ACTA BIOLOGICA DEBRECINA ADIUVANTIBUS Z. BARTA, L. KARAFFA, I. MÉSZÁROS, I. MIKLÓS, A.S. NAGY, I. PÓCSI ET B. TÓTHMÉRÉSZ REDIGIT B. TÓTHMÉRÉSZ
SUPPLEMENTUM OECOLOGICA HUNGARICA FASC. 29, 2012 ADIUVANTIBUS
A. BORSODI, Z. CSABAI, L. KÖRMÖCZI ET B. TÓTHMÉRÉSZ REDIGIT
I. GRIGORSZKY DEBRECEN, HUNGARIA Acta Biol. Debr. Oecol. Hung.
2
This periodical is a publication of the Institute of Biology and Ecology, University of Debrecen, Hungary. For information concerning other publications of the University, including exchange possibilities, please contact the Exchange Section of the University Library, H–4010 Debrecen, Hungary.
RED. TECHN. G. MATUS ET I. MÉSZÁROS
This supplement-series is published under the auspices of three departments (Dept. of Ecology, Dept. of Hydrobiology) of the University of Debrecen and the Hungarian Ecological Society. It is destined to yield a selection from the results of ecological studies made at the Hungarian universities of sciences (Eötvös Loránd University, Budapest; University of Szeged; University of Pécs and University of Debrecen) and the Hungarian Ecological Society in the form of thematic collections of essays and papers. For information concerning this series, including exchange possibilities, please contact the Department of Hydrobiology, University of Debrecen, H–4010 Debrecen, P.O. Box 57, Hungary (Fax: 36–52–512–912/22622).
RED. TECHN. M. MISKOLCZI
3 Acta Biol. Debr. Oecol. Hung. 29, 2012
VÍZHIGIÉNE – VÍZTOXIKOLÓGIA: AKTUÁLIS HAZAI KÉRDÉSEK ÉS KUTATÁSI IRÁNYOK
VARGA CSABA
WATER HYGIENE AND TOXICOLOGY: ACTUAL PROBLEMS AND NEW RESEARCH TRENDS IN HUNGARY
by C. VARGA
DEBRECEN, 2012
4 Ez a kötet a DEBRECENI EGYETEM HIDROBIOLÓGIAI TANSZÉKE (Debrecen) és a MAGYAR ÖKOLÓGUSOK TUDOMÁNYOS EGYESÜLETE (Szeged) közös kiadványa.
Minden jog fenntartva. A folyóirat egyetlen részét sem szabad a kiadó előzetes írásbeli hozzájárulása nélkül idegen nyelvre lefordítani, sokszorosító rendszerekben tárolni vagy továbbadni, ill. bármilyen formában vagy eszközzel másolni és terjeszteni.
This series issued jointly by the DEPARTMENT OF HYDROBIOLOGY, UNIVERSITY OF DEBRECEN (Debrecen, Hungary) and the HUNGARIAN ECOLOGICAL SOCIETY (Szeged, Hungary).
All rights reserved. No part of this journal may be translated, stored or transmitted in a retrieval system and reproduced or spreaded in any form or by any means without the prior written permission of the Publishers.
HU ISSN 0236-8684
Készült: a debreceni Center-Print Kft. nyomdaüzemében, ofszet eljárással Terjedelem: 10,75 (B/5) ív Formátum: B/5 Példányszám: 200 Felelős vezető: Szabó Sándor ügyvezető Felelős kiadó: Dr. Grigorszky István
5 Acta Biol. Debr. Oecol. Hung. 29, 2012
TARTALOMJEGYZÉK ELŐSZÓ (BAKONYI GÁBOR) 1. VÍZHIGIÉNE – MÚLT ÉS JELEN 2. AZ EMBER ÉS (VÍZI) KÖRNYEZETE: A SZUPRAINDIVIDUÁLIS MEGKÖZELÍTÉS 3. AZ IVÓVIZEK TOXICITÁSA 4. FÜRDÉSRE ÉS REKREÁCIÓRA HASZNÁLT VIZEK TOXIKOLÓGIÁJA 5. FELSZÍNI VIZEK MINŐSÉGÉNEK ÉS MENNYISÉGÉNEK HATÁSA AZ EMBERI EGÉSZSÉGRE 6. ÚJ KIHÍVÁSOK: NANOTOXIKOLÓGIA, ENDOKRIN DISZRUPTOROK 7. HIVATKOZÁSOK
7 10 12 20 51 93 101 105
CONTENTS PREFACE (G. BAKONYI) 1. WATER HYGIENE – PAST AND PRESENT 2. MAN AND (AQUATIC) ENVIRONMENT: A SUPER-INDIVIDUAL APPROACH 3. TOXICITY OF DRINKING WATER 4. TOXICITY OF RECREATION AND SPA WATERS 5. QUALITY AND QUANTITY OF SURFACE WATERS AND THEIR HEALTH IMPACT 6. NEW CHALLANGES: NANOTOXICOLOGY, ENDOCRINE DISRUPTORS 7. REFERENCES
7 10 12 20 51 93 101 105
Ez a kötet elektronikusan beküldött anyagok alapján készült, így a cikkek tartalmi és nyelvi helyességéért a szerző felelős. This volume is based on the materials submitted electronically by the author. He is responsible for both the contents and the linguistic correctness of the articles.
