezése A talajbiológiai degradációs mérésének térbeli elrendezése szorosan kapcsolódik a Talajdegradációs Rendszer (TDR) Indikátor Vizsgálati Protokoll (IVP) szerint végzett terepen vizsgálatokhoz (Szabó, 2007), melyet röviden az alábbiakban ismertetek: A mezıgazdasági eredető környezeti terhelés kapcsán a TDR IVP-ben az alábbi talajdegradációs folyamatok jellemezhetık: nitrát feldúsulás/csökkenés, növényvédıszer szennyezés, nehézfém szennyezés, savanyodás, másodlagos szikesedés, szervesanyag készlet csökkenés, tömörödés. A mintavételezés alapegysége az 5 ha kiterjedéső Reprezentatív Parcella Részlet (RPR), melynek mintázása a mélységtıl függı, eltérı számú pontmintából képzett átlagminták összeállításával hajtjuk végre (2. ábra). Az 3. ábrán bemutatott sematikus rajz szerint a 0-30 cm-t reprezentáló átlagminta, 20 pontmintából került összeállításra; a cm-t reprezentáló 10-bıl; míg a cm-t reprezentáló 5-bıl. A komplex monitorozás során a mélyebb talajrétegek mintázásához gépi fúrásokat alkalmazunk, amelynek térbeli elrendezése a kijelölt RPR-hez kötıdıen 50x50 m-es parcella részleten (RPF= Reprezentatív Parcella Fúrás) történik, ahol 5 fúrás mélyül, 4 fúrás a négyzet sarokpontjain, 1 fúrás a négyzet átlójának közepén. (Az RPF négyzet mindig az RPR-en belül helyezkedik el úgy, hogy 1 sarokpontjuk egybeesik.) 62

63 2. ábra. A csorvási 04/4 hrsz. parcella potenciális RPR-je (zöld négyzet)és RPF-je (piros négyzet) 2 érkezés 4 3 indulás indulás érkezés 1 3. ábra. Egy RPR pontmintáinak elhelyezkedése. A fenti térbeli mintavételi elrendezéshez a jelen vizsgálat térbeli elrendezését a következıképpen kapcsoltuk: a, A parcellán belüli térbeli heterogenitás vizsgálatához egy gazdaság (Medgyesegyháza) egy kiválasztott parcella RPR-jén 20 ponton mintavételeztünk, ahol rögzítettük a pontminták térbeli helyzetét is. 2. indikátor (összmikróbás aktivitás, FDA) (4. ábra) a, A talajbiológiai vizsgálatok mintavételi területe megegyezik az RPR mintaterülettel, továbbá a mintavételi pontok is azonosak az RPR átlóin megvett talajminták helyeivel 63

64 (20 pontminta helyszín). Egy ponton belül 5 mintát vettünk meg (melyek egymástól 10 cm-es távolságban voltak), így összesen 100 talajmintát vettünk. 4. ábra 2. Indikátor (Mikrobiális aktivitás- FDA)mintavételi pontjai 1. indikátor (Ugróvillás egyedszám) (5. ábra) A Collembola egyedszám becslésnél el kellett térjünk az átlós vonaltól, mivel az átlós mintavételi területen a mezıgazdasági mővelés során az adott idıben nem tudtunk mintát venni, így egy vonal mentén hajtottuk végre a szisztematikus línea mintavételt. 64

65 Mintavételi módszerek 5. ábra 1. indikátor (Collembola) mintavételi pontjai A terepi mintavételt egy új fejlesztéső eszközzel mintavételeztük. A talajfúró segítségével kis mennyiségő talajból (2 cm átmérı, felsı 5 ill. 10 cm rétegbıl) viszonylag bolygatatlan talajmintát tudtunk venni (6. ábra). Collembola mintavételi módszer: mintavételi eszköz: bolygatatlan mintavétel talajzoológiai mintavevıvel mintavétel mélysége: 0-5 cm talajminta mennyisége: ~100 cm3 mintatárolás: speciálisan szellızı mőanyag dobozokban, nedvesítve mintaelhelyezés: szobahımérséklető helyen tartandók a dobozok, külön hőtést nem igényel Mikrobiológiai mintavételi módszer: mintavételi eszköz: bolygatatlan mintavétel talajzoológiai mintavevıvel mintavétel mélysége: 0-5 cm talajminta mennyisége: ~ 100 gr mintatárolás: zacskó, szellızés lényeges mintaelhelyezés: tárolás 4 Celsius fokon 65

66 6. ábra Talajmintavétel Collembola és mikribiális aktivitás vizsgálatokhoz. Lent: Tullgren típusú futtató berendezés Talajgáz mérések A talajlevegı helyszíni vizsgálatára a RS Dynamics ECOPROBE5 típusú mérımőszert használtunk fel. Az ECOPROBE 5 in-situ talajgáz-mérésre alkalmas mőszer, mely lehetıséget ad illékony szerves komponensek és egyéb szennyezıanyagok kimutatására. A készülék lehetıvé teszi a szennyezési felhı feltérképezését, a szennyezıanyagok meghatározását, valamint a szennyezés terjedési irányának és a szennyezett terület nagyságának meghatározását. Laboratóriumi elemzési módszerek leírása 1. indikátor: FDA Az FDA laboratóriumi vizsgálatot a protokoll alapján végezték el az MTA TAKI Talajbiológiai és biokémiai osztályán. A győjtött talajminták grammját mintavételt követıen 4 Celsius fokon tároltuk, majd homogenizálást követıen feldolgoztuk. A talajban található mikroorganizmusok összaktivitását fluoreszcein-diacetát (FDA) hidrolízissel mutattuk ki SCHNÜRER és ROSSWALL (1982), valamint ADAM és DUNCAN (2001) módszere szerint. Ennek során ismétlésenként 1g 66

67 friss talajt 15 ml 7,6-os ph-jú foszfátpufferben fluoreszcein-diacetát reagens hozzáadásával 2 órán át 30 C-on rázattunk. A 2 óra elteltével a reakciót aceton hozzáadásával (1:1 szuszpenzió/aceton arány) leállítottuk. Ezután a szuszpenziókat lecentrifugáltuk (3000 fordulat/perc), majd a keletkezett fluoreszceint a minták felülúszójából spektrofotométerrel 490 nm-en mértük, és értékeléskor egységnyi (1 órai) idımennyiségre adtuk meg. 2. indikátor: Collembola Az ugróvillás egyedszám és fajszám meghatározását az MTA TAKI-ban végeztem. Az egyedeket nyers talajmintákból az un. Tullgren-típusú futtató berendezésben nyertük ki (6. ábra). Ezután az egyedeket 70%-os alkoholban tároltam, majd sztereo mikroszkóp alatt számoltam az egyedszámot, ill. fénymikroszkóp alatt végeztem a határozást. Statisztikai és adatelemzési módszerek áttekintése A következıkben áttekintem a különbözı mintavételi elrendezések optimalizációs elemzéseit. Mivel ezekek az eljárások lényegi alapját képezik a dolgozatnak, ezért itt részletesen áttekintem a különbözı adatelemzési eljárásokat. A pontosság (precision) jellemzése Ha egy populáció egyedszámát becsüljük, a populációméret várható értékén kívül szükséges a mérés pontosságáról is számot adni, ellenkezı esetben az adat nem sokat ér. A mérés érzékenységét a mintaelemek átlag körüli diszperziójával mutathatjuk be. Erre a szórás (standard deviation) és az átlag szórása (standard error) alapstatisztikák mellett a jelen munkában a százalékos relatív pontosságot (Q) is használni fogom (percentage relative precision, PRP, Sutherland 1995) Ň = becsült populációméret CL 1, CL 2 = Ň 95%-os konfidencia határai Q = 50 x (CL 1 - CL 2 )/ Ň Definíció: Q egyenlı a becsült populációméret és annak 95%-os konfidenciahatárai közötti különbséggel, a becsült érték százalékában kifejezve. Miután a konfidencia határok néha aszimmetrikusak az átlaghoz képest (torzultság), ezek átlagát tekintjük. Egy adott százalékos relatív pontosság (Q) eléréséhez szükséges mintaszám kiszámítása Alapfogalmak: Q = a szükséges relatív pontosság N = egy mintaegységben található élılények átlagos száma s = egy mintaegységben található élılények szórása m = az a mintaszám, amelynél 95%-os valószínőséggel elérhetı Q relatív pontosság, vagy annál kevesebb 1. módszer: s / N elızetes becslése m elsı becslése: 200 s m0 = Q N

68 m Ha az 0 < 25 m = m, ; 50 > m ha 0 > 25 m = m, 0 +1 ; m ha 0 > 50 m = m, módszer: elızetes vizsgálat m 1 = mintaszám az elızetes vizsgálatban ^ N 1 ebbıl az elızetes mintából számított átlag s 1 = az elızetes minta szórása + m = az a mintaszám, amit ha hozzáadunk az elızetes mintaszámhoz, 95%-os + valószínőséggel elérhetı a Q relatív pontosság, vagy annál kevesebb (azaz m = m1 + m ) s1 2 m = 1 + ^ Q N 1 m1 Nagy mintázási hányados esetén: M = A mintaterületen elérhetı maximális mintaszám Ha a szükséges mintázási hányados ( m / M ) nagy, a szükséges mintaszám csökkenthetı a következıre: M m = m M + m Ezt a módosítást akkor éri meg alkalmazni, ha ( m / M ) nagyobb, mint 0,1 azaz ha a szükséges mintaszám a területen elérhetı maximális mintaszámnak több mint 10%-a. Adott költséggel elérhetı pontosság számítása C T c Q = az adott teljes költség = egy minta vételének költsége = az adott teljes költséggel 95%.os valószínőséggel elérhetı pontosság 1. módszer: s / N elızetes becslése Q = 200s / N c / C ( ) T Az optimális mintaelrendezés kétszintes mintavétel esetén Alapfogalmak M = A maximálisan elérhetı nagyobb mintaegységek száma (gyakorlatilag végtelen is lehet) m = Azoknak a nagyobb egységeknek a száma, ahol mintavétel történt U = A kis mintaegységek maximálisan elérhetı száma egy nagyobb mintaegységen belül (feltételezve, hogy ez egyenlı minden nagyobb mintaegységen belül) u = Azoknak a kis egységeknek a száma, ahol mintavétel történt (feltételezve, hogy ez egyenlı minden nagyobb mintaegységen belül) Kiszámítandó: 68

69 u opt = az u optimumértéke. Ebbıl meg lehet becsülni azt az m értéket, ami ahhoz szükséges, hogy a feladatot egy adott m m költségbıl ( c ) vagy adott pontossággal ( p ) elvégezzük. Mintaszám adott költség esetén: Tegyük fel, hogy a felmérésre elıirányozott kiadás C. Ekkor: m = C c + c U ) c /( m u opt Adott relatív pontosság (Q) eléréséhez szükséges mintanagyság m p = s 2 M + s 2 U sm / u U M 2 N + Q 200 A fıátlag, a teljes egyedszám és a konfidencia-határok kiszámítása kétszintes mintavételezés esetén: A fıátlag és a teljes egyedszám becslése A kis mintavételi egységenkénti egyedszám fıátlagának legjobb becslése egyszerően N. Az egész mintavételi területen levı teljes egyedszám legjobb becslése: NMU. Konfidencia-határok Az N standard hibája: s N = m 2 u 1 sm m + 1 s M U 2 U um Elemzési eljárások a vizsgálat kérdéseihez ad 1. A kérdés (területnagyság vs. torzítás) A területnövelés kérdését úgy teszteltem, hogy a szabályos elrendezésben felvett mintákhoz tartozó adatokat utólagosan összevontam szabályos módon, kumulált formában, mindig a szomszédok adatait véve-. Ezután az összevonások függvényében ábrázoltam a kumulált minták átlagait és a hozzá tartozó 95%-os konfidencia intervallumokat, majd megvizsgáltam, hogy az összevonásnak milyen hatása van ezen átlagokra. ad. 2. kérdés (területnagyság vs. pontosság) 1. indikátor esetében: A terület nagyságát szintén másodlagos mintavétellel (szoftveresen) változtattam, öt méretet különítettem el (7. ábra): 1. kvadrát: 4 mintavételi pont (E, P, O, F)= 25 méter x 25 méter négyzet (625 m 2 ) 2. kvadrát: 4 mintavételi pont (D,N,G,Q)= 75 méter x 75 méter négyzet (5625 m 2 ) 3. kvadrát: 4 mintavételi pont (C,M,H,R,)= 125 méter x 125 méter négyzet (15625 m 2 ) 4. kvadrát: 4 mintavételi pont (B,L,I,S)= 175 méter x 175 méter négyzet (30625 m 2 ) 5. kvadrát: 4 mintavételi pont (A,K,J,T)= 225 méter x 225 méter négyzet (50625 m 2 ) 69

70 E másodlagos mintavételi területeken 4 mintavételi pontok mindegyikében 5 ismétlésünk volt, melyek egymástól 10 cm-es távolságban voltak. Így a minták száma mindig 20 volt. Ebbıl az un. másodlagos mintából számítottam a szórást, és relatív százalékos pontosságot. 5:225X225 A B 4:175X175 K C 3:125X125 L 2:75X75 M D N E 1:25X25 O 7. ábra Másodlagos összevonások a mintaterületen 2 indikátor esetében: Az Ugróvillások meghatározásánál egyenes vonalban vettük a mintákat, így itt a szomszédos mintákat bármilyen számosságban is össze lehet vonni. Azonban a kapott eredmények alapján nem volt értelme a pontok közötti összevonásnak. P F Q G R H S I T J 70

71 Eredmények A mintavételi terület nagyságának elemzése FDA A szabályos elrendezésben vett talajmintáknál kapott FDA értékeket a 8a. ábrán ábrázoltam. Megállapíthatjuk, hogy a pontok között szignifikáns különbségek adódtak ( F(19, 80)=24.019, p<0.001). Látható továbbá, hogy az A, B, C, D pontokon vett minták átlagai magasabbak a többi pontban kapott értékeknél( 9. ábra pirossal jelölt mintavételi pontjai). E négy pont FDA értékeinek átlagai magasabbak voltak 40-nél, szemben az összes többi mintavételi ponttal. Az is látható, hogy az egyes mintavételi pontok között jelentıs különbségek voltak (két akár háromszoros eltérések), miközben a mintavételi pontokon belül ezekhez az eltérésekhez képest kisebb különbségek adódtak, amit a 8. ábrán látható 95% konfidencia intervallumok mutatnak. Megvizsgáltam, hogy az adott pontok térbeli elhelyezkedése és a mért FDA értékek milyen mintázatot mutatnak (9. ábra). Látható, hogy a magasabb FDA értékek az egyik átló mentén adódtak, amely arra enged következtetni, hogy egy biológiailag aktívabb foltot sikerült elkülöníteni. Collembola A Collembola egyedszámok alapstatisztikáit a 8b.ábrán láthatjuk. Az egyes mintavételi pontokon belüli változatosság óriásinak mondható a pontok közötti változatossággal. Ezért a továbbiakban a pontok közötti mintaszám optimalizálásnak nincs értelme, mivel a pontokon belüli heterogenitást kell kiküszöbölni, melyet csakis mintaösszevonással lehet eszközölni (lásd 5.2. pont) FDA (átl. F. /g. száraz talaj/óra) A B C D E F G H I J K L M N O P Q R S T Mintavételi pontok Y hibasávok: 95% konfidencia intervallumok 8a. ábra Az RPR átlóiban mintavételezett pontok FDA értékei (A-J:1. átló, K-T: 2. átló; az átlagok és a konfidencia intervallumok a pontokban felvett 5 ismétlésbıl származnak) 71

72 Mean Mean±0.95 Conf. Interval Egyedszám/minta B D F H J L N P R T 8b. ábra A Collembola egyedszáminak átlagai a pontokon (az átlagok és a konfidencia intervallumok a pontokban felvett 10 ismétlésbıl származnak) A B C D 9. ábra A RPR átlóiban felvett FDA értékek átlagai térben reprezentálva (a pontokban felvett koordináták alapján; a piros karikák a szignifikánsan magasabb értékeket jelölik) A következı lépésben megvizsgáltam a mintavételi pontok kiválasztásából adódó mintavételi torzítást. Ehhez a statisztikai elemzések 4.5 fejezetben leírt módon hajtottam végre az elsıdleges adatok összevonását, majd az így kapott átlagok a 10. ábrán ábrázoltam. Látható, hogy a nagyobb alapterülető kvadrátoknál nagyobb FDA átlagértéket kaptunk a becslésre. A legkisebb és a legnagyobb kvadrát becslése között jelentıs, 30%-os eltérés volt. A teljes 72

