MELLÉKLETEK MELLÉKLETEK

MELLÉKLETEK MELLÉKLETEK... 1 2.1. Melléklet: Talajmintavétel... 2 2.2. Melléklet: Talajvíz- és felszínivíz-mintavétel... 3 3.1. Melléklet: In situ szenzoros mérések (gázdetektor) fejlesztése (Megaterra Kft., MTA TAKI)... 4 3.2. Melléklet: In situ szenzoros mérések (gázdetektor) kivitelezése (Megaterra Kft., MTA TAKI)... 9 4. Melléklet. Műszeres analitika (MTA NKI)... 16 4.1. Melléklet. Növényvédőszer-maradékok műszeres és immunanalitikai meghatározása (MTA NKI)... 17 4.2. Melléklet. Szénhidrogén típusú szennyezők műszeres és immunanalitikai meghatározása (MTA NKI)... 28 4.3.1. Melléklet. Műtrágya-eredetű nehézfém-szennyezők műszeres analitikai meghatározása (MTA TAKI)... 34 4.3.2. Melléklet: A Talajvédelem című folyóiratban elfogadásra került cikk: Komplex talajmonitorozás mintavétel-optimalizációja... 46 5. Melléklet: Biológiai vizsgálatok, biotesztek(mta NKI)... 55 5.1. Melléklet: Daphnia-biotesztek kivitelezése (MTA NKI)... 55 5.2. Melléklet: Ames-féle mutagenitási tesztek kivitelezése (MTA NKI)... 57 5.3. Melléklet: Drosophila-SMART tesztek kivitelezése (MTA NKI)... 57 5.4.1. Melléklet: A 2010-es MONTABIO kiadványban megjelenő fejezet (A mikrobiális aktivitás vizsgálatok eredményei)... 59 5.4.2. Melléklet: A mikrobiális aktivitás vizsgálatok eredményeit bemutató, angol nyelvű publikálásra előkészített cikktervezet... 73 5.5.1 Melléklet: Talajlakó állatokon végzett biotesztek kivitelezése, teljes próba-vizsgálat, 2010... 87 5.5.2. Melléklet: Talajlakó állatokon végzett biotesztek kivitelezése, a MONTABIO 2010- es kiadványának vonatkozó fejezete... 91 6.1. Melléklet: Tanulmányterv a szennyezett területek kockázatbecslésére (Megaterra Kft.)... 105 6.2. Melléklet: Tanulmányterv a talajszennyezésekkel kapcsolatosan felmerülő hatósági és közpolitikai lépésekkel kapcsolatban: az intenzív és az ökológiai növénytermesztési gyakorlat összehasonlítása... 110 6.4. Melléklet: Konferenciák (Megaterra Kft., MTA TAKI, MTA NKI)... 133 1

2.1. Melléklet: Talajmintavétel A célkitűzésnek megfelelően 2010-ben 11 teszt-terület talaj-, valamint felszín alatti víz, illetve felszíni víz mintavételezését és vizsgálatát végeztük el A talaj mintavételek során mintánként 0,1 0,5 kg talajt vettünk, talajvíz és felszíni víz esetén mintánként max. 2,5 l volt a minta mennyisége A mintavételi fúrásokat a korábban már bemutatott RPF kvadrát alapján, területenként 5-5 helyen mélyítettük. A megadott koordináták alapján a kijelölt fúráspontokat sub-méteres GPS támogatással kerestük meg. A mintavételi tervet az egyes teszt-területek sajátosságainak figyelembe vételével alakítottuk ki. A talaj mintavételi mélység, és a mintaszám ennek megfelelően teszt-területenként változott. A konzorcium 2010 évben talajmintavételezésre az alábbi teszt-területeket jelölte ki: 1. Agrárterületek Köröstarcsa bio tábla Csorvás intenzív tábla Battonya intenzív tábla 2. Szennyezett ipari területek és mezőgazdasági jellegű szennyező anyaggal, de nem mezőgazdasági tevékenység nyomán szennyezett területek Gyomaendrőd Nagylapos Orosháza II. Orosháza III. A talajfúrásokat magminta-vételre alkalmas Eijkelkamp ütve fúróval mélyítettük. A talajmintavétel során 0,1 0,5 kg talajt vettünk mintánként. A talajmintákat a mintavételi terveknek megfelelő darabszámban vettük. Az egyes mintákra vonatkozóan a mintavétel körülményeit mintavételi jegyzőkönyvben rögzítettük. A fúrószerszámokat minden mintavétel után megtisztítottuk. A talajfúrások, mintavételezések elvégzését követően a fúrásokat a terepi munka végén saját furadékával visszatömedékeltük, a fúrás környezetét tereprendeztük.. A megvett és azonosítóval ellátott mintákat hűtött körülmények közt tároltuk és szállítottuk be a vizsgáló laboratóriumba. A mintavételi jegyzőkönyveket az M.I. Függelék tartalmazza. A laboratóriumi vizsgálati jegyzőkönyvek az M.XII. függelékben találhatók 2

1. kép 2.2. Melléklet: Talajvíz- és felszínivíz-mintavétel A talajvizet egyes kijelölt talajfúrások, illetve a teszt-területeken és környezetükben található figyelőkút, ásott kút, lecsövezett mintavételi fúrás esetében mintáztuk, a hidrogeológiai paramétereket jegyzőkönyvben rögzítettük. A mintavétel céljából mélyített fúrásokat a talajvíz mintavétel idejére szűrőcső 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 talpmélységű talajfúrást lehet mélyíteni. A teszt-területekhez kapcsolódó felszíni vizek (patakok, öntöző csatornák) mintázásához tetszés szerint hosszabbítható (teleszkópos) rúdra szerelt műanyag merítő edényt használtunk, illetve merítéssel vettünk mintát A konzorcium 2010 évben talajmintavételezésre az alábbi teszt-területeket jelölte ki: 1. Agrárterületek Köröstarcsa bio tábla Csorvás intenzív tábla Battonya intenzív tábla 2. Szennyezett ipari területek és mezőgazdasági jellegű szennyező anyaggal, de nem mezőgazdasági tevékenység nyomán szennyezett területek Gyomaendrőd Nagylapos Orosháza II. Orosháza III. 3

Az azonosítóval ellátott talajvíz és felszínivíz mintákat hűtött körülmények között tároltuk és haladéktalanul beszállítottuk a vizsgáló laboratóriumba. A mintavételi jegyzőkönyveket, az M.I. Függelék tartalmazza. A laboratóriumi vizsgálati jegyzőkönyvek az M.XII. függelékben találhatók 2. kép 3.1. Melléklet: In situ szenzoros mérések (gázdetektor) fejlesztése (Megaterra Kft., MTA TAKI) A projektet lezáró harmadik évben a kutatás-fejlesztésben lefektetett 2010. évre vonatkozó kötelező feladatokon túlmenően, az alkalmazott ECOPROBE 5 talajlevegő mérő műszer, illetve a helyszíni talajlevegő mérések és vizsgálatok módszerének továbbfejlesztésére, a mért eredmények közti esetleges korreláció felfedezésére fókuszáltunk. 4

3. kép Összemérések Az összemérések végzése során képet kaphatunk a műszer pontosságáról, a mérések megbízhatóságáról. Az összeméréseket különféle kalibrálógázokkal végeztük. A PID egypontos kalibrálásához a szett részét képező 100 ppm izobutén gázt (szintetikus levegőben), az IR metán, TP (ásványolaj eredetű szénhidrogének) és széndioxid egypontos kalibrálásához 10.000 ppm CH4 és 10.000 ppm CO2 kevert gázt (nitrogénben) használtuk. Az O2 kalibrálása a külső friss levegő felhasználásával történik. A külső légnyomás és a talaj hőmérséklet mérés kalibrálását a gépkönyvben leírtak szerint végeztük. A kézikönyvben szereplő kalibráló gázokat a kalibráló gázokat újra hitelesíttettük és a kalibrálásokat rendszeresen végezzük. Az egy és többpontos kalibrálásokhoz használt gázok, gázkeverékek: 5