6
7 Acta Biol. Debr. Oecol. Hung. 29: 7–8, 2012
ELŐSZÓ A tiszta víz – élet. A szennyezett víz tehát halál. Súlyos statisztikák bizonyítják az utóbbi állítás igazságát. A Föld népességének körülbelül fele, több mint három és fél milliárd ember nem jut megfelelő minőségű ivóvízhez és 200 millió ember szennyezett vizet iszik. Nem csoda tehát, hogy napjainkban évente 5 millió gyermek hal meg a fertőzött víz okozta betegségekben. Elrettentő számok ezek a hétköznapi emberek számára. A kutatót azonban arra inspirálják, hogy fokozott erőfeszítéssel tárja fel a vízszennyezéssel kapcsolatos helyzetet, elemezze azt és keresse a megoldásokat annak érdekében, hogy mindenki egészséges ivóvízhez, megfelelő fürdővízhez juthasson. Talán hasonló gondolatok mozgatták Dr. Varga Csaba docens urat kutató munkája során, aminek számos eredményét, a hozzájuk tartozó szakirodalmi kitekintésekkel, és továbbgondolásra alkalmas megállapításokkal együtt most ebben a monográfiában közzéteszi. Nem foglalkozik a víztoxikológia minden kérdésével. Kiemelt témaköröket tárgyal, olyanokat, amik hazai szempontból fontosak. Elsősorban a hazai vizsgálatok eredményei alapján (ezek között a saját eredmények igen jelentős szerepet játszanak) részletes képet kapunk a műben tárgyalt témakörök víztoxicitási eredményeiről. Azokat a problémákat elemzi nagyon alaposan, amelyeket maga is vizsgált, így minden részletükben alaposan ismer. Először a víztoxikológia egy új-szemléletű megközelítési lehetőségével foglalkozik, amikor a kérdéskört szupraindividuális kontextusba helyezi. Ezzel a tradicionális toxikológiai és humán orvosi szemléletet tágítja ökológiai, környezettudományi irányba. A vízhigiéne és víztoxikológia szupraindividuális megközelítése a mű utolsó mondatában említett expozomika témakörével mintegy szemléleti keretbe foglalja a monográfiát, megfelelő kitekintést adva a témakör iránt érdeklődő medikus, orvos, környezetbiológus és hasonló tudományok iránt érdeklődő, azokat művelő szakemberek, egyetemi hallgatók, kutatók, igazgatási szakértők számára. A vezetékes ivóvizekkel kapcsolatban a mikroszennyezők és azbesztrostok problémáira koncentrál. Kitér a palackos ivóvizek fogyasztásának lehetséges veszélyeire. A fürdővizek esetében a gyógy- és termálvizek, illetve a gyógyiszapok lehetséges toxikológiai problémáit vizsgálja. Végül a felszíni vizek higiénés és toxicitási kérdéseivel kapcsolatban egy lehetséges új módszer javaslata és néhány, nagy folyónkon tapasztalt szennyezés, illetve ezek politikaigazdasági kérdéseinek taglalása kapott helyet a monográfiában. Végül a kitekintésben korunk két nagy víztoxikológiai problémájával, a nanotechnológiával előállított és a hormon moduláns anyagok vízszennyezési hatásaival szembesülhetünk röviden.
8 Hiánypótló, korszerű és újszerű munkát tart kezében Kedves Olvasó. Ha egyetemi hallgató, koncentráljon az általánosan elfogadott elvek, jelenségek bemutatására. Ezeket tovább mélyítve juthat el részletesebb, sokszor új módszertani fejlesztést jelentő ismeretekhez. Ha orvos, a sok adat, tény figyelmes áttekintése mellett figyelhet azok napra-készségére, és arra, hogy többségükben hazai adatokról van szó. Felhasználhatja talán napi munkája során, amikor vízfogyasztási szokásokkal kapcsolatban kérdik paciensei. Ha toxikológus, akkor egy speciális terület, a víztoxikológia eredményeiről tájékozódhat, sokrétűen. Végül minden olvasó figyelmét felhívom a monográfiában több helyen felbukkanó újszerű, ökológiai szemléletű megközelítési módra. Ezekkel a gondolatokkal ajánlom a monográfiát minden érdeklődő figyelmébe. Bakonyi Gábor egyetemi tanár Gödöllő, 2012. július 30.