73 mintavételi területen (ábrán: teljes oszlop) kapott átlag nyílván az elızı öt átlagérték átlaga (=35,2) FDA Átlag Átlag szórása Min-Max teljes Kvadrátok 10. ábra FDA értékek a kvadrátok szerint megjelenítve (1-5 kvadrátok: 4 ismétlés, teljes: összes 20 pont) A mintavételi terület homogenitását autokorrelációs térsorozati elemzéssel vizsgáltam. A 11. ábra a mintavételi területen a két átló mentén felvett minták adatait mutatja (1. és 2. átlók). A vízszintes oszlopok a pozitív, vagy negatív korrelációs értéket mutatják, a függıleges sorok pedig azt mutatják, hogy egy ponttól számítva, hányadik minta korrelációjáról van szó (lag). Azaz az elsı sorban a legközelebbi (kb. 35 méter), aztán a második (kb. 70 méter) és így tovább. Látható, hogy mindkét átlóban az elsı legközelebbi pozitív korrelációban van, noha csak az 1. átlónál adódott szignifikánsnak a korrelációs koefficiens. A második legközebbinél már csak az elsı átlón volt pozitív korreláció, a másodiknál negatívnak adódott. Az ennél távolabbi pontok negatív kapcsolatban vannak. Ezek az eredmények azt mutatják, hogy átlagosan csak a legközelebbi (szomszéd) pontok hasonlítanak egymásra, az ennél távolabbiak már különböznek egymástól. Lag Corr.S.E. 1 átló Lag Corr.S.E. 2. átló

74 11. ábra FDA értékek autokorrelációja a két átló mentén (kék oszlop: korrelációs koefficiens értéke; piros szaggatott vonal: szignfikancia szint; sorok: térsorozati lépések, vagyis a távolságok a pontok között: 1 egység = 35méter) A következıkben kiszámítottam az egyes kvadrátok adatai alapján azok százalékos relatív pontosságát (12. ábra, számítási mód: lásd fejezet alapján). A legpontosabb a legközelebbi 4 pontból összevont, legkisebb mérető kvadrát volt. A kvadrátok pontossága a méretük növekedésével folytonosan nıtt. A teljes minta pontossága a két szélsıérték kétharmadát érte el. FDA százalékos relatív pontossága kvadrát 2. kvadrát 3. kvadrát 4. kvadrát 5. kvadrát teljes minta 12. ábra Az FDA százalékos relatív pontossága a kvadrátok szerint (1-5 kvadrátok: 4 ismétlés, teljes: összes 20 pont) A 10%-os relatív pontosság eléréséhez szükséges mintaszámokat a 3. táblázatban mutatom be. Látható, hogy míg a legkisebb kvadrátnál 5 mintát szükséges megvenni ahhoz, hogy a mért érték 10%-nál nagyobb, vagy kisebb értéktıl szignifikáns különbséget tudjunk kimutatni, addig a nagyobb kvadrátoknál ez a szám szeresére nıtt. Ha a teljes területen mért 20 mintát tekintjük, akkor is négyszer annyit, összesen nyolcvan mintát kellene venni ahhoz, hogy az átlagtól való 10%-os különbséget ki tudjunk mutatni. 3. Táblázat Az FDA10 %-os relatív pontossága a kvadrátok szerint Kvadrátok Szükséges mintaszám teljes 80 Összevont mintavételi elrendezés vizsgálata két mintavételi szint esetében 74

75 E vizsgálatban az a kérdésünk, hogyha eldöntjük, hogy 20 mintát veszünk az adott területrıl (a teljes mintaterületet tekintve), akkor vajon az egy mintavételi pontban felvett ismétlések számának mekkorának kellene lenni. Jelen vizsgálatban 5 ismétlést vettünk. Az optimális mintaszám becslésénél meg kell határozzuk, hogy a mintavételi pontok erıforrás ráfordítása (jelen esetben idıben kifejezve) és az egyes alminták megvételének ráfordítása milyen arányban áll egymással. Jelen esetbe egy mintavételi pont elérését 6 percben, egy minta megvételét egy percben határoztam meg. Kétszintő mintavétel esetén a következı paraméterek adódtak: M = 40 (a maximálisan elérhetı nagyobb mintaegységek száma= jelen esetben 20 x 20 db 22,5mx22,5m nagyságú négyzetek) m = 20 (azoknak a nagyobb egységeknek a száma, ahol mintavétel történt) U = 2250 (kis mintaegységek maximálisan elérhetı száma egy nagyobb mintaegységen belül = 0.5x0,5 m volt a kis mintaegység) u = 5 (azoknak a kis egységeknek a száma, ahol mintavétel történt) 4. Táblázat A kétszintő mintavétel optimalizálása az FDA és Collembola indikátoroknál. Paraméter Collembola jele Paraméter FDA u Lásd fent 5 10 M Lásd fent m Lásd fent U Lásd fent fıátlag (N kalap) 35, s2m átlagok varianciája 238, s2u varianciák átlaga 48, cm cu Egy pont elérésének ideje 6 10 egy minta vételének ideje 1 2 cm/cu Ráfordítási arány 6 5 s2m/s2u 4, /U 0, U opt Optimális mintaszám a pontokon 1,1 6.1 A 4. táblázat FDA eredményei alapján elmondható, hogy az egyes mintavételi pontokban felvett öt ismétlés fölösleges, mert az alminták optimális száma 1 körüli értéknek adódott. Azaz, miután a mintavételi pontok közötti heterogenitás jóval nagyobb volt minta a mintavételi pontokon belül, továbbá a 6-os ráfordítási arány mellett az alminták nem segítettek a pontosság növeléséhez. 75

76 A Collembola indikátornál más a helyzet. Itt az optimális almintaszám hatnak adódott. Azaz a pontosságot nem tudjuk növelni az alminták számának növelésével, mivel nem kaptunk jelentıs különbséget a pontok közötti variancia és a pontokon belüli variancia között. Homogén foltok elkülönítése talajgáz méréssel Ahhoz, hogy rétegezni tudjuk a mintavételi teret, és ennek megfelelıen kialakítsuk a mintavételi stratégiánkat, az szükséges, valamilyen környezeti változó, vagy egyéb topográfiai adat értékei korreláljanak a késıbbiekben mérendı indikátor változónkkal. Az elképzelésem az volt, hogy a terepi viszonyok között relatíve- könnyebben mérhetı talajgázok térbeli mérésével el tudjuk különíteni a azokat foltokat, amelyek egységeit képezik majd a rétegzett mintavételnek. A területen illékony szerves szennyezıanyag nem volt kimutatható a nagyon érzékeny gázelemzı készülékkel, a széndioxid, oxigén és talajhımérsékleti adatokat használtam fel a további elemzésre. Fıkomponens analízist használtam fel a mintahelyek csoportosítására. Az a priori koncepcióm az volt, hogy a már bemutatott térbeli mintázatát az FDA eredményeknek (9. ábra) hogyan tudjuk visszakapni a terepi gázmérések alapján. A többváltozós faktortérben az látható, hogy az 1-el jelölt elsı csoport (A, B, C, D pontok) közül három elkülönül, a 2-el jelöl csoport nagyrészt egy csoportot alkot, azonban két eleme kilóg ebbıl a csoportból. A faktortérben a változókat jelölve az is látszik, hogy az FDA értékekkel a talajhımérséklet van kapcsolatban, a többi két változó rá merılegesen áll, azaz alacsony korrelációban van. E korrelációkat a 14. ábrán külön is jelöltem. Ezek alapján elmondhatjuk, hogy a talaj széndioxid tartalma nem, viszont a hımérséklete alkalmas lehet a további vizsgálatra. Noha a lineáris regresszió R 2 értéke viszonylag alacsony, de az látszik, hogy csoportosítja az adatokat: a 40 feletti FDA értékek 29 Cº feletti értékeket vett fel a mintavételi pontokon, melyek az 1. csoportba (A, B, C) tartoztak. Ez alól egy kivétel: a D pont volt, ahol magas FDA érték, viszont alacsony hımérséklet tartozott. Na, ha eddig eljutottunk a kedves referensemmel, kitartás, akkor már csak az a kérdésünk, hogy vajon ha kimennénk a terepre és mérnénk talajhımérsékleteket ezen a területen, akkor mekkora lenne az a hımérséklet különbség, ami alapján azt mondhatnánk, hogy érdemes elkülöníteni a két foltot, mert ott az indikátorok értékei különbözni fognak, továbbá, hogy ez a mérés mekkora hasznot hoz, azaz mekkora lesz az így felvett rétegzett minták pontossága, illetve mekkora lesz a szükséges mintaszám. 76

77 Fıkomponens analízis Factor 2 : 29.85% CO2 *FDA Oxigén fe Factor 2: 29.85% Talajhımérséklet Factor 1 : 66.34% Factor 1: 66.34% 13. ábra Gázmérések és az FDA adatok fıkomponens (PCA) analízise 90 FDA (átlagok a pontokban) y = -0,0007x + 41,096 R 2 = 0, CO 2 77

78 FDA (átlagok a pontokban) y = 3,2846x - 52,863 R 2 = 0, Talaj hımérséklet (C ) 14. ábra A talajhımérséklet, a talaj széndioxid koncentrációja és az FDA közötti kapcsolatok. Ehhez a talajhımérsékleten egyutas variancia analízist végeztem (ANOVA) (15. ábra), ahol kezélés a két elkülönített térbeli csoport volt, és vizsgáltam mekkora az a minimális különbség a két csoport átlaga között. Post-hoc Duncan teszt alapján a kritikus érték 3.2 Cºnak adódott (p<0.05, , df = 18). Azaz ha ekkora különbséget találunk két mért pont között, akkor már szükséges lesz a mintavételi terület rétegzése, vagy szükítése. Az így kapott csoportok átlagait súlyozva megkapjuk a fıátlagot, ezért ez a rétegzés nem vezetett torzításhoz. és miután a csoportok szórása már jóval kisebb, mint a korábbi térbeli csoportosítás, ezért nyílván növekedett a pontosság. Az elsı csoportban 27%-os a második csoportban 12%-os volt a relatív pontosság. A továbbiak nézzük meg, hogy ezzel a rétegzéssel hogyan tudjuk csökkenteni a mintaszámot. A mintavétel optimalizáció eredménye alapján (7. táblázatban) a 10%-os pontossághoz szükséges mintaszám összesen 41 mintának adódott a teljes területrıl. Összehasonlítva a korábbi nem rétegzett mintavétellel (3. táblázat) a szükséges mintaszám 80-ról csökkent 41- re, tehát a felére. 34 csoport; LS Means Current effect: F(1, 18)=6.4158, p= Talaj hımérséklet a felsı 5 cm-ben (C o) A rétegzett mintavétel csoportjai 78

79 15. ábra A talajhımérséklet a két rétegzett mintavételi csoport között. 5. Táblázat A rétegzéssel kapott csoportok alapstatisztikái. N Átlag Szórás Szórás 95%-es Csoportok átlaga konfidencia intervallumok Táblázat Az FDA10 %-os relatív pontossága a rétegzett csoportok szerint. Csoportok Szükséges mintaszám

80 Értékelés és következtetések Az elsı kérdésem az volt, hogy mekkora legyen az a mintaterület, melyrıl reprezentatív és viszonylag pontos adatokat tudunk győjteni egy parcellára vonatkozóan az FDA és a Collembola indikátoroknál. Az FDA mintavételnél a mintavételi pontok közötti heterogenitás nagyobb volt, mint a mintavételi pontokon belüli változatosság. A Collembola egyedszámnál ez fordítva alakult. Ha kiindulunk egy 50 x 50 méteres alapterülető mintatérbıl, akkor a becslés pontossága még 20% körüli értéket vett fel, azonban ez a pontosság óriási mértékben romlik, ahogy növeljük a mintatér nagyságát. A végsı öthektáros reprezentatív parcella részletben tízszer olyan pontatlan volt a becslésünk ugyanakkora mintavételi befektetéssel, mint a legkisebb négyzetben. A következtetésem az, hogy hagyományos egyszerő mintavétellel, akár szabályos akár véletlen mintavételi elrendezést használnánk a mintaszámot olyan mértékben kellene növelni, ami gyakorlatilag kivitelezhetetlen. Tehát az egyszerő mintavételt ki kell zárjuk a talajbiológiai vizsgálatoknál. A mikrobiológiai munkákban gyakran használt minta homogenizáció éppen erre utal, azaz a bevizsgált 1 gr talajt egy átlagból származik. Azonban ez csupán a megvett minta feldolgozására vonatkozik. A Collembola monitorozás tervezésénél az ENVASSO projektben nem törekedtünk a mintavételi terület reprezentatív becslésére, ott a mintavételi stratégia pontmintákra épül. Az a stratégia, hogy minél közelebb (5 méteren belül) legyen a pontminta idıbeli ismétlése és adott idıben minimális három ismétlést szabtunk meg. Azonban, ha a mezıgazdasági mővelés hatás-alapú monitorozását tervezzük, akkor mégis szükséges a parcella reprezentativitását is tekintetbe venni. Ezért elınyösnek, sıt szükségesnek tartom az összevont mintavételt. Ha összevont mintavételt tervezünk, akkor az FDA mintavételnél a pontokon belül nem szükséges további ismétlést felvenni, míg a Collembola mintavételnél legalább 6 ismétlés kell. Az elemzésbıl az derült ki, hogy kb. 50 X 50 méter nagyságú terület még homogénnek nevezhetı, azonban nem reprezentatív a parcellára, melyet az autokorrelációs elemzés eredményeként kaptam. Ezzel szemben ha egy 5 ha-os területet egy 50x50 méteres területtel akarunk jellemezni, akkor ez 15%-os torzítást okozhat a becslésnél. A mintavétel rétegzését a talaj felsı rétegének hımérsékleti mérésével lehet segíteni, melyet a korrelációs vizsgálatok alapján mondhatunk ki. A kritikus érték a felsı 5 cm talaj hımérsékleténél három Celsius foknak adódott, azaz ha ennél nagyobb a különbség a mintavételi pontok között, akkor azokat már nem tekinthetjük homogénnek és rétegezni szükséges. Az így kialakított rétegzett mintavételnél a pontosság kétszeresére növekedett. Az adatok alapján optimálisnak mondható elrendezés a rétegzetten vagy random elhelyezett több mintavételi egységbıl álló összevont mintavételi elrendezés, ahol az egyes 50 X 50 méter alapterülető egységekbıl átlagmintát képezünk. E vizsgálat további talajokon történı ismétlésével közelebb juthatunk egy a mainál pontosabb és megbízhatóbb talajbiológiai adatokat nyújtó protokoll felállításához. 80

81 Összefoglalás A talajbióta számtalan fontos funkciót tölt be egyes ökoszisztéma-szolgáltatások biztosításában és közvetve vagy közvetlenül felelısek olyan funkciókért, mint a tápanyagok felszabadítása, a talajszerkezet a nedvességi állapot kialakítása és fenntartása. Ezért a talajok ökológiai állapotának jellemzése és monitorozása alapvetı környezetvédelmi feladat, melyhez a pontos és megbízható talajbiológiai indikátorokra van szükségünk. E dolgozatban a talajokban mért két talajbiológiai változó (ugróvillás (Collembola) abundancia és Összmikróbás aktivitás FDA (fluoreszcein-diacetát) hidrolízis alapján) méréseinek pontossági vizsgálatát, továbbá a mintanagyság és minták térbeli elrendezésének optimalizálását tőztem ki célul. A következı kérdéseket tettem fel: Mekkora területrıl érdemes a mintát venni ahhoz, hogy megfelelıen reprezentatív legyen a minta egy szántóföldi parcellára? - Azaz hogyan változik a mintavétel torzítása a területnagysággal? Milyen mintavételi elrendezéssel lehet csökkenteni a torzítást és növelni a mintavétel pontosságát, így pl. összevont mintavétel esetén hány al-mintából álljon? Hogyan lehet a rétegzett mintavételt tervezni - helyszíni vizsgálatok segítségével hogyan lehet a vizsgálat szempontjából homogén talajfoltokat kiválasztani? Talajgáz mérések segíthetnek-e a foltok kiválasztásában? A vizsgálatot egy Békés megyei szántóföldi mővelés alatt álló mezıségi talajon végeztem 2008-ban. Öthektáros parcellarészletrıl, szabályos elrendezésben húsz mintavételi ponton öt, ill. tíz ismétlésben összesen száz ill. kétszáz talajmintát vettünk a Collembola és az FDA mutatók becsléseire, majd végeztük el a laboratóriumi elemzéseket, a következı eredményeket kaptuk: Az FDA mintavételnél a mintavételi pontok közötti heterogenitás nagyobb volt, mint a mintavételi pontokon belüli változatosság. A Collembola egyedszámnál ez fordítva alakult. Ezért, ha összevont mintavételt tervezünk, akkor az FDA mintavételnél a pontokon belül nem szükséges további ismétlést felvenni, míg a Collembola mintavételnél legalább 6 ismétlés kell. A mintavételi terület növelésével csökkent a torzítása a mintáknak, de jelentısen nıtt a pontatlansága, akár tízszeresére, mely gyakorlatilag értelmetlenné teszi az egyszerő (összevonás nélküli) nagyobb területegységrıl vett mintavételt. Az elemzésbıl az derült ki, hogy kb. 50 X 50 méter nagyságú terület még homogénnek nevezhetı, azonban nem reprezentatív a parcellára, mivel 15%-os torzítást okoz. A mintavétel rétegzését a talaj felsı rétegének hımérsékleti mérésével lehet segíteni, ha három Celsius foknál nagyobb a különbség a mintavételi pontok között, akkor azokat már nem tekinthetjük homogénnek és rétegezni szükséges. Az így kialakított rétegzett mintavételnél a pontosság kétszeresére növekedett. Az adatok alapján optimálisnak mondható elrendezés a rétegzetten vagy random elhelyezett több mintavételi egységbıl álló összevont mintavételi elrendezés, ahol az egyes 50 X 50 méter alapterülető egységekbıl átlagmintát képzünk. E vizsgálat további talajokon történı ismétlésével közelebb juthatunk egy a mainál pontosabb és megbízhatóbb talajbiológiai adatokat nyújtó protokoll felállításához. 81