CO 2 + CH 4 v/v% (ppm) (N 2 -ben) Gyártó Névleges v/v% (ppm) Analitikai CH 4 v/v% (ppm) Analitikai CO 2 v/v% (ppm) Messer 0,1 (1000) 0,10007 (1000,7) 0,09998 (999,8) Messer 0,5 (5000) 0,5125 (5125) 0,4951 (4951) Messer 1 (10000) 1,06 (10600) 1,06 (10600) Messer 5 (50000) 4,86 (48600) 4,96 (49600) CH 4 v/v% (ppm) (N 2 -ben) Gyártó Névleges v/v% (ppm) Analitikai v/v% (ppm) Messer 10 (100000) 9,996 (99960) C 4 H 8 v/v% (ppm) (szintetikus levegőben) Gyártó Névleges v/v% (ppm) Analitikai v/v% (ppm) Messer 0,001 (10) 0,001 (10) Messer 0,01 (100) 0,00993 (99,3) Messer 0,1 (1000) 0,101 (1010) Messer 0,2 (2000) 0,201 (2010) 1. táblázat A mérési bizonytalanságot, vagyis a mérési eredmény megbízhatóságát a pontosság és a precizitás együttesen jellemzi. A pontosság mérőszáma a mért érték (mérési átlag) és a referencia (standard) adat hányadosa szorozva százzal, azaz R=Či/Crefx100. A precizitás a megismételt vizsgálatok eredményei közötti egyezés mértéke, a módszer véletlen hibáját jellemzi rendszerint a becsült tapasztalati szórással (SD) és/vagy a százalékos szórással (RSD) kifejezve. Az Ecoprobe5 hordozható gázmérő műszer a VOC, CH4, TP, CO2, O2 paramétereket az alábbi pontossággal és precizitással képes mérni: A VOC mérés pontossága 97% {a különböző koncentrációjú kalibráló gázokkal (10, 104, 1000, 1999 ppm izobutén) történt mérések pontosságának az átlaga}. A VOC mérés precizitása RSD=10% {a különböző koncentrációjú kalibráló gázokkal (10, 104, 1000, 1999 ppm izobutén) történt mérések százalékos szórásának az átlaga}. A Metán-mérés pontossága 99% {a különböző koncentrációjú kalibráló gázokkal (973, 5132, 10500, 48600, 100400 ppm metán) történt mérések pontosságának az átlaga}. A Metán-mérés precizitása RSD=5% {a különböző koncentrációjú kalibráló gázokkal (973, 5132, 10500, 48600, 100400 ppm metán) történt mérések százalékos szórásának az átlaga}. A TP mérés pontossága 98% {a különböző koncentrációjú kalibráló gázokkal (973, 5132, 10500, 48600, 100400 ppm metán) történt mérések pontosságának az átlaga}. A TP mérés precizitása RSD=5% {a különböző koncentrációjú kalibráló gázokkal (973, 5132, 10500, 48600, 100400 ppm metán) történt mérések százalékos szórásának az átlaga}. A Széndioxid-mérés pontossága 98% {a különböző koncentrációjú kalibráló gázokkal (974, 4937, 10600, 49500 ppm CO2) történt mérések pontosságának az átlaga}. A Széndioxidmérés precizitása RSD=5% {a különböző koncentrációjú kalibráló gázokkal (974, 4937, 10600, 49500 ppm CO2) történt mérések százalékos szórásának az átlaga}. 6

Az Oxigénmérés pontossága 99,5% {kültéri levegővel (O2 tartalom 21%) történt mérések pontosságának az átlaga}. Az Oxigénmérés precizitása RSD=0,2% {kültéri levegővel (O2 tartalom 21%) történt mérések százalékos szórása} A mérési eredményeket az M.II. Függelék tartalmazza. Visszavezethetőség A három év mérési adatai alapján célunk a kapcsolatok megtalálása talaj, talajvíz és talajlevegő szennyezettség között, melyet matematikai módszerek bevonásával is próbálunk alátámasztani, és eredményt elérni ezen a területen is. Környezeti károk feltérképezése és elhárítása terén lényeges kérdés, a helyszíni (in situ) mérések pontossága, megbízhatósága. Hordozható mérőműszerek fejlődésével, ez a kérdés, mindinkább statisztikai jellegű kérdéssé válik, azaz, Milyen statisztikai modellek segítségével vizsgálható egy adott területen elvégzett helyszíni mérések és ezekhez kapcsolódó laboratóriumi mérések eredményeinek korrelációja? Hány minta helyszíni és laboratóriumi vizsgálata után tudunk megfelelő biztonsággal nyilatkozni a különböző módszerrel elvégzett mérések eredményeinek korrelációjáról? A két különböző vizsgálati módszer megfelelő szintű korrelációja esetén, milyen becslést adhatunk a helyszíni mérés eredményéből, a laboratóriumi mérés eredményére? A becsléshez milyen konfidencia intervallum tartozik? Adott teszt területen (Orosháza-I.), 31 mintavételi furatban ECOPROBE 5 készülékkel a talajlevegő in-situ mérését végeztük el (PID, CH4, CO2-t TP), míg ugyanazokról a mintavételi helyekről vett talajmintákat laboratóriumi körülmények között vizsgáltattuk meg (TPH-GC). Statisztikai szempontból több lehetséges korrelációs modell ellenőrzése történt meg. Ezek a modellek közül számos olyan eredményre vezet, amelynél a helyszíni és laboratóriumi mérések között nagyon magas korrelációt mutattunk ki. Jelenlegi számításaink alapján, megalapozottnak tűnik, hogy a helyszíni mérésekkel kiválthatunk, bizonyos laboratóriumi méréseket illetve laboratóriumi mérések eredményeit előre lehet jelezni, ha már rendelkezünk megfelelő méretű olyan adatbázissal, amelyik esetén a mérési pontoknál mind helyszíni, mind pedig az onnan vett minták esetén laboratóriumi vizsgálat eredményei ismertek. Hangsúlyozni kívánjuk azt, hogy az adatbázis szükséges méretét számos körülmény befolyásolhatja (szennyező anyag, a talaj összetétele, a szennyezés pillanatától eltelt idő stb.), ezért további statisztikai vizsgálatok szükségesek a helyszíni és laboratóriumi mérések összehasonlítása terén. A modellezés részletes eredményeit az M.III. Függelékben csatoltuk.(illés Tibor anyaga). Szabadalom benyújtása A 2009. évi kiadványban bemutatott talaj- és talajvíz illékony komponenseinek pre-laboralis szennyezettség-vizsgálati módszereire vonatkozóan szabadalmat jelentettünk be Eljárás és berendezés illékony komponensek talaj- és talajvíz-mintákból történő kinyerésére és prelaborális vizsgálatára címmel. A módszerek jelentőségét a minták olcsó elővizsgálati (screening) lehetősége és ez által a költséges laboratóriumi vizsgálatokra szánt mintaszám ésszerűsítése (csökkentése) adja. A pre-laboralis módszerek egyrészt kiegészítik a helyszíni talajlevegő méréseket, másrészt növelik a tényfeltárások költséghatékonyságát a laboratóriumi költségek csökkentésével. A Megaterra Kft. helyszíni talajlevegő vizsgálati akkreditációjának megszerzése 7