82 6.1.Melléklet Szennyezett területek kockázatértékelése integrált módszeregyüttes alkalmazásával A tanulmány célja Ez az áttekintı tanulmány több részbıl áll: 1. az elsıben áttekinti a szennyezett területek felmérésében és monitoringjában, valamint a kockázaton alapuló környezetmenedzsmentben és az ahhoz kapcsolódó döntéstámogató eszközrendszerben alkalmazandó integrált módszeregyüttes a TTT: TalajTesztelı Triád jellemzıit, szükségességét; 2. a második részben ismerteti a Triád néhány jellemzı alkalmazásait. A környezeti kockázat A kockázat valamely károsnak ítélt jövıbeni esemény bekövetkezésének valószínősége. Mértéke a kár nagyságának és a bekövetkezés valószínőségének szorzata. A kockázat abból adódik, hogy az ökoszisztéma és benne az ember ki van téve a környezetbe került veszélyes anyagoknak és az hat rájuk. A kockázat két fı eleme tehát: a kitettség és a hatás. A környezetbe kikerült vegyi anyagok kockázatának felméréséhez mennyiségi és minıségi információkra van szükség a vegyi anyagról, a szennyezett környezeti elemrıl és a szennyezés folyamatáról. Szennyezıanyagok mennyiségi kockázatfelmérése vonatkozhat általános vagy konkrét környezetre. Az általános kockázat egy rögzített, általános (pl. Európa, Magyarország) környezetbe kerülı vegyi anyag veszélyességét jellemzi, míg a területspecifikus kockázatfelmérés célja, annak megállapítása, hogy egy konkrét területen az elırejelezhetı szennyezıanyagkoncentráció kisebb vagy nagyobb-e a károsan még nem ható koncentrációknál, vagyis, hogy elfogadható kockázatot jelent-e az emberre illetve az ökoszisztémára vagy nagyobb annál (Gruiz és mtsai, 2001; 219/2004 (VII.21.) Kormány rendelet). A kockázatfelmérés adatbázisból származó és/vagy mért adatból indul ki, figyelembe véve a szennyezıanyagokra, a szennyezett közegre és területre, a befogadóra vonatkozó információkat, valamint a múlt, a jelen és a jövıbeni területhasználatból adódó receptorokat és expozíciós útvonalakat. A területspecifikus környezeti kockázatfelmérés lépései: - a szennyezett terület jellemzése - a szennyezıforrások és a terjedési útvonalak azonosítása - a kitettség felmérése (kibocsátás mérése, eloszlás feltérképezése) és elıre jelezhetı koncentráció- értékének meghatározása (PEC: Predicted Environmental Concentration) - a területhasználatokból adódó expozíciós útvonalakon keresztül az emberbe bejutó vegyi anyagok mennyisége átlagos napi dózisban megadva (ADD: Average Daily Dose) - A vegyi anyagok hatásának ismerete és a károsan még nem ható koncentráció/mennyiség meghatározása (PNEC: Predicted No Effect Concentration/TDI: Tolerable Daily Intake) - a kockázat felmérése és jellemzése (RQ: Risk Quotient=PEC/PNEC) A környezeti kockázatfelmérés folyamatábrája (Gruiz és mtsai, 2001) Kibocsátás eloszlás modellezése PEC (ADD) RQ = PEC / PNEC Hatás extrapoláció PNEC (TDI) 82

83 PEC (Predicted Environmental Concentration): a vizsgált környezeti elemben elırejelezhetı szennyezıanyag koncentráció, a környezet kitettsége. A kitettség felmérése alapján képzett érték. A már ténylegesen szennyezett területek esetén a PEC érték a kibocsátott mennyiségbıl vagy a fizikai és kémiai analitikai vizsgálatok eredményeibıl származtatható a terjedés modellezésével. ADD (Average Daily Dose): átlagos napi felvétel vagy bevitel, mely a PEC értékbıl és a statisztikailag felmért éves vagy hetes fogyasztási/beviteli paraméterekbıl számítható. PNEC (Predicted No Effect Concentration): az elırejelezhetı károsan még nem ható koncentráció. A hatás felmérése alapján képzett érték. A már ténylegesen szennyezett területek esetén a PNEC értékhez kétféleképpen juthatunk: 1. a szennyezıanyagok teljes körének azonosítása után adatbázisokból 2. a konkrét terület környezeti elemeinek környezettoxikológiai teszteredményeibıl. Mindkét esetben extrapolációval kapjuk az ökoszisztémára vonatkozó értéket az egyes tesztorganizmusokra kimért hatásértékekbıl. Ugyanígy képezhetjük a szennyezıanyagoknak a környezeti elemekre vonatkozó minıségi kritériumait, a hatáson alapuló határértékeket. TDI (Tolerable Daily Intake): ADI (Acceptable Daily Intake) elnevezést is használják és gáznemő anyagok belégzésére az RfC (Reference Concentration) értéket a arra a veszélyesanyag dózisra illetve concentrációra amely még nagy biztonsággal nem okoz káros hatást az emberi szervezetben. RQ (Risk Quotient): kockázati tényezı, a kockázat mérıszáma, a kitettség és a hatás aránya. RQ = elıre jelezhetı környezeti koncentráció (PEC) és az elıre jelezhetı károsan még nem ható koncentráció (PNEC) hányadosa. A már ténylegesen szennyezett területek esetén az RQ azt mutatja meg, hogy egy adott helyen és idıpontban modellezéssel kapott szennyezıanyag koncentráció hányszorosan lépi túl a PNEC értéket vagy a jogszabályban rögzített hatáson alapuló határértéket. Egyetlen pontban és idıpontban megengedhetjük azt az egyszerősítést, hogy a mért koncentrációt a határértékhez viszonyítjuk, de ha a szennyezıanyag forrásától vagy a mérési ponttól eltérı helyen és idıben, illetve az egész területen számítjuk a kockázatot, akkor mindig modellezni kell a szennyezıanyag terjedését a környezetben (Gruiz, in KL, 2002) A kockázati tényezı értékei és a megfelelı veszélyeztetési szintek (Gruiz és mtsai, 2001, EU-TGD, 1996) (1) RQ = PEC / PNEC (2) Veszély < 0,001 a) elhanyagolható 0,001 0,1 b) kicsi 0,1 1 c) enyhe 1 10 d) nagy > 10 e) igen nagy Szennyezett területek felmérésére, különösen a talaj környezeti kockázatának jellemzésére átfogó kémiai biológiai környezettoxikológiai módszer-együttest kell alkalmazni, mely a környezeti elemek aktuális toxicitását vagy más káros hatását méri, mert pusztán fizikai-kémiai analitikai vizsgálati eredmények alapján nem tudjuk helyesen megítélni 83

84 a helyzetet. Elıfordul, hogy a legveszélyesebb anyagokat be sem vesszük az analitikai programba, vagy nincs megfelelı analitikai módszerünk a kimutatásukra, esetleg ismeretlen átalakulási termékek keletkeztek a hosszabb ideje szennyezett talajokban. A kölcsönhatásokra sem lehet következtetni a fizikai-kémiai eredményekbıl. A vegyi anyagok hatásai nem okvetlenül additívek, gyakran tapasztalható szinergizmus vagy antagonizmus. A vegyi anyag és a talajmátrix közötti kölcsönhatás nagyban befolyásolja az aktuális hatást, a biológiai hozzáférhetıséget. A kémiai forma, az oxidációs fok, a kötéstípus (fémeknél: ionos, oxid-hidiroxid, atomrácsba, molekularácsba épült, szerves vegyület, komplex, stb.) nagymértékben módosítja a hatást, ezek kémiai analitikai módszerekkel történı megkülönböztetése nem mindig megoldható, nehézkes. Külön említést érdemel a talajokban folyó biodegradáció, biotranszformáció, biológiai kioldás és bioakkumuláció, melyek a kockázatot nagyban befolyásoló biológiai folyamatok, mérésük és jellemzésük csak biológiai vizsgálatokkal lehetséges. Ezért fontos, hogy a talajt mind fizikai-kémiai, mind biológiaikörnyezettoxikológiai módszerekkel jellemezzük (Gruiz és mtsai, 2001). Az ökotoxikológiai eredmények magukba foglalják több szennyezıanyag hatását és azoknak a kölcsönhatásoknak az eredményét, amelyek a szennyezıanyag és a környezeti elem anyagai (matrix) között, vagy több szennyezıanyagnak, valamint a szennyezıanyag és a biota érintett tagjának valamely molekuláris szintő receptora között jöhet létre. A veszélyeztetett vagy szennyezett környezet vizsgálatára alkalmazott integrált vizsgálati módszer fizikai-kémia és biológiai-ökotoxikológiai eredményeket foglal magába. A szennyezett területek állapotfelmérésére, monitoringjára vagy a remediáció követésére és utómonitoringjára alkalmazott integrált módszeregyüttes olyan összetett információt ad a szennyezett terület állapotáról, amely közvetlenül kapcsolatba hozható a szennyezett terület környezeti kockázatával. A fizikai-kémiai (K) és a biológiai-ökotoxikológiai (B) eredmények az alábbi összefüggésben lehetnek egymással: K = B, a kémiai és biológiai eredmények összefüggenek. Ha mindkettı kicsi értéket ad, vagyis kis koncentrációt mértünk és a talajminta nem mutatott toxikus hatás sem, akkor a szennyezett terület környezeti kockázata kicsi. Ha mindkettı nagy értéket ad, vagyis nagy koncentrációt mértünk és egyúttal erıs toxicitást, akkor a szennyezett terület környezeti kockázata nagy. K > B, a kémiai módszerrel mért koncentráció nagy, de a toxikus hatás kicsi. Ez jelentheti azt, hogy a vegyi anyagnak nincs káros hatása, így kevéssé kockázatos, vagy azt, hogy a biológiai rendszerek számára nem hozzáférhetı. Ennek oka lehet, hogy a szennyezıanyag más szennyezıanyagokkal vagy a talaj alkotórészeivel olyan kölcsönhatásba lép, mely akadályozza hatásának kifejtését. A K > B, a kockázat megítélése és a remediációs technológia kiválasztása szempontjából fontos eset, hiszen a hatás limitáltsága a körülményektıl függ. Ez a kémiai idızített bomba. Ilyen esetekben pontosan ismernünk kell azokat a mechanizmusokat, amelyek a hozzáférhetıséget befolyásolják. Ezek ellenırzésére mind a technológia alkalmazása, mind az utómonitoring, mind pedig a terület jövıbeni használat során ügyelnünk kell. K < B eset azt a helyzetet tükrözi, ami nagyon általános a régi szennyezett területek felmérésekor, hogy a kémiai-analitikai programba nem vettük fel az összes biológiai hatással rendelkezı vegyi anyagot. Ez azért is gyakori, mert ha még ismerjük is a terület történetét, az ott tárolt, használt vagy kibocsátott vegyi anyagokat (ez is ritkaság), de az illegális lerakásés a természetes folyamatok során keletkezı metabolitok általában nem vehetıek be az analitikai programba. Ilyenkor az ökotoxikológiai vizsgálatok figyelmeztetnek a kockázatra. 84

85 Számottevı toxicitás esetén a hatást okozó vegyi anyag azonosításának meg kell történnie, az állapotfelmérést teljessé kell tenni a kémiai analízissel (Gruiz és mtsai, 2001). TTT, vagyis a TalajTesztelıTriád A helyszínspecifikus kockázat mindkét oldala támogatható mérésekkel, de adatbázisokból származó adatok alapján közelítı számítással (becsléssel, extrapolációval) kapott eredmények validálását is szolgálhatják. A PEC oldal jellemzésére talajra specifikus, a szennyezıanyag hozzáférhetıségét is figyelembe vevı mérési módszerek szükségesek, a PNEC oldal jellemzésére biológiai és a környezettoxikológiai mérések. E hármas mérési módszer egy egymást kiegészítı módszeregyüttest alkot, mely különbözı célokra flexibilisen alakítható és használható. Jelen áttekintés feladata, hogy ismertesse a szennyezett talaj jellemzésére alkalmas integrált módszeregyüttes kifejlesztéséhez vezetı alapelveket, az integrált módszeregyüttes építıelemeit és útmutatást adjon az alkalmazással kapcsolatban. Az új szemlélet kiindulópontja az, hogy a talajt nem fekete doboznak, hanem élı, dinamikus rendszernek tekintjük, és igyekszünk megismerni és hasznosítani a talajban létrejövı bonyolult kölcsönhatásokat vagy szükség esetén fellépünk ellenük. A szennyezett talaj még az ép talajnál is összetettebb rendszer, ahol a talaj háromfázisú szervetlen-szerves kolloid mátrixával nemcsak a fajok százait és egyedek milliárdjait magába foglaló talajmikroflóra, de a komponensek akár százait is tartalmazó szennyezıanyag is kölcsönhatásba lép. A talaj környezeti állapotának megítélése, a talajszennyezı anyagok káros hatásának mérése, a talaj gyógyítását, kockázatának csökkentését célzó mérnöki tevékenység egyaránt megkívánja a talaj komplex kezelését és ismeretét. A módszeregyüttes melyet TalajTesztelı Triádnak neveztünk el fizikai-kémiai, talajbiológiai és ökotoxikológiai módszereket tartalmaz. A fizikai-kémiai módszerek mind a talaj, mind a szennyezıanyag, mind a talaj mikroflóra jellemzését szolgálhatják. A talaj ökológiai jellemzıinek, mikroflórájának felmérése a talaj állapotát statikusan és dinamikusan is képes vizsgálni, hiszen élı rendszerrıl van szó, melynek külsı behatásokra adott válasza kísérletekben provokálható vagy a valóságban követhetı. A talajökoszisztéma biológiai és ökológiai jellemzése mind a talaj állapotfelmérésében, mind pedig a bioremediáció követésében, monitoringjában fontos szerepet tölt be. A Triád harmadik tagja az ökotoxikológiai tesztelés elsısorban a szennyezıanyagok hatását méri, a valódi, megnyilvánuló, aktuális hatást, amely sok esetben nem mutat összefüggést a kémiai analízissel mérhetı koncentrációval (Gruiz, 2005). A TalajTesztelıTriád három eleme a felhasználás céljától és részletességétıl függıen eltérı arányban járulhatnak hozzá a TTT összetételéhez. A TTT nem csak a három elem egymáshoz viszonyított arányában térhet el egymástól, de természetesen a Triád egyes elemein belüli tesztelımódszerösszetételben is, attól függıen, hogy mi a cél és milyen terület talajára fogjuk alkalmazni az eljárást. Ha a szennyezett terület részletes felmérése és a remediációs technológia tervezése a cél, akkor a Triád három eleme közel azonos jelentıséggel bír. Ismeretlen, nagymérető szennyezett terület elızetes felmérése során olcsó screenelı eljárásokat alkalmazunk, ismert szennyezıanyagok esetén elsısorban fizikai-kémiai, azonosítatlan szennyezıanyagok esetén ökoszisztéma felmérést vagy környezettoxikológiai szőrést. Ha biológiailag bontható szennyezıanyagról van szó és bioremediáció elıkészítésérıl, akkor a talaj természetes élıvilágának, elsısorban a mikroflórának a jellemzésén lesz a hangsúly. Az Triád egyes elemeinek belsı tartalmát egyértelmően megszabja, hogy szerves vagy szervetlen szennyezıanyagról van-e szó, illetve, hogy fizikaikémai vagy biológiai remediációs módszert alkalmazunk-e a remediációhoz. A remediáció 85