A Montabio kutatás-fejlesztési projekt keretén belül a Megaterra Kft. 2009. október 28-án megszerezte a talajlevegő/depóniagáz/biogáz mintavételi akkreditációt. További feladat volt a talajlevegő helyszíni vizsgálati akkreditált státusz megszerzése, melynek érdekében módosítottuk és kiegészítettük a minőségügyi kézikönyvünket, kidolgoztuk a talajlevegő helyszíni vizsgálatára vonatkozó belső eljárás-rendünket (Megaterra Belső Eljárás-2, azaz MEBE-2). Új akkreditációs eljárás keretében a Nemzeti Akkreditáló Testület (NAT) által végzett helyszíni szemle során bemutattuk a Megaterra Kft. talajlevegő mintavételi és helyszíni vizsgálati eljárásait és eszközeit, melyre 2010. október 21-én került sor a Megaterra Kft. irodájában (1022 Budapest, Herman Ottó u. 15.). Az eseményen készült értékelő jelentés szerint a szemle rendben zajlott, a dokumentáció és az eljárás működése megfelelt a vonatkozó előírásoknak. A Megaterra Kft. minden szempontból (minőség-irányítási, műszaki, szakmai) felkészültnek bizonyult. A helyszíni talajlevegő vizsgálati akkreditációt 2010. november 10.-én sikeresen megszereztük. A MEBE-2 belső eljárás-rend leírása és a helyszíni talajlevegő vizsgálati akkreditációs okirat az M.IV. Függelékben található. Az on-site in-situ talajlevegő-vizsgálati tapasztalatokra épülő lehetőségek A talaj- és talajvízszennyezettség mérése és idősoros monitoringja során széles körben elterjedt eljárás, hogy a szilárd illetve folyadékfázisból mintát veszünk, azt elszállítjuk a vizsgáló laboratóriumba, ahol a vizsgálatok elvégzésre kerülnek. Ez az eljárásmód számos, lényeges hibával terhelt és nem ad választ a talaj- talajvízrendszer eredeti összetételére, tulajdonságaira, változására. Első és egyben talán a legfontosabb hibatényező, hogy a mintavétellel magának a kivett mintának a tulajdonságait változtatjuk meg, csökkentjük reprezentativitását. A második lényeges hibatényező a minta tárolása és szállítása. A harmadik a laboratóriumi feltárás és vizsgálat behatása. Ezért nem véletlen, hogy a kereskedelmi laborok a laboratóriumi eredménylapon következetesen feltüntetik, hogy a vizsgálatok a laboratóriumba beérkezett mintákra vonatkoznak, azok tulajdonságait tükrözik. A laboratóriumba beérkező és vizsgálatok alá vetett minta azonban a fentiek miatt nem reprezentálja a természetes életközegben lévő talaj és/vagy talajvízminta tulajdonságait. Ezért a környezetvédelmi méréstechnikai gyakorlatban egyre inkább elterjedő nézet, hogy a talajt és a talajvizet lehetőleg szondák lehelyezésével in-situ, vagy legalábbis on-site módszerekkel a helyszínen vizsgáljuk. A talajlevegő mérés jelenleg Magyarországon csak korlátozott mértékben terjedt el, ezen belül is elsősorban a szilárd és cseppfolyós közegekhez hasonlóan mintavétel, mintaszállítás és laboratóriumi vizsgálatok formájában. A helyszíni talajlevegő-vizsgálatok forradalmian új eljárásmódot nyújtanak a szennyezettség pontosabb megismeréséhez és változásainak nyomonkövetéséhez. Egyben kiegészítik és teljessé teszik a talaj, mint háromfázisú polidiszperz rendszer tulajdonságainak és tulajdonságváltozásainak megismerését. A pontosság mellett a költséghatékonyság is előnye a kifejlesztett módszernek. Mindemellett nemcsak az eljárás in-situ eredményeit, hanem a felmért területről kapott információkat is a helyszínen, rövid időn belül tudjuk feldolgozni, és a Megrendelő felé egyből prezentálni a helyzetet, az esetleges beavatkozás várható méretét (1. ábra). 8

1. ábra 3.2. Melléklet: In situ szenzoros mérések (gázdetektor) kivitelezése (Megaterra Kft., MTA TAKI) A 2010. évi talajlevegő mérések, mintavételek és vizsgálatok eredményei A Megaterra Kft. 2010-ben folytatta a helyszíni talajlevegő méréseket és vizsgálatokat. A 2009.-ben már kidolgozott többféle mérési, mintavételi metodikát tudatos módszer- és eszközfejlesztéssel sikerult hatékonyabbá, pontosabbá tenni. A tapasztalatoknak, mérési eredményeknek és a kibővített felszerelés állománynak köszönhetően a Megaterra Kft. képes a projektben vállalt feladatait maradéktalanul és magas színvonalon elvégezni. A 2010. évben Ecoprobe 5-tel elvégzett talajlevegő vizsgálatok mérési eredményinek jegyzőkönyveit az M.V. Függelék tartalmazza. Talajlevegő mintavétel elvesző csúcsos módszerrel, helyszíni és/vagy laboratóriumi vizsgálathoz A 2009-ben végrehajtott helyszíni vizsgálataink arra utaltak, hogy jelentős különbség van a lyukfúrásos és az elvesző csúcsos módszer között. Az Eijkelkamp elveszőcsúcsos ( lost cone ) mintavevő (4. kép) vertikálisan szekcionált talajlevegő mintavételére alkalmas bolygatatlan szerkezetű talajból, míg a lyukfúrásos módszer esetében vertikális átlagminta vételére van lehetőség. 9

4. kép 2010-ben az Orosháza II. teszt-területen végeztünk elveszőcsúcsos talajlevegő méréseket (4.kép). A módszert az adott tesztterületen kétféleképp vizsgáltuk. Három mintavételi ponton először 0,5 m-ig, 1,0 m-ig, 1,5 m-ig, végül 2,0 m-ig ütöttük le a mintavevő szárakat. Az egyes rétegekből 2 db mérés történt. Minden ponton létesült előzőleg talajmintavételi fúrás, 6 m-es talpmélységgel, így ismert a talajprofil is. Az elvesző csúcsos vizsgálatot 50 cm-re végeztük a mintavételi furatoktól. 5. kép 10

A talajmintavételi furatból mért talajlevegő mérési eredményei és az elvesző csúcsos módszerrel vett mintákra kapott eredmények között különbségek mutatkoznak, továbbá az elvesző csúccsal azonos ponton, de különböző mélységből származó minták eredményei is különböznek egymástól. A vákuum mértéke talajmintavételi fúrásból történő mérés során néhány kivételtől eltekintve legfeljebb -20 mbar szokott lenni. Az elvesző csúcs alkalmazásakor ezekben a mérési sorozatokban a vákuum -400 és -800 mbar között változott, aminek oka, hogy a talajból szívja ki a szivattyú a talajlevegőt, és nem a fúrásból. Az O2 tartalom is eltérő a két módszer esetén, amit azt a 2. táblázat szemléltet. Az adott vizsgálati pontokon a furatból történő méréskor magasabb értéket detektáltunk, mint az elvesző csúcs alkalmazásakor. A légköri levegő kizárása fontos a talajlevegő mérése során, melyet a jó felszíni tömítettséggel (gumilap, harang) érhetünk el. A szonda felületi tömítésének biztosításával arra is lehetőséget teremtettünk, hogy a fúrásban levő pangó talajlevegő kiszivattyúzását követően a harántolt talajrétegekből oldalirányból is tudjunk talajlevegőt beszívni. A pangó és a tisztító szivattyúzás utáni mintavétel előnyei és hátrányai hasonlatosak a figyelő kutak esetében a talajvíznél jelentkező hatásokhoz. OK1A-tól 0,5 m-re O 2 V/V % OK1D-től 0,5 m-re O 2 V/V % OK1E-től 0,5 m-re O 2 V/V % OK1A_0,5/1 17,27 OK1D_0,5/1 16,62 OK1E_0,5/1 17,09 OK1A_0,5/2 17,33 OK1D_0,5/2 16,93 OK1E_0,5/2 17,19 OK1A_1,0/1 10,68 OK1D_1,0/1 17,74 OK1E_1,0/1 20,22 OK1A_1,0/2 9,21 OK1D_1,0/2 16,28 OK1E_1,0/2 20,34 OK1A_1,5/1 9,94 OK1D_1,5/1 11,85 OK1E_1,5/1 20,34 OK1A_1,5/2 11,20 OK1D_1,5/2 11,19 OK1E_1,5/2 20,37 OK1A_2,0/1 20,36 OK1D_2,0/1 11,30 OK1E_2,0/1 20,30 OK1D_2,0/2 8,59 OK1E_2,0/2 20,22 Átlagminta furatból (min-max) Átlagminta furatból (min-max) Átlagminta furatból (min-max) OK1A/1 13,61 OK1D/1 15,89 OK1E/1 16,48 OK1A/5 16,84 OK1D/5 18,05 OK1E/5 17,88 2. táblázat PID esetében (amely a talajlevegő összes illékony szerves anyag mérésére szolgál), a talajmintavételi fúrásban mért talajlevegő átlagminta értékeihez képest, az elvesző csúcsos vizsgálat rétegmintájában lényegesen kisebb koncentráció adódott, (3. táblázat). 11

OK1A-tól 0,5 m-re OK1A_0,5/1 OK1A_0,5/2 OK1A_1,0/1 OK1A_1,0/2 OK1A_1,5/1 OK1A_1,5/2 OK1A_2,0/1 PID átlag (ppm) 0,00 0,00 0,06 0,03 0,00 0,09 0,00 OK1D-től 0,5 m-re OK1D_0,5/1 OK1D_0,5/2 OK1D_1,0/1 OK1D_1,0/2 OK1D_1,5/1 OK1D_1,5/2 OK1D_2,0/1 OK1D_2,0/2 PID átlag (ppm) 0,18 0,00 0,30 0,71 0,00 0,00 0,00 0,00 OK1E-től 0,5 m-re OK1E_0,5/1 OK1E_0,5/2 OK1E_1,0/1 OK1E_1,0/2 OK1E_1,5/1 OK1E_1,5/2 OK1E_2,0/1 OK1E_2,0/2 PID átlag (ppm) Átlagminta furatból (min-max) Átlagminta furatból (min-max) Átlagminta furatból (min-max) OK1A/1 17,82 OK1D/1 1,68 OK1E/1 1,07 OK1A/5 8,73 OK1D/5 0,86 OK1E/5 0,69 3. táblázat Ennek egyik oka lehet, hogy az elvesző csúcs esetében kb. 2-4 cm2-es felületen át szívhat a szivattyú talajlevegőt, míg a talajmintavételi fúrásnál nagyságrendekkel nagyobb felület áll rendelkezésre, hogy a talajlevegő komponensei a jóval nagyobb térfogatba diffundáljanak és feldúsuljanak. Az azonos mélységben végrehajtott mérések közti eltérést okozhatja a PID által mért komponensek alacsony mennyisége a vizsgált rétegben. Az Ecoprobe 5 talajlevegő mérő készülék IR-je által mért CH4, TP komponensek esetén megfigyelhető, hogy míg a műszer a vertikális átlagmintákban nem mutatott ki szennyeződést (vagy csak kis koncentrációban), addig bizonyos szekcionált rétegmintákban jelentős szennyezőanyag koncentrációt detektált (4.-5. táblázatok). Ennek oka lehet, hogy a szennyezési góc mélyebb rétegben helyezkedik el, mint ahol a vertikális átlagminta mérése zajlott (lásd (OK1D 2m). OK1A-tól 0,5 m-re OK1A_0,5/1 OK1A_0,5/2 OK1A_1,0/1 OK1A_1,0/2 OK1A_1,5/1 CH 4 átlag (ppm) 0,01 0,01 0,01 0,01 0,01 OK1D-től 0,5 m-re OK1D_0,5/1 OK1D_0,5/2 OK1D_1,0/1 OK1D_1,0/2 OK1D_1,5/1 CH 4 átlag (ppm) 40,11 0,01 0,01 0,01 0,01 OK1E-től 0,5 m-re OK1E_0,5/1 OK1E_0,5/2 OK1E_1,0/1 OK1E_1,0/2 OK1E_1,5/1 0,42 0,41 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 CH 4 átlag (ppm) 1 341,38 0,01 1,65 0,01 0,01 12

OK1A_1,5/2 OK1A_2,0/1 217,80 157,09 OK1D_1,5/2 OK1D_2,0/1 OK1D_2,0/2 0,01 0,01 35 766,35 OK1E_1,5/2 OK1E_2,0/1 OK1E_2,0/2 Átlagminta furatból (min-max) Átlagminta furatból (min-max) Átlagminta furatból (min-max) OK1A/1 19,6 OK1D/1 0,0 OK1E/1 0,0 OK1A/5 0,0 OK1A-tól 0,5 m-re OK1A_0,5/1 OK1A_0,5/2 OK1A_1,0/1 OK1A_1,0/2 OK1A_1,5/1 OK1A_1,5/2 OK1A_2,0/1 TP átlag (ppm) 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 156,81 151,49 OK1D-től 0,5 m-re OK1D_0,5/1 OK1D_0,5/2 OK1D_1,0/1 OK1D_1,0/2 OK1D_1,5/1 OK1D_1,5/2 OK1D_2,0/1 OK1D_2,0/2 4. táblázat 0,01 1,93 0,01 TP átlag (ppm) OK1E-től 0,5 m-re TP átlag (ppm) 75,12 0,00 0,00 2,17 0,00 0,00 0,00 35 963,09 OK1E_0,5/1 OK1E_0,5/2 OK1E_1,0/1 OK1E_1,0/2 OK1E_1,5/1 OK1E_1,5/2 OK1E_2,0/1 OK1E_2,0/2 1 201,97 Átlagminta furatból (min-max) Átlagminta furatból (min-max) Átlagminta furatból (min-max) OK1A/1 440,01 OK1D/1 0,0 OK1E/1 0,0 OK1A/5 21,25 5. táblázat Ez a felfedezés rendkívüli, hiszen egy terület szennyezettségének felderítésénél igazolja az insitu mérések előtérbe helyezésének fontosságát. Sokkal pontosabb képet kapunk az adott talajréteg esetleges szennyezettségről, mintha csupán átlagmintát veszünk, illetve ha a mintát eredeti környezetéből kiragadva, szállítva, előkészítve laboratóriumban vizsgáljuk meg. Ez pedig nagyobb garanciát jelent egy szennyezett terület felmérése során a beavatkozás szükségességének, illetve mértékének pontosabb és biztosabb meghatározására. Mindemellett jó korreláció fedezhető fel az elveszőcsúccsal mért CH4 és TP eredmények között, ami -pozitív értékek esetén- a szennyezettség korára utal (anaerob módon bomlott, régi szennyeződés). Az elvesző csúcsos módszerrel végzett vizsgálatokról részletes adatok az M.VI. Függelékben találhatók. Szénhidrogén szennyezés in-situ mikrobiológiai megszüntetésének talajlevegő monitoringja Amint azt már a 2009.-évi jelentésben részleteztük, a szénhidrogénnel szennyezett talaj, talajvíz kitermelés nélküli kezelésének egyik - világszerte környezetbarát technológiaként elismert- módszere a szennyeződés hatásnövelt biológiai degradációja. A talajban élő 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 13

mikroorganizmusok szénhidrogén forrása adott esetben maga a szennyezőanyag is lehet. A szénhidrogén szennyeződések szabályozott biológiai lebontása (biodegradáció) során a mikroszervezetek speciális enzimrendszereik révén, megfelelő redoxpotenciál mellett, mobilizált formájú nitrogén, foszfor, kálium jelenlétében a szénhidrogén vegyületeket zsírsavakká alakítják, majd ezekből CO 2 és H 2 O keletkezése mellett energiát nyernek. Az intenzifikált biodegradációs eljárásnak a teszt-területeken történő alkalmazásával és a talajlevegő méréseknek köszönhetően választ kaptunk a szénhidrogének mikrobiológiai lebontási folyamataira, és a mikrobiológiai aktivitás mértékére A kísérletet a projekt ideje alatt in-situ (a földtani közegben), illetve ex-situ (bioprizmákon) végeztük. A 2009. évben 20 m3 mikrobiológiai oltóanyag kijuttatása volt a feladat két részletben az Orosháza-I. teszt-területen. A kijuttatást a helyszínre szállított 1 m3-es IBC tartályokból gravitációsan, illetve szivattyúval, egyenletesen eloszlatva oldottuk meg. A TPH-val szennyezett teszt-területen nincs lehetőség 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 történő alkalmazásával választ kaphatunk a mikrobiológiai lebontási folyamatokra. A 2010. évben is 20 m3 mikrobiológiai oltóanyag kijuttatása történt meg két részletben, az Orosháza-I. teszt-területen. A kijuttatást a helyszínre szállított 1 m3-es IBC tartályokból gravitációsan, illetve szivattyúval, az öt vizsgálati pont között egyenletesen eloszlatva oldottuk meg (6.kép). 6. kép A teszt-területen talajlevegő méréseket végeztünk: az oltóanyag kijuttatása előtt, a kijuttatás után közvetlenül, majd a biodegradáció beindulását ellenőrizendő, az oltás után 8 és 20 nappal. A mérési eredményeket a.6. táblázat mutatja be. 14