86 végeztével a talaj minıségének, ellenırzésére és felhasználhatóságának eldöntésében elsısorban az ökotoxikológiai módszerek fognak szerepet játszani. TTT: A TalajTesztelıTriád A talaj jellemzése során azonos fontossággal bírnak a fizikai-kémiai vizsgálatok, a talaj biológiai jellemzıi és toxicitása. Kiegészítik egymást, információt adnak a szennyezıanyag minıségérıl és mennyiségérıl, a talaj állapotáról, életképességérıl, aktivitásáról, a szennyezıanyag hatásáról és hozzáférhetıségérıl, A TalajTesztelıTriád három eleme A fizikai-kémiai módszerek, mint a Triád alapelemei A fizikai-kémiai mérések történhetnek in situ, on site vagy laboratóriumban. A környezeti paraméterek legtöbbje helyben mérhetı/mérendı hiszen a laboratóriumba szállítás közbeni változások elkerülése máskülönben megoldhatatlan. In situ mérjük a vizek ph-ját, a környezeti elemek hımérsékletét, a redoxpotenciált, az oldott oxigén koncentrációt, a vezetıképességet, stb. A szennyezettség in situ vagy on site mérésére is egyre több lehetıség nyílik: hordozható XRF az elemek teljes spektrumát méri a helyszínen, fémkoncentrációk viszonylag pontos meghatározása lehetséges reagenssel átitatott papírcsíkokkal vagy félkvantitatív, vizuálisan értékelhetı, színreakción alapuló kimutatási módszerekkel. Hordozható mőszerekkel nagyobb területek felmérése vagy technológiák on site monitorozása is megoldható, mely lehetıvé teszi az azonnali beavatkozást. A helyszíni méréseknek egészen más elınyeik vannak, mint a laboratóriumi analízisnek. Ha a szennyezıdés kiszőrése, szennyezıdéstérképezés, forró pontok, szennyezı források azonosítása a célunk, akkor egyszerő, kevéssé pontos, gyors, helyszíni módszert választunk, de ha törvényi feltételekhez kötött döntés vagy büntetés kiszabása a célunk, akkor a minél pontosabb laboratóriumi vizsgálatot kell választanunk. A talaj háromfázisú rendszer, szilárd, folyadék és gáz halmazállapotú fázisokból áll. Ezeket együttesen vagy külön-külön is analizálhatjuk, jellemezhetjük. A mintavétel alapvetı fontosságú, ennek problémáira és megoldásaira nem térünk ki. Annyit említünk csak, hogy a mintavétel módjának is a vizsgálat céljához és a vizsgálati Triád egyes tagjaihoz kell igazodni, igény szerint eltérı mintavételi, csomagolási, tárolási vagy tartósítási eljárásokkal. Alapvetı különbség van a roncsolásmentes és a roncsolás utáni analitikai módszerek között. A helyszínen végzett fizikai mérések nagy része roncsolásmentes. Ilyenkor a minta heterogenitása és a felületi hatások szabnak határt a reprodukálhatóságnak és a pontosságnak. A roncsolásos eljárások reprodukálhatósága és pontossága általában jobb, de a környezeti realizmusok nagyon rossz lehet. Ez azt jelenti, hogy egyáltalán nem modellezik helyesen a szennyezıanyag környezeti sorsát és hatásait A szennyezıanyagok különbözı formákban lehetnek jelen a környezeti elemek mátrixában. Valamennyi forma egyszerre és azonos hatásfokkal történı kinyerése aligha lehetséges, fémek esetében a királyvizes feltárás, szerves anyagoknál pedig egy poláros és egy apoláros szerves oldószer keveréke (hexán-aceton) közelíti ennek a célnak a kiszolgálását. Még ezeknél a kioldási eljárásoknál sem lehetünk 86

87 biztosak a tökéletes kioldásban. Gyakran nem is törekszünk totális kioldásra, ill. feloldásra az analízist megelızıen, hanem bizonyos mértékő és specifikus szelektivitás a célunk. A leggyengébb szorpciótól, az ionos kötéseken keresztül, a molekula- vagy atomrácsig, a kovalens szerves kötésekig mindenféle erısségő kötés és kötéstípus megtalálható a szennyezıanyagok környezeti elemekhez kötıdésekor. A szennyezıanyagok pontos kémiai formájának megállapítása a környezeti mintákban általában nem járható út, gondoljunk csak a fémek speciációjára, amely igen költséges és bonyolult eljárásokkal lehetséges csak. A speciáció (a kémiai formák eloszlásának meghatározása) helyett gyakran többé-kevésbé szelektív kivonási eljárásokat szoktak alkalmazni a környezeti realizmus, illetve az eltérı környezeti viselkedés modellezésére. A legtöbb kivonási eljárás mögött van valamilyen filozófia, hol helyes, hol kevésbé átgondolt. Az egymást követı kivonási lépések is finomíthatják a szennyezıanyagok kötéstípusáról, mozgékonyságáról, hozzáférhetıségérıl, hatásosságáról a kémiai analitikai eredmények alapján alkotható véleményt. De ne tévesszük szem elıl, hogy a kémiai hozzáférhetıség szinte sosem egyezik a biológiai hozzáférhetıséggel, vagyis a hatásos, toxikus, bioakkumulálható, stb. koncentrációval. A TTT céltól függı triádspecifikus fiziko-kémiai mérési módszereket alkalmaz: 1. szőréshez egyszerő in situ méréseket alkalmazhatunk (pl. toxikus fémekre hordozható XRF, talajgáz szénhidrogéntartalmára kalibrált hordozható mérımőszert), 2. a bioremediáció követésére a mikroorganizmusok gázhalmazállapotú anyagcseretermékeinek in situ mérését (pl. CO2), vagy a maradék szénhidrogén extrakció utáni laboratóriumi gázkromatográfiás analízisét, 3. Talaj minıségének ellenırzésére a már azonosított szennyezıanyagok mőszeres analízisét, stb. Ezeket a fiziko-kémiai módszereket minden esetben ki kell egészíteni a szennyezıanyag környezetre gyakorolt hatásának mérésével. Környzettoxikológiai tesztelésre alkalmas módszerek A környezettoxikológiai módszereket is feloszthatjuk in situ szabadföldi és laboratóriumi vizsgálatokra. Az in situ végzett mérések és vizsgálatok vonatkozhatnak a környezetben megtalálható jellemzıkre, pl. fajok eloszlására, indikátorfajok jelenlétére, bármilyen biomarker kimutatására vagy lehet un. aktív biomonitoring amely a kutatók által a környezetbe helyezett, egységes és kontrollált élılények viselkedését vagy más jellemzıit (pl. akkumulációját) mérik. A környezettoxikológiai teszteket megkülönböztethetjük aszerint is, hogy egy fajt, több fajt, vagy fajoknak a természeteshez közelálló vagy azzal azonos természetes vagy mesterséges összetételét vizsgáljuk-e mikro- vagy mezokozmoszban. A tesztorganizmus vagy biomarker jellegétıl függıen a környezeti hatásra vagy a szennyezıanyag hatására adott válasz sokféle lehet. A végpontok lehetnek genetikai változások eredményei (mutációk, fejlıdési rendellenességek), letalitás, biokémiai vagy fiziológiai esetleg viselkedésben bekövetkezı, mérhetı változások, leggyakrabban szaporodás, növekedés, légzés, enzimaktivitások, stb. A mérési végpontok akut toxicitás mérése esetén (rövid idejő kitettség) a koncentráció hatás görbérıl leolvasható 10, vagy 90 %-os gátlást okozó koncentrációt, vagy a görbe meredeksége lehet. Ennek megfelelıen az alábbi vizsgálati végpontokat szokták, mint eredményt megadni: LC10, LC20, LC50, LC90 = letális koncentráció (Lethal Concentration), mely a tesztorganizmus 10, 20, 50 vagy 90 %-ának pusztulását okozza. EC10, EC20, EC50, EC90 = hatásos koncentráció (Effect Concentration), mely a mérési vagy vizsgálati végpont 10, 20, 50, 90 %-os csökkenését okozza. LD10, LD20, LD50, LD90 = letális dózis (Lethal Dose), mely a tesztorganizmus 10, 20, 50 vagy 90 %- ának pusztulását okozza. 87

88 ED10, ED20, ED50, ED90 = hatásos dózis (Effect Dose), mely a végpont 10, 20, 50, 90 %-os csökkenését okozza (Gruiz, in: KL, 2002) A koncentráció hatás görbe meredekségét használva vegyi anyagok toxicitásának jellemzésére eltérı eredményt kaphatunk, mint az ECx értékeket használva, hiszen a szigmoid görbék alakja eltérı lehet. Akut toxicitás mérése esetén a tesztelési idı rövidsége miatt könnyen elkövethetjük azt a hibát, hogy a hatás csak a teszt idejének lejárta után jelentkezik. Ezt kiküszöbölendı hosszú távú, un. krónikus vizsgálatokat kell végezni. A hosszú távú vizsgálatokban az utódok létrehozására gyakorolt hatást is mérhetjük. Az utódok számát is mérı tesztek a reproduktivitási tesztek. Krónikus toxicitás (hosszú idejő teszt) vizsgálatából az alábbi, a koncentráció hatás görbe alapján grafikusan vagy statisztikai módszerekkel meghatározott értékeket szokták megadni: NOEC = (No Observed Effects Concentration), az a legnagyobb koncentráció, amelynek nincs megfigyelhetı hatása. NOEL = (No Observed Effects Level Concentration), az a legnagyobb dózis, amely nem okoz megfigyelhetı hatást. NOAEC = (No Observed Adverse Effects Concentration), az a legnagyobb koncentráció, amely még nem okoz megfigyelhetı káros hatást. NOAEL = (No Observed Adverse Effects Level), az a legnagyobb dózis, amely még nem okoz megfigyelhetı káros hatást. LOEC = (Lowest Observed Effects Concentration) az a legkisebb koncentráció, amelynek hatása már megfigyelhetı. LOEL = (Lowest Observed Effects Level) az a legkisebb dózis, amelynek hatása már megfigyelhetı. MATC = (Maximum Allowable Toxicant Concentration), a szennyezıanyag maximális, még megengedhetı koncentrációja. MATC a LOEC és NOEC érték átlagaként számítható.a NOEC és a LOEC egymásból is számíthatóak: pl. NOEC = LOEC/2, (Gruiz, in: KL, 2002). A krónikus tesztek eredménye tehát vagy az a legnagyobb koncentráció vagy dózisérték, amely statisztikailag még nem mutat szignifikáns hatást vagy az a legkisebb érték mely már mérhetı hatást mutat. Az alábbiakban felsoroljuk azokat a tényezıket, amelyek befolyásolják a krónikus teszteredmény megbízhatóságát, jóságát. A minta mérete és az ismétlések száma. A megfigyelt végpontok száma. A vizsgált koncentrációsor (dózissorozat) tagjainak száma, azaz a vízszintes tengely felbontása. A végpont mérhetısége. A vizsgált szervezet vagy populáció változékonysága a végpont szempontjából. Az értékeléshez alkalmazott statisztikai módszer. Rendkívül fontos az ökotoxikológiai módszerek szabványosítása, hogy a különbözı laboratóriumokban mért eredményeket össze lehessen egymással hasonlítani. A standardizált módszerekkel kapott ökotoxikológiai eredmények hasznosságát, elınyeit foglaljuk össze a következıkben. Egységes és összehasonlítható módszerek jönnek létre a szabványosítással. Standard, törzsgyőjteményben, kereskedelmi forgalomban kapható tesztorganizmusok, tesztrendszerek, elıre gyártott készletek szerezhetıek be. A mérés és az eredmény megismételhetı bármelyik laboratóriumban. Kockázatfelmérésre és döntési folyamatok támogatására alkalmas eredményeket ad. Egyszerősített eljárások, különösebb fejlesztés nélkül alkalmazhatóak. Ha nagyszámú eredményre van szükség statisztikai értékeléshez, pl. határértékképzéshez, 88

89 QSAR-hoz vagy kockázatfelméréshez, akkor különbözı laboratóriumok eredményei együtt felhasználhatóak. Célszerő módosításokkal tudományos kutatási célokra is megfelelnek. Az elmúlt években több standard módszer született USA-ban és európai államokban, egyesek európai ökotoxikológiai laboratóriumokban végzett ellenırzı körmérésekkel alátámasztva. A toxicitási teszteket minden esetben statisztikai módszerekkel kell értékelni. Az ökotoxikológiai tesztek nagy idı és munkaigénye miatt a statisztikai értékelés, helyesebben az értékeléshez szükséges mintaszám kompromisszum kérdése. Az utóbbi években egy sor statisztikai eszköz szoftver formájában is hozzáférhetıvé vált. Az adatok statisztikai értékelésével minimálisra szoríthatjuk le a vizsgálatok számát. Természetesen ezeket a szoftvereket nem lehet tervezés és elızetes megfontolások nélkül alkalmazni a mérési adatok értékelésére, tehát a vizsgálatok tervezése során a mintaszámot és az ismétlések számát az értékelı statisztikai módszerrel harmonizálva kell megválasztani. Az egyik legnépszerőbb módszer a grafikus interpoláció a toxikus végpontok (pl. EC50) becslésére. Kényelmes módszer és jól használható a dózis válasz illetve koncentráció hatás görbék analizálására. Hátránya, hogy nem képes konfidencia intervallumot számítani. A probit módszer terjedt el legszélesebb körben. Az adatokat valószínőségi egységgé (probability unit) transzformálja. Hátránya, hogy olyan adatsorra van szüksége, amely legalább két részleges letalitási eredményt tartalmaz (pl. 7 elpusztult a 20 tesztorganizmusból). Elınye, hogy könnyőszerrel számítja a konfidencia intervallumokat. A logit módszer is transzformálja az adatokat, majd megkeresi az adatsorhoz legjobban illeszkedı görbét. Néhány általánosan használt és hozzáférhetı program: TOXSTAT, SAS-PROBIT, SPSS-PROBIT, DULUTH-TOX, ASTM-PROBIT. A krónikus toxicitási tesztek statisztikai értékelésében legfontosabb annak a koncentrációnak a meghatározása, amelynek eredménye szignifikánsan eltér a kezeletlen kontrollétól. Az ANOVA alkalmazásának célja általában a MATC meghatározása. Az ANOVA a MATC értéket a LOEC és a NOEC között állapítja meg: LOEC > MATC > NOEC. Az ANOVA variancia-analízis folyamata a következı: Az adatok transzformálása. A kezeletlen kontroll és a vivıanyagot (pl. oldószert) tartalmazó kontroll összevetése, azonosságának ellenırzése. A kezelt csoportok variancia-analízise. A kezelt csoportok összehasonlítása (melyik különbözik a kezeletlen kontrolltól). Az ökotoxikológiai tesztek eredményeit koncentráció vagy dózis értékekben adjuk meg, tehát a fizikai- kémiai módszerekével azonos dimenzióban. Ezért a fizikai-kémiai módszerek eredménye közvetlenül összevethetı az ökotoxikológiai tesztek eredményével (Gruiz és mtsai, 2001). Az általunk kidolgozott kalibrációs eljárás még azt is lehetıvé teszi, hogy a toxicitást pl. szervetlen szennyezıanyagok esetében valamilyen fém-ekvivalensben fejezzük ki, szerves szennyezıanyagoknál pedig a kalibrációhoz felhasznált szénhidrogén mennyiségében vagy koncentrációjában. A toxicitás ekvivalensek lényege tehát az, hogy akkora hatásról van szó, amekkorát a kalibráláshoz felhasznált, ugyanakkora gátlásnál leolvasott pl. rézvegyület koncentráció okozott volna. A talajökoszisztéma vizsgálatára alkalmas módszerek Az ökoszisztémák jellemzése történhet a helyszínen való felmérés és megfelelı dokumentálás, vagy a laboratóriumba szállított talaj, növény vagy állatminták vizsgálatával. Leggyakrabban a talajban élı élılények fajszámának és eloszlásának vizsgálata és statisztikai 89