CH 4 átlag [ppm] CH 4 max. [ppm] TP átlag [ppm] TP max. [ppm] CO 2 átlag [ppm] CO 2 max. [ppm] Beoltás előtt OÜ1A pre 0,00 0,00 0,00 0,00 22 644,37 24 008,95 OÜ1B pre 0,00 0,00 0,00 0,00 11 241,21 14 656,12 OÜ1C pre 0,00 0,00 0,00 0,00 3 201,97 4 318,14 OÜ1D pre 0,00 0,00 0,00 0,00 14 284,46 14 970,30 OÜ1E pre 2 090,62 2 262,65 1 921,05 2 027,85 14 826,36 15 702,79 Beoltás után közvetlenül OÜ1A post 0,00 0,00 8,08 44,37 1 271,00 1 284,89 OÜ1B post 0,00 0,00 0,36 14,31 1 583,27 2 039,68 OÜ1C post 0,00 0,00 20,10 88,46 3 273,72 7 117,30 OÜ1D post 0,00 0,00 40,61 113,80 1 236,63 1 258,91 OÜ1E post 93,09 281,14 32,68 81,18 1 343,30 1 518,79 Beoltás után 8 nappal OÜ1A 0,00 0,00 0,00 0,00 156 459,30 159 550,20 OÜ1B 150,32 291,75 131,27 180,59 186 023,70 192 048,00 OÜ1C 0,00 0,00 0,00 0,00 93 387,05 97 202,41 OÜ1D 0,00 0,00 0,00 0,00 179 809,70 185 032,80 OÜ1E 592,87 809,57 474,15 591,35 105 885,40 113 615,90 Beoltás után 20 nappal OÜ1A 58,44 301,24 106,13 175,59 101 441,90 102 812,60 OÜ1B 0,00 0,00 0,00 0,00 100 751,70 102 648,30 OÜ1C 0,00 0,00 0,00 0,00 65 551,09 67 911,09 OÜ1D 0,00 0,00 0,00 0,00 111 101,00 113 386,80 OÜ1E 390,67 587,97 165,18 258,86 116 338,50 118 957,10 6. táblázat 15

Az eredmények jól szemléltetik, hogy alapállapotban az E pont volt a legszennyezettebb, a többi ponton a műszer nem mutatott ki jelentősebb szennyezést. A beoltás után a CO 2 és CH 4 értékek csökkentek, nyilvánvalóan az elárasztás miatt, ugyanis a talaj pórusai telítődtek a folyékony fermentummal. Ugyanakkor az olajbontó baktériumok aktivitása miatt a TP szintje megemelkedett. A beoltás utáni 8. napon már látható a CH bontás beindulása, főleg a CO 2 értékek drasztikus emelkedéséből, illetve az E ponton mért korábbi magasabb CH 4 és TP értékek csökkenéséből. A B ponton mért - korábbinál magasabb - CH 4 és TP értékek azt jelzik, hogy az alapállapotkor mért koncentrációk ellenére, volt valamennyi szennyeződés, amit a mikrobák megtaláltak és elkezdték lebontani azt. Ez a tendencia megfigyelhető 20 nappal a beoltás után az A ponton is, ahol addig nem volt mérhető sem a CH 4 sem a TP nem volt mérhető. 20 nappal a beoltás után, az adatokból jól látszik (főleg a legszennyezettebb E ponton), hogy az addig emelkedő tendenciát mutató CH 4, TP, és CO 2 értékek, már csökkenni kezdtek, tehát a lebontási folyamat szépen lecseng. Az eredmények átültethetők a környezetvédelmi kármentesítési gyakorlatba, főleg olyan helyszínek vonatkozásában, ahol a hagyományos (talajkitermeléssel járó) műszaki megoldások nem, vagy csak korlátozott mértékben lehetségesek (épületek alatt, sűrűn beépített, burkolt felszínek, vonalas létesítmények). Az elvégzett kísérlethez kapcsolódó mérési adatokat az M.VII. Függelék tartalmazza. 4. Melléklet. Műszeres analitika (MTA NKI) A műszeres analitikai vizsgálatokat a pályázatban rögzített ütemtervnek megfelelően végeztük: a mintavételi terv ütemezésében laboratóriumunkba érkező mintákat a beérkezéstől számított, legkésőbb 48 órán belül minta-előkészítésnek vetettük alá, s az analitikai meghatározásig az előkészített mintákat hűtve tároltuk. A monitorozási vizsgálatok céljára ez évben is SATURN 2000 típusú gázkromatográfiás tömegspektrometriás (GC-MS, Varian) műszerünket alkalmaztuk. E munkafázisban elvégeztük a szokásos karbantartási feladatokat, a készülékben több elektronikai egységet (pl. az injektorfűtést vezérlő elektronika) lecseréltünk, és emellett a méréseket megelőzően oszlopot is váltottunk. Mindezek hatására a projekt harmadik évében számottevően (esetenként akár egy nagyságrendnyi mértékben) jobb kimutatási határokat sikerült elérnünk a projekt korábbi éveihez képest. Mivel az új, rövidebb oszloppal a kromatográfiás futások ideje csökkent, a célvegyületek retenciós idejeit újra meghatároztuk. Az előző évben a klórfenoxi-alkánsavak vízmintákból való mérésére kidolgozott új származékképzési eljárásunkat a 2,4-D talajokból történő mérésére teszteltük. Öt különböző, az irodalomban javasolt minta-előkészítési módszert hasonlítottunk össze és vizsgáltuk a minta eltarthatóságát is. Azt tapasztaltunk, hogy az irodalomban 16

szereplő néhány hetes lebomlási idő valós, sőt akár egy-két hét alatt a kimutatási határ alá csökkenhet a 2,4-D koncentrációja. Mivel a bomlási folyamatokban a mikroorganizmusok szerepe a meghatározó, ezért a talajmintákat az extrakciót megelőzően átmenetileg -70 oc-on tároltuk. A tömegspektrometriás mérésekkel párhuzamosan verifikációs szándékkal elektronbefogásos detektálással (ECD) is megmértük az előkészített mintákat. A komponensek mennyiségének megadása továbbra is a tömegspektrometriás (MS) adatok alapján, a mennyiségi meghatározásra használt ion intenzitása alapján történt. Az ECD mérések ugyanakkor hasznos eredményeket szolgáltattak, ill. segítették a komponensek kimutatását azokban az esetekben, amikor a MS detektálással nyert kromatogramon nagyon kis intenzitással vagy nem eléggé egyértelműen jelent meg a célvegyület. Főleg a kimutatási határhoz közeli koncentrációknál, a kromatogram végén jövő kevéssé illékony vegyületeknél (DDE, DDT) és komplex mátrix miatti zajban elvesző jelek azonosításánál lehetett jól hasznosítani az ECD eredményeket. A kétféle mérés során az analitikai standard hatóanyagokkal meghatározott retenciós idők jól korreláltak, ami a jelek vegyületekhez való hozzárendelését elősegítette, így a két módszerrel kapott eredmények kölcsönösen megerősítették egymást. Az előző években nem mért glyphosate GCMS mérését megkíséreltük. Az analitikai standarddal végrehajtott kísérletek során az irodalomban leírt származékképző módszerek közül az MSTFA+1%TMCS bizonyult használhatónak, míg a klórfenoxialkánsavakra tavaly alkalmazott reagensünk nem bizonyult elég hatékonynak. Mivel lehetőségünk nyílt a minta-előkészítést nem igénylő ELISA módszer (ld. később) alkalmazására, ezért a gázkromatográfiás méréshez szükséges minta-előkészítési módszereket már nem teszteltük. 4.1. Melléklet. Növényvédőszer-maradékok műszeres és immunanalitikai meghatározása (MTA NKI) A pályázat harmadik éve során a következő részfeladatokat ütemeztük és végeztük el: 17