90 értékelése történik. A növényi diverzitást általában referenciaterületekhez viszonyítva értékelik, vagy rendszeres monitoring idısorát hasonlítják össze. A talajok mikroflórája szintén vizsgálható referencia talajhoz képest vagy az idıben, pl. egy remediációs technológia során. Gyakori a bioindikátorok, vagy szelektív markerek vizsgálata is. Kiválasztásuk történhet általános ismeretek, vagy helyspecifikus megállapítások alapján. A talajmikroorganizmusok jellemzése során gyakran szelektív táptalajokon növesztett vagy dúsított mikrobákat vizsgálunk minıségi vagy mennyiségi szempontból. Ilyenmódon bizonyíthatjuk a talaj mikroflóra adaptálódását toxikus anyagokhoz (pl. a tőrıképesség vagy ellenállóképesség megjelenésével) vagy biodegradálható szennyezıanyagokhoz (PAH-bontó mikróbák száma, PCB bontó baktériumok jelenléte, stb.) Genetikai, morfológiai, biokémiai, fiziológiai, kémiai vizsgálati módszereket alkalmazhatunk az egyes fajok kimutatására, jellemzésére, aktivitásuk mérésére. A primer eredményeket statisztikai értékelésnek vetjük alá. Az eredmény lehet kvantitatív (sejtkoncentráció, fajeloszlás), melyekbıl félkvantitatív vagy kvalitatív mutatókat, indexeket készítenek a talaj ökológiai állapotának jellemzésére (Gruiz és mtsai, 2001; Dobler, és mtsai, 2001; Gruiz, 2005) A talaj ökoszisztéma összetételének, mőködésének, aktivitásának vizsgálatára alkalmas módszerek eredményei a kémiai vagy ökotoxikológiai módszerekkel kapott eredményektıl eltérı mértékegységben adják meg eredményüket. Az ökológiai jellemzık, nem fejezhetıek ki a szennyezıanyag koncentrációjával, sıt gyakran, indexek, pontszámok vagy más kvalitatív mutatók formájában születnek meg, amelyek nehezen hasonlíthatóak össze a Triádban szereplı másik két vizsgálattípus eredményével (pl. nem adható össze vagy vonható ki a másik két módszerrel kapott eredménybıl). Így a talaj ökoszisztéma jellemzıit kiegészítı információként vesszük figyelembe. A TalajTesztelıTriád leggyakoribb alkalmazásai A következıkben a triád három összetevıjének szempontjából jellemezzük a módszeregyüttes különbözı alkalmazásait, amelyek az alábbiak: 1. Környezetünk állapotának integrált monitoringja 2. Szennyezett terület screenelése, szennyezettség térkép készítése 3. Szennyezett terület részletes állapotfelmérése 4. Szennyezett terület remediációjának tervezése 5. Környezetvédelmi biotechnológia tervezése, elıkísérletek 6. Talajremediáció monitoringja 7. A kezelt talaj minısítése Szennyezett terület térképezése, screenelés Érdemes megkülönböztetnünk a természetes szennyezett területeket és ipari (katonai, hulladéklerakó) területeket, vagyis azokat, amelyeknek nincs természetes ökoszisztémája, például nincs vizuálisan is értékelhetı növényzete. Egy szennyezett terület felmérése mindig több lépcsıben kell történjék, hogy költséghatékony legyen. Optimumot kell találni a lépcsık számában és a felméréssel kapott eredmények hatékonyságában, használhatóságában. A felmérés elsı lépésérıl van szó, amikor a veszély azonosítása és a szennyezettség durva lehatárolása történik meg. Ebbe a lépcsıbe még a szennyezıanyag kémiai azonosítása sem tartozik okvetlenül bele, fıleg, ha az 90

91 ismeretlen eredető vagy nagyon összetett, esetleg igen kis koncentrációban is nagyon toxikus vagy mutagén. A felmérés elsı lépcsıje a káros hatás megjelenésén alapul. A káros hatás elsı jelei már megmutatkozhatnak a talaj természetes ökoszisztéma tagjain, elsısorban a vizuálisan is megfigyelhetı növényzeten. Lehetséges, hogy a káros hatás még nem jelent meg a vizuálisan is észlelhetı makroszinten, vagy egyáltalán nem jelent még meg, de potenciálisan jelen van. Ha a szennyezıanyag káros hatása már megjelent makroszinten, akkor a növényzet vagy az ökoszisztéma más tagjainak abnormális morfológiája vagy pusztulása alkalmas végpont a szennyezettség indikálására és lehatárolására. A makroszinten még nem jelentkezı potenciális káros hatásokat korai figyelmeztetı rendszerekkel és ökotoxikológiai tesztekkel mérhetjük (Dobler és mtsai, 2001). Az elsı felmérési lépcsıben alkalmazott makroszintő ökológiai változások szabad szemmel megfigyelhetı és speciális szaktudás nélkül is azonosítható jelek, végpontok legyenek: pusztulás, hervadás, sárgulás, növekedésben visszamaradottság, betegség, fajeloszlás (egyes fajok dominanciája), állatok elmenekülése a területrıl. Ugyanezen jellemzık távérzékelés alapján is megfigyelhetıek, fıként kiterjedt területek esetén (EER, 2001). Amennyiben még nem jelent meg makroszintő ökológiai változás vagy nincs értékelhetı, látható élıvilág a területen, akkor a talaj- vagy vízminták ökotoxikológiai tesztelése segíthet az elsı felmérési lépcsıben. A helyesen megválasztott, talajra és más szilárd halmazállapotú környezeti mintára is alkalmas ökotoxikológiai teszt eredménye magában hordozza és integrálja az összes elıforduló szennyezıanyag hatását, az egyes szennyezıanyagok kölcsönhatásából eredı hatás-módosulásokat (pl. szinergizmus: az eredı hatás nagyobb, mint az egyenkénti hatások összege), a szennyezıanyag és a mátrix kölcsönhatásait. Az úgynevezett öröklött szennyezett területek esetében, ahol a szennyezésre vonatkozóan nagyon kevés vagy semmiféle információ nem áll rendelkezésünkre és az eredeti szennyezettséghez illegális lerakatok is adódnak, szinte az egyetlen megoldás az ökotoxikológiai szőrıvizsgálat. Ha semmiféle kiindulási információnk sincs, akkor kevéssé alapozhatunk a fizikai-kémai analitikai módszerekre, hiszen már az analitikai terv elkészítésénél megáll a tudományunk, milyen kivonatból, milyen módszerrel analizáljunk és mit? Ipari területeken és hulladéklerakóknál a természetes ökoszisztéma sem orientáló, hiszen vagy nincs is természetes ökoszisztéma, vagy ha volt is, nehéz lenne használható referenciát találni. A mikro- és makroflóra adaptációja is félrevezetı lehet. A TalajTesztelıTriád elemei közül szennyezett természetes területek állapotfelmérése elsı lépcsıjében vezetı szerep juthat az ökológiai állapotfelmérésének, a vizuálisan könnyen megállapítható sajátosságok, a növényzet vagy az állatvilág összességére vagy egyes tagjaira vonatkozó jellemzık vizuális vizsgálatának. Abban az esetben alkalmasak az ökológiai jellemzık a Ezekben az esetekben az ismeretlen szennyezıanyag-keverék hatására alapozott szőrıvizsgálatot kell alkalmaznunk. Egy sor olcsó és gyors ökotoxikológiai teszt létezik, 91

92 amelyet akár on site, tehát a szennyezett területen is el lehet végezni (nem szükséges a környezeti minta laboratóriumba szállítása). Ilyen olcsó, az angol nomenklatúrában bioassay néven emlegetett mérımódszer a Vibrio fisheri bioluminszcencia-gátlási teszt, vagy az általunk kifejlesztett Bacillus subtilis talajkorongos növekedésgátlási teszt (Bekı és mtsai, 1992; Gruiz és Vodicska, 1992; Gruiz, 1994; Gruiz, 2000; Ferwagner 2002; Dobler és mtsai, 2001). Szennyezett terület állapotfelmérése és a remediációs technológia tervezése A TalajTesztelı Triád elemei a felmérés céljától és részletességétıl függıen eltérı arányban járulhatnak hozzá a TalajTesztelıTriád összetételéhez. A TTT nem csak a három elem egymáshoz viszonyított arányában térhet el egymástól, pl. a felmérés fázisa szerint, hanem természetesen a Triád egyes elemein belüli módszerekben is, például a szennyezıanyag fajtájától függıen. A talaj milliárdnyi mikroorganizmus élıhelye. A talaj ökológiai állapota mikroszinten ezen mikroorganizmusok állapotával jellemezhetı. A mikroorganizmusok jellemzése a technológia kiválasztása és tervezése szempontjából is alapvetı, hiszen biotechnológia alkalmazása esetén erre a közösségre fog alapulni a remediációs technológia. Ha nem biotechnológia lesz a megoldás, akkor a mikroflóra kevésbé jelentıs, ezért vizsgálatuk egyetlen szempontja a talaj jövıbeni (kezelés utáni) használata, minısítése (Dobler és mtsai, 2001; Gruiz, OMFB-BIO 2002 jelentés) Szerves és szervetlen szennyezıanyagokkal szennyezett területek állapotfelmérésére és a remediációs technológia kiválasztásához és tervezéséhez szükséges módszeregyüttesjavaslatokat mutatunk be a következıkben. TTT: TalajTesztelıTriád Szennyezett területek részletes felmérésekor és a technológia tervezése során általában azonos hangsúlyt kapnak a fizikaikémiai vizsgálatok, a talaj biológiai jellemzıi és az ökotoxicitás. Kiegészítik egymást, információt adnak a szennyezıanyag minıségérıl és mennyiségérıl, a talaj állapotáról, életképességérıl, aktivitásáról, a A TalajTesztelıTriád használata különös jelentıséggel bír régi, elhagyott, "gazdátlan" katonai vagy ipari területek esetében. Ilyenkor az ökotoxikológiai tesztelés döntı fontosságú, hiszen a fizikai-kémai analitikai módszerek alkalmazhatóságát korlátozza a szennyezıanyagok azonosítatlan volta. Ipari vagy katonai területeken, illegális hulladéklerakatok környezetében a természetes növényzet 92

93 Biotechnológia tervezéséhez, az elıkísérletek értékeléséhez használt módszeregyüttes A szennyezett talaj remediációját szerencsés esetben maga a talaj élıvilága képes elvégezni, hiszen a kockázat csökkentése számára a túlélést jelenti. A talaj-ökoszisztéma megoldások sokaságát vonultatja fel, hogy élıhelyének kockázatát elviselhetı szintre csökkentse, általában sikerrel. Nagyon nagy kérdés, minden ilyen esetben, hogy ez a talajökoszisztéma számára csökkent kockázat a talajt szintén használó ember számára is kisebb kockázatot jelent-e. Nem mindig, de az esetek jelentıs részében igen, ezeket a természetes megoldásokat az biomérnöknek, illetve az ökomérnöknek meg kell ismernie, hasznosítani és amennyiben szükséges intenzifikálnia kell. Ahhoz, hogy a talaj élıvilágának mőködését saját hasznunkra fordítsuk, ismerni és beavatkozni kell tudnunk a talajban folyó biológiai átalakításokba, biodegradációs és bioakkumulációs folyamatokba. Ezt a mérnöki tevékenységet támogatja az a módszeregyüttes, amit kimondottan a bioremediációval kezelhetı talajok felmérésénél követünk. A biotechnológia alkalmazhatósága a talaj biológiai állapotán, aktivitásán múlik. A szerves szennyezıanyag biodegradációja szolgáltatja leggyakrabban a bioremediáció alapját. Szervetlen szennyezıanyagokkal szennyezett talajnál a toxikus fém vagy más szervetlen anyag vagy elem növények vagy mikroorganizmusok általi felvétele akkor jelent megoldást, ha a felvételt követıen mód van a szervetlen elemet tartalmazó élı anyag elkülönítésére és izolált kezelésére. Ebbe a kategóriába tartozik a felszín alatti vizek fitoremediációja (élıgép, gyökérzónás kezelés) és szennyezett telítetlen talaj fitoextrakciója. Mind szerves, mind szervetlen szennyezıanyagok esetében megoldás lehet a biológiai közremőködéssel történı immobilizáció vagy stabilizáció, bár ezek általában komplex fizikokémiai-biológiai folyamatok (szerves szennyezıanyagok fosszilizációja vagy kovalens kötéssel történı beépítése a szerkezeti humuszba és a szervetlenek átalakítása kevéssé mobilis kötésformákká. Biodegradáción alapuló remediációval kapcsolatban 3T fontos része a talajban mőködı különbözı típusú, fajú sejtek koncentrációja, a biodegradáló aktivitásuk (enzimjeik) koncentrációja, a talaj légzése (O2 és CO2 mérés) vagy dehidrogenázaktivitása, a légzés aktiválhatósága, az enzimek aktiválhatósága, a külsı körülmények hatására adott biokémiai, fiziológiai válaszok, a technológiai paraméterek (T, ph, O2, nedvesség, tápanyag, hozzáférhetıséget növelı adalék) változtatásának hatása a talaj mikroflórájára. A talaj kezelését szolgáló biotechnológiák esetében a biológiai dominanciával jellemezhetı módszeregyüttes használandó a bioremediáció minden szakszában, az elızetes kísérletekhez, a modellkísérletekhez, a mikrokozmoszokhoz, a szabadföldi technológia monitoringjához. A biológiai jellemzéshez képest a monitoring során akkor nı a fiziko-kémiai vizsgálatok jelentısége, ha a biológiai tevékenységet magát (pl. légzésmérés) vagy annak eredményét (szennyezıanyag csökkenés, ph változás) viszonylag egyszerő fizikai-kémiai analitikai eljárással tudjuk követni. 93

94 A TalajTesztelıTriád talaj bioremediációban történı hasznosítása során a fı hangsúly a talajban élı mikroflóra, a biotechnológia központi magvát alkotó "cell factory" vizsgálatára helyezıdik. A mikroflóra mennyisége, minısége, aktivitásai, légzése egyértelmően jellemzik a potenciális és a folyó bioremediációs tevékenységet. Ehhez kiegészítésképpen szükségesek a kémiai analitikai eredmények, melyek a szennyezıanyag oldaláról is bizonyítják a folyamatok hasznosságát. Az ökotoxikológiai mérések a talaj ellenırzését szolgálják, esetenként a szennyezıanyag hozzáférhetıségét jellemezhetik. Bioremediáció monitoringja A remediáció során végzett technológiamonitoring több szerepet is betölt: 1. Lehetıvé teszi a technológia vezetését, optimumon való mőködtetését 2. A beavatkozások irányítását 3. A technológiából történı kibocsátás kontrollját 4. A technológia végértékének ellenırzését, a kezelt talaj minısítését. A fiziko-kémiai mérések nem csak a talaj és szennyezıanyag analízisét, de a cell factory mőködését mutató kémiai paraméterek mérését is szolgálják. Ezeknek a méréseknek fıleg in situ alkalmazott technológiákban van különös jelentıségük, ahol a mintavétel a talaj szilárd fázisából nehézkes, emiatt a technológiamonitoring a gáz és folyadékfázis monitoringján keresztül oldódik meg. A biológiai állapotot jellemzı mutatók így a sejtszámok, a fajeloszlás, a légzés, az enzimaktivitások egyértelmően jelzik az átalakító tevékenységet végzı mikroflóra állapotát, amely a technológia központi magva, amelynek optimális mőködésérıl a technológusnak kell gondoskodnia a technológiai paraméterek beállításával. A biológiai állapot központba állításával juthatunk az optimális tápanyagellátottság, a levegımennyiség, a talaj állaga, hımérséklete, ph-ja stb. paraméterek értékekhez, melyeket aztán fıleg fizikaikémiai mérésekkel kontrollálunk. A szennyezıanyagot, ahogy eddig mindig, kémiai koncentrációja vagy hatása alapján követhetjük. A szennyezıanyag hatása a remediáció vége fele kritikus, hiszen addigra már hatástalannak kellene lennie. Technológia folyamán is keletkezhetnek toxikus melléktermékek és ezek terjedése is kritikus lehet, pl. in situ technológiák során, ezért az ökotoxikológiai tesztelést a technológia folyamán a vegyi anyag természetétıl függı mértékben a vége felé intenzívebben alkalmazzuk. Ökotoxikológiai tesztekkel a toxikus szennyezıanyag biológiai hozzáférhetıségét is követhetjük, hiszen a hozzáférhetıség feltétele a bidegradációnak és elıfordul, hogy limitáló tényezı. Ha a technológia során a hozzáférhetıség limitálóvá válik, akkor a technológus két 94

95 dolgot tehet: vagy gondoskodik a hozzáférhetıség növelésérıl (tenzidek, ciklodextrinek, hımérsékletnövelés alkalmazása), vagy ha egy biztonságos határon túl csökken a hozzáférhetıség, akkor ezt a csökkent állapotot stabilizálja (oxidatív körülmények, humuszképzıdés irányába eltolás) A kezelt talaj minısítése TTT: TalajTesztelıTriád A bioremediáció monitoringja során a kémiai jellemzık és a talaj mőködésére a "cell factory" állapotára vonatkozó információknak egyensúlyban kell lenniük. A fizikai-kémiai vizsgálatok egy része a biológiai mőködés jellemzését és követését szolgálja (légzés, metabolitok). Az ökotoxikológiai tesztelés a technológia fı fázisban kisebb jelentıségő, fıként a biztonságot szolgálja vagy felvilágosítást ad a szennyez anyag hozzáférhet ségér l. A TalajTesztelıTriád három tagja a remediáció során azonos hangsúlyt kap, de a remediáció befejeztéve a talaj minısítésében a fizikai-kémiai és az ökotoxikológiai módszerek lesznek mérvadóak. A remediált talaj jövıbeni használata, a talajkezelı telepen kezelt talaj újrafelhasználhatósága annak kockázatától függ. Ismert szennyezıanyagok kémiai analízisén kívül a talaj egészének Ma még kevéssé foglalkoztatja a gyakorlati szakembereket a szennyezett vagy a kezelt talaj újrafelhasználása. A talajok bizonyos célra történı használhatósága csupán kémiai jellemzıknek, szennyezıanyag koncentráció-határoknak eleget téve használhatóak. Ez a kémiai szemlélet nagymértékben korlátozza gondolkodásunkat és a talajok ésszerő és gazdaságos felhasználását. Az egyedi kockázatfelmérés során sem kötelezı feltétel az ökotoxikológiai tesztelés. A kezelt talajok ökotoxikológiai tesztelésen alapuló minısítésére való igény minden környezetközpontú gondolkodást célzó országban és tevékenységben megjelenik, az egységesített és szabványosított megoldások még váratnak magukra. Fontosságukat és sürgısségüket mi sem mutatja jobban, minthogy nélkülük egy immobilizáción vagy stabilizáción alapuló remediációs technológia eredményét a jelenlévı kémiai koncentráció ellenére nagymértékben vagy teljesen lecsökkent kockázatot meg sem tudjuk ítélni. Az egyes biológiai és ökotoxikológiai tesztek és alkalmazási területei 95

96 Összefoglaló áttekintést adunk azokról a biológiai és környezettoxikológiai módszerekrıl, melyekre ismert eljárás létezik és amelyeket célszerő a TTT elemeként alkalmazni, ha vegyi anyagoktól eredı szennyezettség, helyszínspecifikus környezeti kockázat felmérése a célunk (Calow, 1993, Landis és Yu, 1999; Gruiz és mtsai, 2001, OMFB jelentés, 2004) A talajban élı közösség biológiai vizsgálata A talajmikroflóra vizsgálata Aerob heterotróf telepképzı baktériumok és gombák száma Szennyezett területek állapotfelmérése: abszolút értéke a talaj általános állapotáról ad felvilágosítást. Szennyezett területek monitoringja során a szennyezıanyaghoz való adaptációt illetve a szennyezıanyag hatását mutatja. Remediációs technológia követésekor a technológiai paraméterek és a biológiai folyamat ellenırzését egyaránt szolgálhatják (Molnár és mtsai, 2000; Gruiz OMFB jelentés, 2004). Baktériumok és gombák megkülönböztethetıek megfelelı, baktériumok vagy gombák szaporítására szelektivitás biztosító táptalajok használatával. (Ferwagner, 2002). Mikroorganizmusok diverzitása Állapotfelmérés: a talajban élı mikroorganizmusok eloszlásának vizsgálata pl. faj szerint (fajeloszlás), biokémiai potenciál szerint (cukorhasznosításás ujjlenyomata), fiziológiai tulajdonságok szerint (fakultatív anerobok, nitrátlégést végzık, stb.) a közösségen belüli jellegzetességeket mutatja (Dobler és mtsai, 2001). Monitoring: szennyezett területek talajának mikroflórája elsı lépésben közösség szintő változásokkal reagál a szennyezıanyag jelenlétére. Ennek a változásnak a kimutatása történhet a szennyezetlen talajhoz képest, vagy az idıben a szennyezést követıen vagy a remediáció során. Toxikus fémeket tőrı sejtek koncentrációja Szennyezettség indikálása: toxikus fémekkel szennyezett talajokban megnı a toxikus fémeket tőrı mikroorganizmusok, baktériumok, gombák és egysejtő állatok száma. A hosszú idı óta fémekkel erısen szennyezett talajban teljesen átlagos sejtszámok mérhetıek (Auerbach, 2003; Ferwagner, 2002; Szabó, 2003) A fémtőrı sejtek mennyiségének növekedése a szennyezettség és az adaptálódás jelzıje. Állapot- és kockázatfelmérés: a környezeti kockázat megítélésében döntı lehet, hogy a tőrıképesség megjelenése a tőrıképességért felelıs már meglévı gének bekapcsolását jelentie, vagy ezen gének elterjedését a közösségben. Ha a tőrıképesség akkumulációval jár együtt, akkor ezek a tőrıképes fajok nagy szerepet játszanak a fémek körforgalmában, immobilizálásában is. Szénhidrogént vagy egyéb szennyezıanyagot bontó sejtek koncentrációja Szennyezett terület felmérése során a konkrét, ismert szennyezıanyag bontását végzı mikroorganizmusok indikálják a szennyezıanyag jelenlétét. A szennyezett terület részletes állapot- és kockázatfelmérésében fontos információ a talajközösség szennyezıanyaghoz való hozzászokása és a biodegradációs folyamatok létezése, melyek a kockázat csökkenését biztosíthatják, így remediáció alapját képezhetik. A természetes folyamatok követése és a bioremediáció során is alapvetı a biodegradációt végzı sejtek mennyisége, mely arányos a biotechnológia lefolyásáért felelıs katalizátor állapotával (Halász, 1999; Leitgib, 2002; Leitgib és mtsai, 2004; Molnár és mtsai, 2003). Biodegradációs tesztek és mikrokozmoszok 96

97 Szennyezett területek állapotfelmérésekor döntı lehet a biodegradáció meglétének bizonyítása, de ugyanilyen fontos lehet a kémiai módszerekkel azonosított szennyezıanyag biodegradálhatóságának vizsgálata (Gruiz és mtsai, 2001; Leitgib és mtsai, 2004; Molnár és mtsai, 2005; Gruiz, 2005). Tehát a biodegradációs teszteket kétféleképpen alkalmazhatjuk: vizsgálhatjuk a szennyezıanyag biodegradálhatóságát és a talaj közösségének biodegradáló képességét. A két eltérı célnak azonos metodikákkal tehetünk eleget. A különbség annyi, hogy a biodegradálhatósági teszt referencia talajjal vagy más általános mikroflórát tartalmazó közeggel történik, helyszínspecifikus adaptációk maximális kizárásával, addig a biodegradációs teszt esetében a konkrét talajnak vagy egyéb közegnek döntı szerepe van és az eredmény magába foglalaja az adaptáció eredményét is. A szennyezıanyag kockázatát nagymértékben csökkentheti, ha a szennyezıanyag biodegradálható és ha a talaj mikroflórája képes a biodegradációra. A biodegradáció vizsgálata történhet a szennyezıanyag, mint szubsztrát felhasználásának és elfogyásának vizsgálata útján mikrokozmosz tesztekben vagy a bontó mikroflóra bármilyen biokémiai vagy fiziológiai funkciójának, pl. légzésének vizsgálatán keresztül. Talajlégzés zárt palack tesztben A talaj állapotának, légzési aktivitásának felméréséhez a szennyvizek szabványosított BOI-értékének méréséhez hasonló eljárást alkalmazhatunk. Ilyenkor a jó minıségő, életképes talaj légzési görbéjéhez hasonlítjuk a szennyezett talajét (Tibiássy, 2002; Gruiz, 2005). Ugyanez a rendszer dinamikus vizsgálatokra is alkalmas: szennyezıanyag biodegradálhatóságának, a talaj adaptálódóképességének, toxikus hatásokra való reakciójának vizsgálatára. Talajlégzés mikrokozmoszban A valóságot jól tükrözı rendszerben mérjük a talaj légzését a felhasznált O2 és a termelt CO2 értékeit mérjük (Gruiz és Kriston, 1995; Kriston és Gruiz, 1995; Leitgib és mtsai, 2004; Molnár és mtsai, 2004). A talaj részletes állapotfelméréséhez és monitoringjához fontos információt adhat a talaj légzésének, aktivitásának szintje illetve annak változása az idıben. Dinamikus vizsgálatokban mérhetjük a talaj szennyezettségre, különféle szennyezıanyagok megjelenésére adott, légzéssel jellemezhetı válaszát, a válasz nagyságát és megjelenésének gyorsaságát. Ezzel követhetjük a természetes szennyezıanyagbomlást és a biodegradáción alapuló remediációs technológiákat. A technológia tervezéséhez szükséges technológiai paraméterek kimérhetıek a légzési mikrokozmoszban. A környezeti paraméterek, tápanyagok és egyéb adalékok hatásán kívül kimérhetı a levegıztetés hatása is (vö. zárt palack teszt). Nitrifikáció és denitrifikáció tesztelése A talajlégzéshez hasonlóan fontos aktivitás a talajban a nitrifikáció, és még egy sor nitrogénanyagcsere- folyamat (denitrifikáció, légköri nitrogénkötés, ammonifikáció) (Ruzsányi és Szántó, 2000; Leitgib, 2005; LOKKOCK; 2005). Állapotfelmérés során a nitrifikáció mértéke arányos a talaj mérgezettségével, jól mutatja az adaptáció meglétét is. A denitrifikáció az anaerob talajzónák jellemzését szolgálja. A telített talajban folyó biodegradációt mutatja az intenzív denitrifikáció, melynek eredményeképpen lecsökken a nitrát-szint. Természetes szennyezıanyagcsökkenés monitorozásában és a bioremediáció követésében fontos információt szolgáltat. Konkrét fajok azonosítása 97

98 Szennyezett terület állapotfelmérésben és monitoringjában sokrétő szerepet játszik az egyes mikroorganizmus fajok azonosítása. Ezek lehetnek indikátorfajok, a konkrét kockázatért vagy biokémiai folyamatért felelıs fajok. Indikátorként a szennyezıanyagot tőrı vagy bontó mikroorganizmust használhatunk. Konkrét kockázatokért felelısek a patogén mikroorganizmusok (Salmonella, Pseudomonas aeruginosa, stb.). Hasznosak vagy hasznosíthatóak a természetes szennyezıanyag csökkenésben vagy a bioremediációban mőködı "cell factory" egyes tagjai, pl. a szénhidrogénbontó, cellulózbontó, kometabolikus, stb. baktériumok vagy gombák. Az egyes mikroorganizmusok izolálása és azonosítása történhet genetikai (DNS-technikákkal), biokémiai (specifikus biokémiai reakciók) vagy fiziológiai alapon (szelektív vagy elektív táptalajok, szaporítási körülmények, stb.) segítségével. Kioldási mikrokozmosz A mikrokozmoszok közül a kioldási mikrokozmoszt emeljük ki, hiszen azt a talaj által veszélyeztetett talajvíz kockázatának megítélésében fontos szerepet játszik. A talajból esıvízzel mobilizálódó szennyezıanyagok transzportjáról (vagy éppen visszatartásáról) van itt szó. Minden szennyezıanyagnál nagy jelentıséggel bír, de legfıképpen a vízoldhatóknál és azoknál, ahol a kioldás jelentıs mikrobiológiai folyamtokkal társul, pl. szulfid-tartalmú kızeteket tartalmazó talajból való kioldás, ahol a szulfidból kénsavat képzı kemolitotróf baktériumok mőködése eredményeképpen folyamatos savanyodás és intenzív kilúgzás jellemzi a talajt (Szabó, 2003; Gruiz, 2005; Gruiz és mtsai., 2006) Növényzet vizsgálata Növényzet megléte és a fajok diverzitása Szennyezett természetes területek azonosítására és a szennyezettség lehatárolására jól használható, a vizuálisan is felmérhetı növényzet megléte és állapota. A növényzet pusztulása, sárgulása a már bekövetkezett károk alapján mutatja a szennyezettséget. A növényzet fajeloszlása bonyolultabb, statisztikailag is helytálló vizsgálatokon alapul, mind állapotfelmérésre, mind monitoringra használható (EER, 2001) Tőrıképes fajok megjelenése A szennyezettség indikálására és a terület kockázatának megítélésére valamint monitoringra alkalmas a tőrıképes növényi fajok megjelenésének vizsgálata. Vizuálisan felmérhetı, statisztikailag értékelhetı. Fémtőrı, alacsony ph-t tőrı ismert fajok felmérése a szennyezettség kiterjedésének megállapítására, behatárolásra is alkalmas. Növényi bioakkumuláció Szennyezett területek állapotfelmérésében és kockázatának megítélésében alapvetı fontosságú a növényzet szennyezettsége, a növények bioakkumulációs hajlama, hiszen, a növény, mint a tápláléklánc legalsó tagja a rá épülı trófikus szintekért is felelıs. Természetes és mővelt területek növényzete egyaránt vizsgálható és vizsgálandó, mind állapotfelmérés, mind monitoring során (Ferwagner, 2002; Auerbach, 2003; Sipter, 2005) Fitormediáció (akár fitoextrakció, akár fitostabilizáció) során a technológiamonitoring része a növények fémtartalmának folyamatos mérése. Ökotoxikológiai tesztként is alkalmazható (Feigl, 2005). Ökotoxikológiai tesztek Elsısorban laboratóriumi ökotoxikológiai teszteket javasolunk állapotfelmérés, monitoring, technológiamonitoring vagy talajminısítés céljára. Az itt felsorolt tesztek a három fázisú (szilárd) talaj tesztelésére alkalmas, direkt kontaktust biztosító metodikát jelentik. Bakteriális biotesztek Vibrio fisheri biolumineszcencia-gátlás 98

99 Az egyik legelterjedtebb bakteriális ökotoxikológiai teszt. Egy viszonylag nagy érzékenységő tesztorganizmus, a szennyezıanyagokat tekintve is széles-spektrumú. Szennyezett területek állapotfelmérésében, szennyezettség és kockázattérképezésben, környezetmonitoringban elterjedt. Jól bevált technológiamonitoringra és remediált talajok minısítésére is. USA által elsısorban vizekre és oldatokra szabványosított eljárás a Microtox, de ettıl eltérı eljárások is ismertek (DIN , 1991). Szerzık az USA szabványhoz árult mérırendszernél olcsóbb és gyorsabb eljárást dolgoztak ki talajra (Gruiz és mtsai, 2001). Bacillus subtilis talajkorongos módszer Jelen szerzık által kidolgozott toxicitás-szőrı módszer. A speciális célra szelektált talajbaktérium közepesen érzékeny nehézfémekre, elsısorban cinkre, rézre és kadmiumra, ezért ezekkel a fémekkel szennyezett területek szennyezettség térképezésére alkalmas, gyors, olcsó eljárás (Gruiz és mtsai, 2001). Azotobacter chroococcum talajblokk módszer Közepes érzékenységő talajbaktérium, toxicitás-szőrésre alkalmas. Azotobacter agile növekedési teszt Nagyérzékenységő talajbaktérium, széles spektrumú érzékenységgel. Szennyezettség indikálására és környezetmonitoringra alkalmas (Bátovszky, 1994). Pseudomonas fluorescens növekedési teszt Változó érzékenységő talajbaktérium. Szennyezettség indikálására és környezetmonitoringra alkalmas, a szennyezıanyagra való érzékenységet elızetesen bizonyítani kell (Bátovszky, 1994). Azotobacter agile dehidrogenázaktivitás Még a növekedési tesztnél is érzékenyebb módszer, állapotfelmérésre, környezeti monitoringra és technológiamonitoringra egyaránt bevált, mind szerves, mind szervetlen szennyezıanyagok esetében (Halász, 1999; Kovács, 1999; Molnár és mtsai, 2003; Molnár és mtsai, 2004). Pseudomonas fluorescens dehidrogenázaktivitás Érzékeny módszer, állapotfelmérésre, környezeti monitoringra és technológiamonitoringra egyaránt bevált, mind szerves, mind szervetlen szennyezıanyagok esetében. Mutagenitási tesztek A toxikus anyagok nagy része mutagén is. Az ökotoxikológiai tesztektıl átvezetnek a toxicitási tesztek felé, hiszen eredményük alapján a mutagén kockázatok becslése lehetséges, tehát az eredmény egyaránt vonatkoztatható az ökoszisztémára és az emberre. Alkalmazhatóak szennyezıdéstérképezésre, közvetlen kockázattérképezésre, szennyezett területek állapotfelmérésére és monitoringjára. Technológiamonitoringra kevéssé alkalmazzák, viszont a kezelt talaj minısítésében fontos szerepet kapnak (Kálmán, 2005; LOKKOCK, 2005). Növényi biotesztek A talaj élıvilágának a mikroorganizmusok mellett másik legfontosabb tagjai a növények. Vizuálisan is megfigyelhetıek, a tápláléklánc alapját képezik és egyes szennyezıanyagokra nagyon érzékenyek. Toxicitás mérésén kívül a bioakkumuláció kimutatására és számszerősítésére használjuk ıket leggyakrabban. Csírázásgátlás különféle tesztnövényekkel Leggyakoribb tesztnövény a fehérmustár (Sinapis alba), de más növényi magvak is alkalmasak. A szennyezıanyagok nagy része gátolja a csírázást. A csírázásgátlás arányos a 99