A pályázat harmadik évében 84 felszínivíz- és 120 talajminta elemzését végeztük el. A szerződés értelmében e részfeladatok teljesítését írásos részjelentéssel (analitikai mérési eredmények) dokumentáljuk. A rendkívül csapadékos időjárás miatt a tervezett tavaszi mintavételezésre nem kerülhetett sor, mivel a mintavételi helyszínek víz alatt álltak, ill. megközelíthetetlenek voltak. A júniusi és a szeptemberi mintavétel során törekedtünk arra, hogy azok a helyszínek, ahol a korábbi években találtunk növényvédő szer maradékot nagyobb súllyal szerepeljenek a mintázott területek között. Ez azt jelentette, hogy a vízminták tekintetében elsősorban az MH2, BSz1 és GYN1 helyszínekre, míg a talajminták tekintetében a CS1, BA1, KT2 és GYN1 mintavételi helyekre összpontosítottunk. Ezen kívül vizsgáltunk orosházi mintákat (OK 23 db, OÜ 2 db) is, amelyeket nagyfokú olajos szennyezettségük miatt a korábbi években csak részben dolgoztunk fel. A vizsgálati célvegyületek között 33 növényvédőszer-hatóanyag, - bomlástermék és lágyítószer (DBP) jelenlétét vizsgáltuk, részint az ezen vegyületekre jellemző, a tömegspektrumokban megjelenő jellegzetes molekulaionok, részint amennyiben a vizsgált szennyező jelenléte ezt indokolta a hatóanyag analitikai standardjával felvett kalibráció alapján. A ténylegesen detektált vegyületek körét és egyes analitikai és fiziko-kémiai paramétereit az N.I. Függelék I. táblázata tartalmazza. A kapott 84 vízminta mérése és kiértékelése megtörtént. A kiértékelt vízmintákban talált növényvédő szeres szennyezések mértékét az N.I. Függelék II. táblázata ismerteti. A táblázatban felsorolt szerves hatóanyagok mellett a víz- és talajminták jelentős hányadában elemi kén jelenlétét is detektáltuk. Ezen kívül három gyomaendrődi vízmintában (V900, V910, V947) nagy mennyiségű ethofumesate volt, két-két mintában (V897, V935) dimethenamid illetve dimethirimol hatóanyagokat (V958, V960) találtunk. Ezen gyom- illetve gombairtó hatóanyagokat a vizsgálat korábbi éveiben nem találtuk meg. A dimethenamid jelenleg is engedélyezett klóracetamid-típusú herbicid, a dimethirimol viszont pirimidinol típusú szisztémikus fungicid hatóanyag, melynek visszavonását az Európai Unió 2002-ben rendelte el, Az orosházi vízminták (25 db) olajos szennyezettsége nem szűnt meg, legalább a fele jelentős mennyiségben tartalmazott szénhidrogéneket és három minta (V891, 18

V892, V893) különösen szennyezett volt (külön fázist tartalmazott). Ennek ellenére analizáltuk a mintákat, sőt a három esetben elkülöníthető olajos fázist is. Összesen 61 mintában mutatkozott egy vagy több vegyület kimutatható szennyezése, melyből 21 minta esetében kisebb mértékű (50 ng/l alatti) szennyezettségi szintet állapítottunk meg. A fentiek alapján a szennyezettségi találati arány a vizsgálati mintakörben mintegy 73%. Ez a tavalyi mérésekhez képest jelentősen magasabb, de nem meglepő, hiszen a mintavételezés célzottan történt. A mért koncentrációk a tavalyi értékekhez hasonlóak, összhangban a mindkét évre jellemző nagy mennyiségű csapadékkal, ami erősen befolyásolja a vizek szennyezettségét. >1000 ng/l 8% LOD alatti 27% 50-1000 ng/l 40% <50 ng/l 25% 1. ábra Növényvédő szerek előfordulása felszíni vizekben a 2010-es célzott mintavételezésben. Mint az eredményekből látható, a projekt keretében vizsgált vizek növényvédő szeres szennyezettsége szempontjából az előző két évhez hasonlóan továbbra is figyelemre méltóak a gyomaendrőd nagylaposi talajvízfuratokból (GYN1/.../TV/) származó minták. A mért koncentrációk összességében magasak, különösen acetochlor és atrazine hatóanyagokra. Ez utóbbit csak itt detektáltuk, 19

máshol már nem fordult elő ez a 2007 óta nem használható gyomirtószer-hatóanyag. Ez a tapasztalat amennyiben reprezentatívnak mondható igen kedvező, hiszen arra utal, hogy a talaj mélyebb, anaerob rétegeiben ez a rövid távú perzisztenciát, s ennek nyomán felszínivíz-szennyező tulajdonságot mutató hatóanyag a visszavonása után viszonylag gyorsan megszűnt legalábbis a vizsgálati térségben folyamatos környezetszennyezőként hatni. Az orosházi közútkezelőtől (OK1/./TV), illetve az üveggyárból (OÜ1/ /TV) hozott minták nagy része (15 db) acetochlort tartalmazott 23-544 ng/l (!!) koncentrációban. Az olajos fázisokban az alifás és aromás (antracén, bifenilek, stb.) mellett acetochlort és annak bomlástermékeit nem tudtuk kimutatni, holott a megfelelő vizes fázis (V891, V892, V893) tartalmazta. Származékképzés után 33 esetben tudtunk kimutatni klórfenoxialkánsavakat (N.I. Függelék IV. táblázat), amelyből 14 mintában a koncentráció rendkívül alacsony volt, s így mennyiségi meghatározásra nem volt alkalmas. Az összes pozitív minta tartalmazott kisebb (LOQ alatti) vagy nagyobb (11-38 ng/l) mennyiségben 2,4-D-t, ugyanakkor három gyomaendrődi mintában (V909, V910, V900) viszonylag magas (176, 907, 1003 ng/l) szint volt mérhető. Több hatóanyagot (mecoprop, MCPA, 2,4,5-TP, MCPB) is ki tudtunk mutatni 10 esetben, főleg Gyomaendrődön és az Orosházi Közútkezelő területéről gyűjtött mintákból. A finomított minta-előkészítésnek és az alacsonyabb kimutatási határoknak köszönhetően ennél a vegyületcsoportnál is nőtt a találati arány (45-76%) a tavalyihoz képest. E vizsgálatainkban nagy segítségünkre volt a fentiekben már említett a projekt során kifejlesztett származékképzési módszerünk (Maloschik et al., 2010). 20

2. ábra A V903 kódszámú vízminta II. frakciójának (KOH-os leoldás) kromatogramja és a benne talált fenoxialkánsavak terc.-butildimetilszililésztereinek tömegspektruma: mecoprop (balra fenn), 2,4-D (jobbra fenn), 2,4,5-TP (balra lenn) és MCPB (jobbra lenn). 21