100 szennyezıanyag Koncentrációjával illetve hatásával. Szennyezett talaj állapotfelmérésére és minısítésére ajánlható. Gyökér- és szárnövekedési-gátlási teszt Széles körben alkalmazott teszt, állapotfelmérésre, monitoringra, talaj újrahasznosíthatóságával kapcsolatos vizsgálatokra. Technológia-monitoringra is bevált. A fehármustár mellett egy sor más növény is használható, így retek, zsázsa, sárgarépa, saláta, búza, kukorica, stb. A vizsgálat és a mérés manuálisan történik, ezért nagyon munkaigényes. Tapasztalataink szerint a szárnövekedés jobban korrelál a toxicitással, a gyökérnövekedést ugyanis nem egyértelmően a csökkenés irányába befolyásolják a toxikus anyagok, sokszor megnyúlással reagálnak a gyökerek, keresve a nem szennyezett talajrészleteket (Gruiz és mtsai, 1999; Halász, 1999; Kálmán, 2004; Leitgib és mtsai, 2006; Molnár és mtsai, 2005). Növényi biomassza termelési teszt A növényi biomassza-termelés egyértelmő és jó végpont, de a teszt viszonylag hosszú idıt vesz igénybe, így inkább a szennyezett vagy kezelt talaj mezıgazdasági alkalmazása esetén végzett teszt (Fehér, 2001). Bioakkumulációs teszt Szennyezett vagy kezelt talaj kockázatának, a szennyezıanyag mobilitásával arányos kockázatának megítéléséhez szükséges teszt. A talaj immobilizációs vagy stabilizációs módszerekkel történı remediációja során fontos teszt. A fitoremediációban alkalmazandó növények tesztelésében alapvetı. Tápláléklánc vizsgálatok alapvetı tesztje. Biokoncentrációs faktor megállapítására alkalmas teszt (Feigl 2005; Auerbach, 2003). Állati biotesztek Az állati tesztorganizmusok a talajjal direkt módon érintkeznek, ezért kitettségük igen nagy. Válaszaik környezeti realitása igen nagy, fontos trófikus szintet képviselnek (Riepert és Kula, 1996, Gruiz és mtsai, 1998). Egysejtőek (Colpoda, Tetrahymena) letalitása és növekedésgátlása A talajlakó egysejtőek érzékenyen reagálnak a szennyezıanyagokra, de növekedésük, letalitásuk vagy bármely más biokémiai vagy fiziológiai válaszuk nehezen mérhetı teljes talajban, ezért leggyakrabban a talajvíz, talajoldat, a pórusvíz vagy csurgalékok vizsgálatára szokták használni (LOKKOCK, 2005; Szakács, 1998). Nematoda teszt Fentiekhez hasonló okokból a talajoldat vagy csurgalékvizek tesztelésére alkalmazzák (Bagi, 2006; LOKKOCK, 2005). Collembola teszt Teljes talaj vizsgálatára is alkalmas, akut és krónikus teszt egyaránt kidolgozott, fıleg szerves szennyezıanyagokra, azok közül is az illékonyakra érzékeny. Állapotfelmérésre, monitoringra, talajminısítésre egyaránt használható. Egyes szennyezıanyagok esetében technológia-monitoringra is (Kovács, 1999; Molnár és mtsai, 2005; Szınyi, 1998). Földigiliszta teszt Teljes talaj vizsgálatára is alkalmas, akut és krónikus teszt egyaránt kidolgozott. Közepesen érzékeny, jól adaptálódó tesztorganizmus. Bioakkumulációs tesztre is alkalmas (Kovács, 1999). 100

101 Irodalmi hivatkozások 219/2004. (VII.21.) Kormány rendelet a felszín alatti vizek védelmérıl Auerbach, R. (2003) Növények toxikus fém felvétele, Diplomamunka, BME Bagi, A. (2006) Új talajtoxikológiai teszt fejlesztése Nematódával, TDK dolgozat, BME Bátovszky, J. (1994) Csöves bioteszt nehézfém okozta környezetszennyezés felmérésére. Diplomamunka, BME MGKT Bekı, J., Csiszér, A., Horváth, B., Munkácsy, M., Pap, Á., Zsilák, V. (1992) Gyöngyösoroszi és környéke nehézfém-szennyezettségének vizsgálata. Diplomamunka, BME, MGKT Calow, P. (1993) Handbook of Ecotoxicology, Blackwell Science Ltd. DIN (1991) Photobacterium phosphoreum test, German Standard Dobler, R.; Burri, P.; Gruiz, K.; Brandl, H and Bachofen, R. (2001) Variability in Microbial Populations in Soil Highly Polluted with Heavy Metals on the Basis of Substrate Utilisation Pattern Analysis Journal of Soils and Sediments, 1(3) EER: EuroEcoRisk (2001) The use of the results of plant diversity for risk assessment, Report, BME, MGKT EU-TGD (1996) Technical Guidence Document in Support of Commissiom Directive 93/67/EEC on Risk Assessment of new and Notified Substances and Commission Regulation (EC). No 1488/94 on Risk Assessment for existing Substances. EU, Brussels Fehér, J. (2001) Nehézfémek környezetkockázatának felmérése. Diplomamunka, BME MGKT Feigl Viktória (2005) Toxikus fémekkel szennyezett talajok stabilizációja, Diplomamunka, BME MGKT Ferwagner, A.. (2002) Toxikus fémek okozta környezeti kockázat felmérése és jellemzése. Diplomamunka. BME, MGKT. Gruiz, K. and Vodicska, M.(1992) Assessing Heavy Metal Contamination in Soil Using a Bacterial Biotest In: Soil Decontamination Using Biological Processes; In: Proc. of an International Symposium, Karlsruhe, 6 9. December 1992, pp Dechema, Frankfurt am Main Gruiz, K. (1994) Bioassay to assess contaminated soil, In: Proceedings of the Second International Symposium and Exhibition on Environmental Contamination in Central and Eastern Europe. Budapest, p Gruiz, K. and Kriston, É. (1995) In-Situ Bioremediation of Hydrocarbon in Soil. Journal of Soil Contamination 4 (2), p Gruiz, K.; Molnár, M.; Szakács, T. and Bagó, T. (1998) New biological and Ecotoxicological Methods to Support Risk Assessment and Soil Remediation In.: Contaminated Soil 98, pp , Thomas Telford, London Gruiz, K., Molnár, M., and Bagó, T. (1999) Interactive bioassay for environmental risk assessment In: Proc. Of SECOTOX 99, Munich, March Gruiz, K. (2000) When the chemical time bomb explodes? Chronic risk of toxic metals at a former mining site In: Proc. Of ConSoil 2000, Leipzig, Germany, pp

102 Gruiz, K., Horváth, B., Molnár, M. (2001) Környezettoxikológia, Vegyi anyagok hatása az ökoszisztémára Mőegyetemi Kiadó, Budapest Gruiz, K. (2002) OM-BIOTECHNOLÓGIA BIO-00066/00 Módszeregyüttes különösen nehezen lebontható, olajjal és nehézfémekkel szennyezett talajok in situ bioremediációjának monitorozására ( ), Projekt jelentés Gruiz, K. (2004) OM-BIOTECHNOLÓGIA BIO-00066/00 Módszeregyüttes különösen nehezen lebontható, olajjal és nehézfémekkel szennyezett talajok in situ bioremediációjának monitorozására ( ), Projekt zárójelentés Gruiz, K. (2005): Biological tools for the soil ecotoxicity evaluation In: Innovative Approaches to the Bioremediation of Contaminated Sites (Eds: Fava, F. and Canepa, P.) IN: SOIL REMEDIATION SERIES NO 6., pp , INCA, Venice, Italy Gruiz, K.; Vaszita, E. and Siki, Z. (2005): Environmental Risk Management of Mining Sites with Diffuse Pollution In: Conference Proceedings, CD (9th International FZK/TNO Conference on Soil_Water Systems, 3 7 October, 2005, Bordeaux) Theme F, Eds. O. Uhlmann, G.J. Annokkée, F. Arendt, pp Gruiz, K.; Vaszita, E. and Szabó, J. (2006) Modelling of bioleaching in microcosms In: Book of Abstracts of the International Symposium on Environmental Biotechnology ISEB ESEB JSEB 2006, 9 14 July, UFZ Centre for Environmental Research Leipzig- Halle, Leipzig, Germany, p.142, poszter Halász, M. (1999) Kıszénkátrányolajjal szennyezett talaj remediálása. Diplomamunka, BME MGKT Horváth, B.; Gruiz, K. and Sára, B. (1996) Ecotoxicological Testing of Soil by Four Bacterial Biotests, Toxicological and Environmental Chemistry 58, Kálmán Judit (2004) Környezettoxikológiai tesztek jellemzése, Diplomamunka, BME Kovács, Sz. (1999) Szervetlen mikroszennyezık ökológiai kockázata. Diplomamunka, BME MGKT Kriston, É. and Gruiz, K. (1995) Comparative Study of Bioremediation of Soil Contaminated with Different Types of Oil. Pilot and Bench Scale Laboratory Experiments In: Contaminated Soil '95 (Eds.: W.J. van den Brink, R. Bosman and F. Arendt) Kluwer Academic Publ., pp Landis, W.G. and Yu, M.H. (1999) Introduction to Environmental Toxicology: impact of chemicals upon ecological systems, CRC Press LLC, New York, Boca Raton, Florida Leitgib, L. (2002) Kıolajszármazékokkal szennyezett talajok bioremediációja. Diplomamunka, BME MGKT Leitgib, L.; Gruiz, K. and Molnár M.(2004) Intensification of in situ bioremediation of hydrocarboncontaminated soils In: Proceedings of the European Symposium on Environmental Biotechnology, ESEB 2004, April 2004, Ostende, Belgium, Ed. A.A. Balkema Publishers Leitgib, L. (2005) Nitrifikációs gyorsteszt szennyezett talajok környezettoxikológiai tesztelésére. Tanulmány, BME MGKT 102

103 Leitgib, L.; Kálmán, J. and Gruiz, K. (2006) Comparism of bioassays by testing whole soil and their water extracts from contaminated site, Chemospere, in press LOKKOCK (2005) Helyspecifikus kockázatfelmérést támogató új talajvizsgálati módszerek kidolgozása, Részletes szakmai beszámoló, I. Munkaszakasz: , GVOP /3.0 Molnár, M; Fenyvesi, É.; Gruiz, K.; Szécsényi-nagy, Z.; Horváth, B. and Szeitli, J. (2000) Application of cyclodextrins for enhancing bioremediation In: Proc. Of ConSoil 2000, Leipzig, Germany, pp Molnár, M.; Fenyvesi, É.; Gruiz, K.; Leitgib, L.; Balogh, G.; Murányi, A. and Szejtli, J. (2003) Effects of RAMEB on Bioremediation of Different Soils Contaminated with Hydrocarbons. Journal of Inclusion Phenomena and Macrocyclic Chemistry (44) p Molnár, M.; Gruiz, K. and Halász, M.. (2004) Integrated methodology to evalaute the bioremediation potential of creosote - contaminated soils In: Proceedings of the European Symposium on Environmental Biotechnology, ESEB 2004, April, Ostende, Belgium, Ed. A.A. Balkema Publishers Molnár, M.; Leitgib, L.; Gruiz, K.; Fenyvesi, É.; Szejtli, J. and Fava, F. (2005) Enhanced biodegradation of transformer oil in soils with cyclodextrin from the laboratory to the field. Biodegradation (16) p Riepert, F. and Kula, Ch. (1996) Development of Laboratory Methods for Testing effects of Chemicals and Pesticides on Collembola and Earthworms, Mitteilungen der Biologischen Bundesanstalt für Land- und Forstwirtschaft, Parey Buchverlag Berlin- Dahlem Ruzsányi, V. és Szántó, Sz. (2000) Talaj nitrifikáló aktivitását mérı ökotoxikológiai teszt fejlesztése és alkalmazása. TDK dolgozat, BME MGKT Sipter, E.; Auerbach, R.; Gruiz, K.; Máthé-Gáspár, G.: Bioaccumulation of toxic metals in vegetable species: Pot experiment In: Conference Proceedings, CD (9th International FZK/TNO Conference on Soil_Water Systems, 3 7 October, 2005, Bordeaux) Theme C, Eds. O. Uhlmann, G.J. Annokkée, F. Arendt, pp , 2005 Szabó János (2003) Risk assessment of acidic waste rock drainage in the region of Gyöngyösoroszi, Diplomamunka, BME Szakács, T. (1998). Új módszerek a környezeti minták biológiai vizsgálatára. Diplomamunka, BME MGKT Szınyi, M. (1998) Szilárd környezeti minták (talajok, üledékek) vizsgálata ökotoxikológiai módszerekkel. Diplomamunka, BME MGKT Tibiássy Béla (2002) Talajminták mikrobiológiai aktivitásának vizsgálata Sensomat légzésmérı készülékkel Diplomamunka, Budapest 103

104 Mellékletek Integrált módszeregyüttes toxikus fémekkel szennyezett terület felmérésére Talaj jellemzése Szennyezıanyag jellemzése Biológiai vizsgálatok Ökotoxikológiai tesztek Talaj ph, redox-viszonyok, Összes toxikus fémtartalom Aerob heterotróf Biolumineszcencia gátlás kötöttség, mechanikai összetétel talajból királyvizes feltárással, telepképzı sejtek Photobacterium phosphoreum Összes só, CaCO3, humusz, Mobilis (növények által felvehetı) Fémtőrı sejtek Gyökér- és szárnövekedés Na, Ca, Mg, P2O5, K2O, toxikus számának meghatározása gátlás vizsgálata Sinapis alba fémek (As, Cd, Cu, Hg, Pb, Zn) mérése (fehér mustár) A növényzet Növényi bioakkumuláció növekedése, fiziológiai jellemzıi, tesztelés diverzitása, 104

105 Integrált módszeregyüttes remediált talaj ellenırzésére újrafelhasználhatóságának Talaj jellemzését szolgáló Szennyezıanyag jellemzését szolgáló Biológiai vizsgálatok Ökotoxikológiai tesztek fiziko-kémiai módszerek kémiai analitikai módszerek Talaj ph, redox-viszonyok, Összes Aerob heterotróf Biolumineszcencia gátlás kötöttség, mechanikai szennyezıanyagtartalom telepképzı sejtek vizsgálata összetétel szerves és száma: gombák,baktériumok Photobacterium Összes só, CaCO3, humusz, Mobilis Gyökér- és szárnövekedés Na, Ca, Mg, P2O5, K2O, szennyezıanyagtartalom gátlás vizsgálata (NO3+ NO2)-N, SO4-S-, szerves és Sinapis alba (fehér mustár) Akut és krónikus toxicitási teszt állati, pl. Folsomia candida Mikrokozmosz teszt szennyezıanyagok 105

106 Köszönetnyilvánítás Köszönetemet szeretném kifejezni munkatársaimnak: Koós Sándornak, László Péternek, Szabó Józsefnek a terepi vizsgálatokban való segítségért, Vályi Krisztának és Szécsy Orsinak a dolgozatban nyújtott segítségért, Villányi Ilonának az FDA laboratóriumi elemzésekért. A munka a Komplex monitoring rendszer összeállítása talaj-mikroszennyezık analitikai kimutatására és biológiai értékelésére a fenntartható környezetért (MONTABIO) címő projekt anyagi támogatásával valósult meg (NKFP-07-A (MONTABIO)). Irodalomjegyzék Adam, G., Duncan, H., Development of a sensitive and rapid method for the measurement of total microbial activity using fluorescein diacetate (FDA) in a range of soils. Soil Biology & Biochemistry 33, Breure, A. M., Mulder, Ch., Rutgers, M., Schouten, T., de Zwart, D., Bloem, J A Biological Indicator for Soil Quality OECD EXPERT MEETING ON AGRICULTURAL SOIL EROSION AND SOIL BIODIVERSITY INDICATORS SUMMARY AND RECOMMENDATIONS March, 2003 ROME, ITALY Brussard, L., Soil fauna, guilds, functional groups and ecosystem processes. Applied Soil Ecology 9, Dombos, M. (2001). Collembola of loess grassland : effects of grazing and landscape on community composition. Soil Biology and Biochemistry, 33, CSTEE (2000): The available scientific approaches to assess the potential effects and risk of chemicals on terrestrial ecosystems. Brussels, p. 178.Environmental Science Pollution Research EEA 2001.Technical report 61 Proposal for a European soil monitoring and assessment framework Prepared by: Sigbert Huber, Bronwyn Syed, Alexandra Freudenschub, Vibeke Ernstsen, Peter Loveland May 2001 EEA 2003a.: European Union Soil Thematic Strategy Working Group on Monitoring Executive summary And Interim Report 1 November 2003 Chairs/Co-chair: Joachim Woiwode, Luca Montanarella, Peter Loveland EEA 2003b. European Union Soil Thematic Strategy, Working Group on Monitoring. Task group on Parameters and indicators Interim Report October 2003 Chair: Peter Loveland Green, V.S., Stott, D.E., Diack, M Assay for fluorescein diacetate hydrolytic activity: Optimization for soil samples. Soil Biology & Biochemistry 38, Jones, T.H., Thompson, L.J., Lawton, J.H., Bezemer, T.M., Bardgett, R.D., Blackburn, T.M., Bruce, K.D., Cannon, P.F., Hall, G.S., Hartley, S.E., Howson, G., Jones, C.G., Kampichler, C., Kandeler, E., Ritchie, D.A. (1998). Impacts of rising atmospheric carbon dioxide on model terrestrial ecosystems. Science, 280, Kramer, D.N., Guilbault, G.G., A substrate for the fluorimetric determination of lipase activity. Analytical Chemistry 35, 588±589. OECD EXPERT MEETING ON AGRICULTURAL SOIL EROSION AND SOIL BIODIVERSITY INDICATORS SUMMARY AND RECOMMENDATIONS March, P. László, M. Dombos and Cs. Gyuricza, The effect of conservation tillage systems on biopores of sandy loam soil in corn monoculture. EIEE, Prague

107 Parisi, Vittorio1, Menta, Cristina1, Gardi, Ciro2 & Jacomini, Carlo 2003: EVALUATION OF SOIL QUALITY AND BIODIVERSITY IN ITALY:THE BIOLOGICAL QUALITY OF SOIL INDEX (QBS) APPROACH. OECD 2003 Rome. Petersen, H., Luxton, M., A comparative analyis of soil fauna populations and their role in decomposition processes. Oikos 39, Sutherland J. Ecological Census Techniques: A Handbook 2nd Edition University of Cambridge ISBN-10: Swisher, R., Carroll, G.C., Fluorescein diacetate hydrolysis as an estimator of microbial biomass on coniferous needle surfaces. Microbial Ecology 6, 217±226. Schnürer, J., Rosswall, T., Fluorescein diacetate hydrolysis as a measure of total microbial activity in soil and litter. Applied and Environmental Microbiology 43, 1256±1261. Várallyay Gy., Németh T., Stefanovits P., 1997 Országos Talajvédelmi Stratégia tudományos háttere. ISSN:

108 6.2. Melkéklet tanulmány:a környezeti állapotfelmérés társadalmi tényezık szerinti, közpolitikai szemlélető értékelése Növényvédıszerek és származékaik, jogi szabályozása az Európai Unióban és Magyarországon Alternatívák az intenzív növényvédıszer-használattal szemben Szerzık: Dr. Illés Zoltán Dr. Szilágyi Szilvia Mezıgazdasági (vegyszeres és ökológiai) területek szennyezettségével a környezetben (talajban és vizekben), esetlegesen élelmiszerekben mutatkozó növényvédıszermaradékokkal kapcsolatos jogi, politikai, társadalmi tanulmány Budapest, november 108

109 I. A növényvédıszerek, illetve növényvédıszer-maradékok jogi szabályozása az Európai Unióban és Magyarországon I.1. Az európai szabályozás keretei I.1.1. A hatodik környezetvédelmi akcióprogram 1 Az Európai Unió szabályozási eszközrendszerében a környezetvédelmi akcióprogramok a stratégiai-politikai tervezés alapdokumentumai. Tükrözik a kidolgozásuk idején uralkodó környezeti gondolkodásmódot, az aktuális környezeti problémák és ezen problémák megoldására kidolgozott válasz-intézkedések rendszerét. A 6. környezetvédelmi akcióprogram a jövıben megoldásra váró környezeti problémák között sorolja fel a peszticidek használatának és az ebbıl adódó környezeti hatások vizsgálatának kérdéskörét: A környezetvédelmi normák további javítása ellenére egyre nagyobb a valószínősége annak, hogy összefüggés van a környezet romlása és bizonyos emberi betegségek között. Ezért foglalkozni kell a lehetséges kockázatokkal, amelyek például a kibocsátásokból és a veszélyes vegyi anyagokból, a peszticidekbıl és a zajterhelésbıl adódnak. 2 Az akcióprogram a környezetvédelmi célkitőzések megvalósítására a peszticidek használatával kapcsolatban a következı feladatokat fogalmazza meg: a peszticideket fenntartható módon kell használni úgy, hogy minimálisak legyenek azok káros hatásai az emberi egészségre és a környezetre 3 ; csökkenteni kell a peszticidek hatását az emberi egészségre és a környezetre, és általánosságban el kell érni a peszticidek fenntarthatóbb használatát, valamint a peszticidek használatának és a vele járó kockázatoknak az általános csökkentését úgy, hogy az összhangban legyen a szükséges növényvédelemmel. A használatban levı olyan peszticideket, amelyek tartósan fennmaradnak vagy biológiailag halmozódnak, mérgezıek, vagy hatásuk egyéb aggodalomra ad okot, ahol lehetséges, kevésbé veszélyes anyagokkal kell helyettesíteni; teljes mértékben végre kell hajtani, és felül kell vizsgálni a vonatkozó jogi keret hatékonyságát a módosításkor a magas szintő védelem biztosítása céljából. Ez a felülvizsgálat szükség esetén magában foglalhatja a forgalomba hozatal közösségi engedélyezési eljárásának az összehasonlító értékelését és kidolgozását, tematikus stratégiát kell kidolgozni a peszticidek fenntartható használatára a következı feladatokkal: a peszticidek használatával járó, az egészségre és a környezetre irányuló veszélyek és kockázatok csökkentése; a peszticidek használatának és forgalmazásának fokozott ellenırzése; a káros aktív anyagok szintjének csökkentése, beleértve a leginkább veszélyes anyagok helyettesítését biztonságosabb anyagokkal, köztük nem vegyi anyagokkal; támogatni kell a kis mennyiségő peszticid használatával járó vagy peszticidmentes termesztést, többek között a felhasználók tudatosságának a növelésével, a helyes gyakorlat alkalmazásának elısegítésével és a pénzeszközök lehetséges alkalmazása megfontolásának a támogatásával; 1 Az Európai Parlament és a Tanács 1600/2002/EK határozata (2002. július 22.) a hatodik közösségi környezetvédelmi cselekvési program megállapításáról. 2 Preambulum (23. cikkely). 3 Preambulum (26. cikkely). 109

110 átlátható rendszert kell kidolgozni a stratégia célkitőzéseinek végrehajtásában tett elırehaladás jelentésére és figyelemmel kísérésére, beleértve megfelelı mutatók kidolgozását is 4. I.1.2. Tematikus stratégia a peszticidek fenntartható használatáról 5 A környezeti probléma leírása A fıleg növényvédıszerekbıl (PPP) 6 és biocid termékekbıl álló peszticidek az élı szervezetek alapvetı folyamataira hatnak, így képesek elpusztítani az olyan káros szervezeteket, mint például a kártevık, vagy védelmet nyújtani ellenük. Ugyanakkor ezek a szerek nemkívánatos káros hatást gyakorolhatnak a nem célszervezetekre, az emberi egészségre és a környezetre. A használatukkal kapcsolatos lehetséges kockázatokat tekintettel az ezzel összefüggı gazdasági haszonra a társadalom bizonyos mértékig elfogadja, mivel a növényvédıszerek hozzájárulnak többek között az elérhetı árú és egészséges, kiváló minıségő mezıgazdasági termények megbízható kínálatának biztosításához. A peszticideket a legtöbb tagállam és a Közösség már hosszú ideje szabályozza 7. Az évek során fejlett rendszert hoztak létre a peszticid-használat az emberi egészségre és a környezetre jelentett kockázatainak értékelésére. A peszticidek használata miatti kockázatok csökkentése és a nemkívánatos hatások megelızése érdekében tett valamennyi erıfeszítés ellenére még mindig nem kívánt mennyiségő peszticid található a környezeti közegekben (különösen a talajban és a vízben) 8, és a szabályozási határértékeket meghaladó maradékok még mindig elıfordulnak mezıgazdasági termékekben 9. Ezért szükséges a peszticidek használatából az emberre és a környezetre vonatkozóan adódó kockázatok lehetı legnagyobb mértékő csökkentése, az expozíció minimalizálása vagy adott esetben kiküszöbölése, illetve a kevésbé károsító alternatívákkal (nem vegyi alternatívák is) kapcsolatos kutatás és fejlesztés ösztönzése révén. A jogszabályi keret 4 7. cikk: Célkitőzések és kiemelt cselekvési területek a környezetre, az egészségre és az életminıségre vonatkozóan. 5 A Bizottság közleménye a Tanácsnak, az Európai Parlamentnek, az Európai gazdasági és Szociális bizottságnak és a Régiók Bizottságának - Tematikus stratégia a peszticidek fenntartható használatáról COM(2006) 373 végleges {SEC(2006) 894} {SEC(2006) 895} {SEC(2006) 914}. /COM/2006/0372 végleges/. 6 A fogalommeghatározásokat a közlemény mőszaki mellékletében találhatók. 7 A növényvédelmi termékekre vonatkozó legkorábbi közösségi irányelvek 1979-bıl származnak. 8 EUREAU állásfoglalás A természetes ivóvízforrások megırzése a növényvédı szerektıl, A jelentések hozzáférhetık a: címen. 110

111 A 6. környezetvédelmi cselekvési program elfogadásával (6. EAP) az Európai Parlament és a Tanács elismerte, hogy a peszticideknek az emberi egészségre és a környezetre gyakorolt, különösen a növényvédıszerekbıl származó hatása tovább csökkentendı. Hangsúlyozták a peszticidek fenntarthatóbb használata, valamint a szükséges növényvédelemmel összhangban lévı peszticid-használatot és az ebbıl eredı kockázatokat illetı jelentıs mértékő átfogó csökkentés elérésének szükségességét. A legfontosabb PPP-vel kapcsolatos jogalkotási intézkedések a következık: 1. A növényvédıszerek forgalomba hozataláról szóló, 91/414/EGK irányelv 10, és 2. A növényi és állati eredető élelmiszerekben és takarmányokban, illetve azok felületén található megengedett növényvédıszer-maradékok határértékérıl szóló 396/2005/EK rendelet 11. A 91/414/EGK irányelv célja a forrásnál megakadályozni a kockázatot úgy, hogy valamennyi hatóanyag és az azokat tartalmazó termékek tekintetében igen átfogó kockázatértékelést végeznek, mielıtt azok használatát engedélyezik. Egy PPP engedélyezése bizonyos használatok esetében ezért azt jelenti, hogy rendes használati körülmények között ezek a használatok bizonyítottan nem járnak elfogadhatatlan hatással az emberi és állati egészségre, és a környezetre. A 396/2005/EK rendelet maximális szermaradék-határértékeket (MRL) állapít meg a hatóanyagokra vonatkozóan növényi és állati termékekben, amelynek célja az élelmiszerlánc végén álló fogyasztók kitettségének csökkentése. Az MRL-eknek való megfelelés megfigyelése ugyancsak fontos eszköz annak felmérésében, hogy az uniós üzleti felhasználók (vagyis a gazdálkodók) megfelelıen alkalmazzák-e a növényvédelmi termékekre vonatkozó tagállami engedélyezésekben foglalt ajánlásokat és korlátozásokat. A biocid termékekre vonatkozóan hasonló értékelési rendszert vezetett be a 98/8/EK irányelv 12, amely számos tagállamot elsı alkalommal kötelezett biocidekre vonatkozó jogszabályok bevezetésére. A meglévı jogi keret egyik hiányossága az, hogy a meglévı jogszabályok nemigen vonatkoznak a tényleges használat szakaszára, ami pedig kulcsfontosságú elem a peszticidek jelentette általános kockázatok meghatározásában. Ezért a tematikus stratégia olyan intézkedéseket javasolt, amelyek célja a hiányosságok kiigazítása egy koherens és konzisztens átfogó politikai keret megteremtése érdekében. A tematikus stratégia elindításának folyamata A 6. EAP-vel összhangban a tematikus stratégiákat kétlépcsıs, minden érdekelt felet bevonó folyamat során kell létrehozni. A Bizottság, Towards a Thematic Strategy on the Sustainable Use of Pesticides (A peszticidek fenntartható használatára vonatkozó tematikus stratégia felé) címő, júliusi közleményével széles körő konzultációt indított el 13. A közlemény az elızetes vizsgálatok alapján megállapította a jogi keret hiányosságait, tekintettel a peszticidek életciklusának felhasználási szakaszaira is. A közlemény bıséges háttér-információt tartalmazott a peszticidek használatának elınyeit és kockázatait illetıen (amelyeket a közleménnyel párhuzamosan benyújtott hatásvizsgálatban mutattak be), ismertette a leglényegesebb megvizsgálandó pontok listáját, és tárgyalta a kedvezıtlen 10 HL L 230., , 1. o. 11 A növényi és állati eredető élelmiszerekben és takarmányokban, illetve azok felületén található megengedett növényvédıszer-maradékok határértékérıl szóló, február 23-i 396/2005/EK európai parlamenti és tanácsi rendelet (HL L 70., , 1. o.) 12 HL L 123., , 1. o. 13 COM(2002)

112 tendenciák megfordítására és a felhasználási szakasz kezelésére alkalmas lehetséges intézkedéseket. A konzultációban részt vett az Európai Parlament, a Tanács, az Európai Gazdasági és Szociális Bizottság, a Régiók Bizottsága, az ipari, fogyasztói és gazdálkodói szervezetek és a nyilvánosság. Több mint 150 különféle érdekelt tett észrevételeket 14. Emellett a Bizottság november 4-én konferenciát tartott, amelyen valamennyi érintett csoport képviseletében több mint 190 résztvevı volt jelen 15. További konzultációkra került sor a Bizottság részvételével számos, egyedi kérdéssel (pl. az összehasonlító értékeléssel/a helyettesítési elvvel, a növényvédıszer kijuttatásához használt berendezéssel, IPM-mel/ICM-mel 16 ) foglalkozó konferencián és a Bizottság által szervezett üléseken (pl. a légi permetezésrıl). A Bizottság emellett további nyílt konzultációt tartott az interneten, és több mint 1,800 választ kapott 17. A javasolt stratégia és számos lehetséges intézkedés célkitőzéseit széles körben támogatták. A konzultációs folyamat részletesebb összefoglalása megtalálható a hatásvizsgálatban 18. A helyzet értékelése A peszticideket a használatukból (fıleg a gazdálkodók számára) eredı elsısorban gazdasági jellegő közvetlen elınyök miatt elterjedten használják, és ezeket a modern növénytermesztési rendszerekben létfontosságúnak tekintik. Ezek között a növényvédelmi termékek a mezıgazdasági hozamot a maximumra növelik, míg a szükséges elvégzett munkát a minimumra csökkentik. Az emberi egészség és a környezet védelmét célzó meglévı politikák és jogszabályok ellenére a növényvédıszerek tényleges fogyasztása és felhasználása 1992 és 2003 között nem csökkent, amint az a rendelkezésre álló statisztikai adatokból látható A benyújtott vélemények megtalálhatók a: címen. 15 A konferenciadokumentumok és az eljárások megtalálhatók a címen. 16 Integrált kártevı-szabályozás / Integrált terménygazdálkodás. 17 Az eredmények megtekinthetık a oldalon. 18 Jelentés a növényvédı szerek fenntartható használatáról szóló tematikus stratégia hatásvizsgálatáról, bizottsági személyzeti munkadokumentum SEC (2006) Az Eurostat és az Európai Növényvédelmi Szövetség adatai. 112

113 Fungicides Herbicides Insecticides Others 3. számú ábra: PPP hatóanyag-értékesítés (tonnában) az EU-15-ben Az olyan élelmiszer- és takarmányminták aránya, amelyekben a peszticidek nemkívánatos szermaradékai meghaladják a maximális szabályozási határértéket, nem csökkent 1996 és 2003 között: kismértékben emelkedett, és továbbra is 5% körül mozog, a tagállamok és a Bizottság ellenırzései alapján A jelentések hozzáférhetık a: címen. 113