Összefoglalva: a növényvédő szeres szennyezettségi vizsgálatra kapott 84 vízmintából 61 mintában volt kimutatható mennyiségű növényvédő szer. A kapott 120 talajminta mindegyikének kiértékelése megtörtént. A kiértékelt talajmintákban talált növényvédő szeres szennyezések mértékét a Függelék III. táblázata ismerteti. Ezen felül sok esetben kén jelenlétét, ill. két gyomaendrődi mintánál (T889, T890) ethofumesate-ot detektáltunk. Több esetben (31) a DDT és bomlásterméke a DDE is megjelent, általában 1-30 ng/g mennyiségben egy esetben (T897, GYN1E/1) azonban magas (83 ng/g) szennyezettségi szint volt mérhető. Ez az előző évekhez képest nagyobb találati arány minden bizonnyal az ECD mérések alkalmazásának is köszönhető, mivel ezen a mérések alapján a kis intenzitású jelek kevésbé tudtak elveszni a zajban. Összesen 88 mintában mutatkozott egy vagy több vegyület kimutatható szennyezése, melyből 18 mintában alacsony (5 ng/g), négy gyomaendrődi minta esetében azonban jelentős mértékű (>100 ng/g) szennyezettségi szintet állapítottunk meg trifluralinra nézve és ezekből három esetben az acetochlor-, ill. két esetben az atrazine-tartalom is magas volt. A fentiek alapján a szennyezettségi találati arány a vizsgálati mintakörben mintegy 73%, ami a tavalyi aránynál jóval magasabb. Ebben a célzott mintavételezés mellett a jobb kimutatási határok és az ECD mérések hatása is megmutatkozik. A mért koncentrációk lényegében az előző évekhez hasonlóan alakultak. 22

>100 ng/g 3% LOD alatti 27% 5-100 ng/g 55% <5 ng/g 15% 3. ábra Növényvédő szerek előfordulása a vizsgált talajokban, a 2010-es célzott mintavételezésben. A növényvédő szeres szennyezések hatóanyag szerinti megoszlása Az előző két évhez hasonlóan leggyakoribb vízszennyezőként az acetochlor (0,022-6,25 µg/l), a metolachlor (0,028-0,635 µg/l), az atrazine (0,015-4,993 µg/l) és a trifluralin (0,006-0,28 µg/l) mutatkozott, továbbá néhány esetben diazinont (0,018-0,651 µg/l) detektáltunk. 23

Dimethirimol, 3% Dimethenamid, 3% Diazinon, 13% Metolachlor, 18% Ethofumesate, 5% Trifluralin, 11% Atrazine, 13% Prometryn, 3% Acetochlor, 93% 4. ábra Növényvédő szerek hatóanyagok szerinti előfordulása felszíni vizekben, a 2010-es célzott mintavételezésben (a szennyezett esetek százalékában) A leggyakoribb talajszennyező a trifluralin (1-1822 ng/g) volt, és az idei mintáknál viszonylag gyakori háttérszennyező volt a DDT (1-83 ng/g) és bomlásterméke a DDE. Ritkábban jelenkezett szennyezőként az acetochlor (6-690 ng/g), és néhány esetben a metolachlor (1-41 ng/g) ill. az atrazine (632-782 ng/g) volt mérhető. (N.I. Függelék 4.1.) 24

DDT, 35% ethofumesate, 2% Metolachlor, 7% Prometryn, 3% Acetochlor, 18% Atrazine, 3% Trifluralin, 72% 5. ábra Növényvédő szerek hatóanyagok szerinti előfordulása a vizsgált talajokban, a 2010-es célzott mintavételezésben (a szennyezett esetek százalékában). A glyphosate hatóanyag immunanalitikai kimutatása vízmintákban A projektben vizsgálni kívántuk a víz- és talajmintákból gázkromatográfiás analitikai módszerrel csak igen munkaigényes és magas kimutatási határral detektálható glyphosate hatóanyag szermaradékát. A gyenge analitikai kimutathatóság oka a glyphosate és fő metabolitja, az aminometil-foszfonsav (AMPA) növényvédő szerek között kiemelkedően magas vízoldhatósága, melynek következtében e vegyületek igen rosszul vonhatók ki a minták gázkromatográfiás vizsgálatát megelőző extrakciós minta-előkészítés során. Alternatív megoldásként műszeres meghatározásra tömegspektrometriával csatolt nagyhatékonyságú folyadékkromatográfia (HPLC MS) jöhetne szóba, melyhez szükséges költséges műszerezettséggel intézetünk nem rendelkezik. Más lehetőséget azok az eljárások 25

kínálhatnak, melyek szerves oldószeres vagy hasonló kivonási lépést nem igényelnek. Ilyen, vizes alapú mintákban közvetlenül elvégezető technikát kínálnak az immunanalitikai módszerek, s ezen belül is az enzimjelzéses immunoassay (ELISA) technikák. ELISA rendszerek növényvédő szerek és maradékaik, illetve mikotoxinok és egyéb antropogén környezetszennyezők analitikai meghatározására történő fejlesztésében és alkalmazásában intézetünk több évtizedes tapasztalattal rendelkezik, így magától értetődött, hogy a fenti nehézséget ELISA rendszer alkalmazásával oldjuk meg. A glyphosate kimutatására az Abraxis (Warminster, PA, USA) indirekt ELISA kitjét (Glyphosate Plate) alkalmaztuk, amely a vízminták glyphosate-tartalmának mérésére minta előkészítés nélkül is alkalmas, és melynek kimutatási határa (LOD) 0,05 ng/ml; a kimutatás felső koncentrációhatára 4 ng/ml (fölötte a vizes mintát hígítani kell). Az ELISA rendszert a gyártó feszíni, talaj- és forrásvízre validálta, talajvízre nem validált. A kimutatás keresztreaktivitási értéke rokon és idegen vegyületekre < 0,1% (glyphosin stb.), vagyis a módszer a hatóanyagra az alkalmazott antitestek érzékenységi tulajdonságainak köszönhetően kiemelkedően specifikus. Az ELISA módszer ún. versengő eljárás (rögzített antigén alapú változat), vagyis a minta glyphosate-tartalma verseng az ELISA mikrotálca falán rögzített antigénnel a rendszerben alkalmazott antitestek kötöhelyeiért. Ennek megfelelően a legerősebb analitikai jelet (színintenzitást) a rendszer akkor szolgáltatja, ha a bevitt minta glyphosate- vagy egyéb immunreaktív vegyület- tartalma a legkisebb. A módszerben analitikai standard segítségével nyert standard görbe jól mutatta, hogy a módszer forgalmazó által említett analitikai jellemzői a mi laboratóriumunkban is reprodukálhatóak voltak. A szigmoid standardgörbéről megállapítható analitikai pararaméterek: IC 50 (a rendszer gátlási középértéke)) = 0,65 ± 0,06 ng/ml, p (a görbe IC 50 értéknél mutatott meredeksége) = 0,84 ± 0,06, a becsült LOD (kimutatási határ) ~0,1 ng/ml (bár a rendszer háttér-jelintenzitáshoz tartozó szórása viszonylag magas (3-6%). 26

Relatív optikai sûrûség 1.1 1.0 0.9 0.8 0.7 0.6 0.5 0.4 0.3 0.2 0.1 0.01 0.1 1 Glyphosate koncentráció (ng/ml) 6. ábra Glyphosate analitikai kimutatásának standard meghatározási görbéje az Abraxis ELISA rendszerben. Minthogy az ELISA rendszer talajvízmintákra nem validált, a lehetséges mátrixhatás tesztelésére glyphosate-szennyezést a szűrővizsgálatok és a GC MS mérések alapján alapján nem tartalmazó vízmintát (V 928 BA2G/FV) hozzáadott glyphosate standarddel jelöltük (spike) 4 szinten. A spike-oldatok koncentrációja 4 ng/ml, 2 ng/ml, 1 ng/ml és 0,25 ng/ml volt. A különböző spike-szinteken standarddal mesterségesen szennyezett vízminták és az Abraxis standardek OD-értéke között igen jó egyezés látszott (mátrixhatás nem mutatkozott), így a mérendő vízmintákat az ELISA vizsgálatnak alávetettük. A 2010-ben vett felszínivíz-mintákat az ELISA rendszerben immunanalitikai vizsgálatnak alávetve az összes vizsgált vízminta OD értéke a görbének abba a tartományába esett, ahol a mérés nagy biztonsággal elvégezhető (a két plató között, az IC 50 érték körül). A vizsgálatok során összesen 7 esetben tapasztaltunk a háttérintenzitást statisztikailag jelentős mértékben meghaladó glyphosatekoncentrációt: V 932, 0,82 ± 0,04 ng/ml; 27

V 934, 0,76 ± 0.04 ng/ml; V 936, 0.75 ± 0.08 ng/ml; V 937, 0,93 ± 0.08 ng/ml; V 945, 0,98 ± 0.003 ng/ml; V 953, 0,87 ± 0.08 ng/ml; V 961, 0,96 ± 0.10 ng/ml. Emellett további 35 esetben találtunk 0,19-0,68 ng/ml glyphosateszennyezettségi szintet. Így a táblázatban összefoglalt koncentrációértékeket jó közelítésnek mondhatjuk. Emellett azonban más módszerrel történő validálásra szükség is lehet, ha a minták glyphosate-tartalmának valódisága kérdéses. 4.2. Melléklet. Szénhidrogén típusú szennyezők műszeres és immunanalitikai meghatározása (MTA NKI) A 2008-2009-es években a konzorciumi megállapodás szerint csak növényvédő-szermaradék meghatározásokat végeztünk. A laboratóriumba beérkező minták egy részénél azonban különösen az orosházi közútkezelő vállalat területéről származó vízminták esetében nagyfokú szerves szennyezettséget tapasztaltunk, ahol is az olajos szennyező a víztől jól elkülönült fázist alkotott. A projekt harmadik évében ezért, a korábbiakon túlmenően, e szennyezők analízisét is megvalósítottuk. Lehetőségünk nyílt egy poliaromás szénhidrogénekre (PAH) érzékenyített ELISA módszer tesztelésére, ami mellé megerősítésként elvégeztük a minták GC-MS analízisét is a szokásos gázkromatográfiás mérési módszerünkkel. A PAH vegyületek kimutatására nemzetközi együttműködésben a Müncheni Műszaki Egyetem (Institute of Water Chemistry, München University of Technology) kutatócsoportjával együttműködésben kidolgozott versengő ELISA módszert (rögzített antigén alapú változat) alkalmaztuk (Székács et al., 2005, Matchulat et al., 2005). A módszer célzott módon benzo[a]pirén (b[a]p) érzékeny 28

kimutatására alkalmas. A hatósági szabályozás szerint a b[a]p EU maximális megengedett mennyisége (MRL) 0,01 ng/ml, (Council Directive 98/83/EC), az immunanalitikai módszer ennél csekély mértékben érzéketlenebb, a kimutatási határ (LOD) 0,024 ng/ml; a felső kimutatási koncentrációhatár 4 ng/ml (fölötte hígítani kell). Az ELISA módszer ivóvízre validált, keresztreaktivitási mintázata < 20% reaktivitás krizén, indeno[1,2,3-cd]pirén, benzo[b]fluorantén vegyületekkel. A módszerben analitikai standard segítségével igazoltuk, hogy a módszert alkalmazhattuk vízminták elemzésére.. A két érzékenyítési szinten végzett vizsgálatok tanusága alapján úgy döntöttünk, 0,1 mg/ml töménységű benzo[a]pirén- BSA konjugátumoldattal érzékenyítünk, melyet 1:100 szinten hígítottnk tovább érzékenyítő pufferrel. A szigmoid standardgörbéről megállapítható analitikai pararaméterek: IC 50 = 2,93 ± 0,31 ng/ml, p = 1,36 ± 0,12, a becsült LOD ~0,6 ng/ml. 1,6 1,4 Relatív optikai sûrûség 1,2 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 1E-4 1E-3 0,01 0,1 1 10 100 Benzo[a]pirén koncentráció (ng/ml) 7. ábra Benzo[a]pirén analitikai kimutatásának standard meghatározási görbéje a Müncheni Műszaki Egyetem ELISA rendszerében (Matchulat et al., 2005). 29

Annak vizsgálatára, hogy a módszer talajmintákból nyert kivonat benzo[a]pirén-tartalmának meghatározására is alkalmas-e, talajmintákat mesterségesen szennyeztünk (spike) benzo[a]pirén standarddal 3 szinten. A GC-MS módszer minta-előkészítési eljárásával megegyezően hexán-aceton 1:1 oldószereleggyel történő extrakció után a szárazra párolt mintákat 100µl MeOH-ban felvettük, 20 percig szonikáltuk, majd 900 µl desztillált vizet adtunk hozzá. (Átoldás 10%-os MeOH-ba, 10x töményítés.) Vortexen jól összekevert mintákat vittük az ELISA lemezre. Összehasonlításként 3 szinten spike-jelöltük a kiindulási talajminta extraktumát is (a mátrixhatás vizsgálatára). A kísérlet bebizonyította, hogy az így előkészített talajminta olyan erős mátrixhatást gyakorol a rendszerre, hogy ezzel a módszerrel nem tudjuk megmérni a mintáink benzo[a]pirén-tartalmát. Vizsgáltuk, hogy felszíni vízben felvett kalibráló görbe segítségével alkalmazható-e a rendszer vízminták mérésére. Bár a rendszerre a felszíni vízminta erős mátrixhatást gyakorol, de a talajokkal ellentétben a minták megmérhetők voltak felszíni vízben felvett kalibráló görbe segítségével, valamint az eljárás zselatinos blokkolással ugyanolyan jól működik, mint tejporral. Ennek alapján az év során vett vízmintákat az ELISA megatározásnak alávetettük. Az egyes vízminták PAHtartalmát bemutató táblázat adatain jól látszik, hogy a 10 minta tartalmazott statsztikailag szignifikáns, a háttér-jelintenzitástól elkülőnülő PAH-mennyiséget. Ezek közül 4 erősen szennyezett (9,1-16,0 ng/ml b[a]p-ekvivalens) mintát (V 891, V 892, V 893, V 920) és 6 közepesen szennyezett (3,2-6,8 ng/ml b[a]p-ekvivalens) (V 955, V 956, V 957, V 960, V 962, V 963, ) találtunk. Ez a megengedett határérték 900-1600- szorosát jelenti. V 955 (OK1A/TV), 4,45 ± 0,22 ng/ml, V 956 (OK1D/TV), 3,88 ± 0,13 ng/ml, V 957 (OK1E/TV), 5,42 ± 0,12 ng/ml, V 960 (OK1G/TV), 3,19 ± 0,24 ng/ml, V 962 (OK1B/TV), 6,13 ± 0,08 ng/ml, 30

V 963 (OK1C/TV), 4,841 ± 0,21 ng/m,l V 891 (OK1B/TV), 16,02 ± 0,24 ng/ml, V 892 (OK1C/TV), 10,42 ± 0,71 ng/ml, V 893 (OK1E/TV), 9,12 ± 0,50 ng/ml, V 920 (OK1D/TV) 9,52 ± 0,34 ng/ml. Az eredmények összefoglalásaként elmondható, hogy a meghonosított indirekt, kompetitív ELISA módszer jól használható vízminták PAH-koncentrációjának mérésére anélkül,hogy a mintákat töményíteni kellene. Sajnos a talajvizsgálatokhoz módosítanunk kell a szokásos minta-előkészítési módszert, ha PAH-vegyületekre is mérni kívánunk. A műszeres analitikai (GC MS) vizsgálatok során módosítanunk kellett a módszerünket, hogy az illékonyabb vegyületeket is detektálni tudjuk. Az új módszerrel végrehajtott mérések során a V891, V892 és V893 orosházi vízmintákat analizáltuk részletesebben: külön-külön azok vizes és szerves fázisait (ld 8. és 9. ábrák). Mindezek eredményeként sikerült azonosítanunk a mintákban jelenlévő alifás és aromás szénhidrogéneket (ld. I. táblázat). Ezekre javasoljuk a továbbiakban TPH illetve TOC-mérés elvégzését. Az azonosított aromások közül BTX- és PAHtípusú szennyezők egyaránt jelen voltak a vizsgált mintákban (benzol, toluol, etilbenzol, xilolok, valamint kisebb gyűrűtagszámú (1-3) aromás szénhidrogének: fluorén, antracén, fenantrén, naftalin), illetve bifenilek mutatkoztak még kisebb arányban. (Az azonosított vegyületek a dízel üzemanyagok jellemző komponensei.) I. táblázat A vizsgálatokban talált BTX és PAH típusú szennyezők Név Vegyülettípus Képlet Molekulatömeg Retenciós 31