9 Acta Biol. Debr. Oecol. Hung. 29: 9–120, 2012
VÍZHIGIÉNE – VÍZTOXIKOLÓGIA: AKTUÁLIS HAZAI KÉRDÉSEK ÉS KUTATÁSI IRÁNYOK VARGA CSABA Pécsi Tudományegyetem, ÁOK Orvosi Népegészségtani Intézet, Környezet-egészségtani Tanszék, 7624 Pécs, Szigeti út 12.
WATER HYGIENE AND TOXICOLOGY: ACTUAL PROBLEMS AND NEW RESEARCH TRENDS IN HUNGARY C. VARGA Department of Environmental Health, University of Pécs, 7624 Pécs, Szigeti út 12, Hungary ABSTRACT – This monograph presents a superindividual/ecological approach in the human water toxicology. Hygienic water quality is defined as an intersection of social and physico-chemico-biological qualities. The author studies different types of water toxicities at population or subpopulation levels considering the varied vulnerability of the exposed groups. Toxicants and toxins are studied in drinking (tap and bottled) waters, in recreational (swimming-pool, bathing, thermal and medicinal) waters, and in surface and waste waters. Possible risks are caused by disinfection (e.g. chlorination) byproducts as chemical and asbestos fibres as physical contaminants in the tap water. Some of them are possible genotoxicants and/or carcinogens. Nowadays drinking of water rather means bottled mineral water consumption. In PET-bottled water a well-defined group of chemicals can be measured with unknown toxicity. During swimming and bathing people are exposed to relatively high concentrations of chlorine or its byproducts and/or autochtonous volatile organic compounds of the thermal (mineral) waters. The balneological toxicology may also become a crucial field of environmental toxicology since organics in mineral/thermal/medicinal waters and peloids (muds) have not been studied so far. First gas-chromatographic analyses of Hungarian thermal water samples are also reviewed here. Two registered Hungarian medicinal muds were studied for ecotoxicity and genotoxicity, and in a photobiological test, as well. Results are completely different by the origin
10 and composition of muds. UV-protective effects of some samples were indicated and proved in bacterial cells. The quality and quantity of the surface waters of the recent Hungary, in relation to the manuipulations of upstream countries, are also discussed. The disproportional exposures of the populations (nations) mean a higher dimension of the classical environmental injustices based upon historical facts and political confrontations. Finally, new challanges of the discipline (exposure to endocrine disruptors, nanoparticles) are also mentioned. Key words: water hygiene, water toxicology, risk assessment, environmental epidemiology, disinfection byproducts, asbestos fibres, PET-bottles, bathing, balneology, thermal waters, peloids, cyanobacteria, environmental justice, superindividual environmental health
1.
VÍZHIGIÉNE – MÚLT ÉS JELEN
A vízhigiéne, mint a környezethigiéne részterülete alapvetően prevenciós szemléletű. Elsődleges célja, hogy a nem megfelelő minőségű víz emberi felhasználásból fakadó egészségkárosodásokat megelőzze. A higiénés víztoxikológia a környezettoxikológiának az az ága, mely a különböző emberi felhasználásra szánt vizekre egészségügyi határértékeket határoz meg ökotoxikológiai és laboratóriumi állatkísérletek, valamint humán adatok alapján1. A vízhigiéne alapproblémái a XX. század előtt praktikusan a vízjárványokra korlátozódtak. A korabeli általános higiénés viszonyokból ez logikusan következett is. A vízzel terjedő fertőzések a relatíve fejlett nyugat-európai nagyvárosokat (London, Hamburg, Koppenhága) sem kímélték. Valóban tudományos bizonyítékot azonban az ivóvíz minősége és egy tömeges fertőzés (a kolera) terjedése között elsőként John Snow szolgáltatott az 1848-as nagy londoni ivóvízjárvány epidemiológiai vizsgálatával (PÁL és TÓTH, 2007). De a XIX. században bőven találhatunk hazai példákat is, pl. az 1831-32-es nagy felvidéki kolerajárvány áldozata lett a kiváló nyelvújító és irodalomszervező Kazinczy Ferenc is. Továbbá 1848-49-es szabadságharcunk kimenetelében is szerepet játszott a több hullámban támadó kór (VARGA, 2010a). A XX. századtól egyre inkább a kémiai szennyezők kerültek előtérbe. A vízfertőtlenítés elterjedésével mikrobiológiai szempontból ugyanis biztonságos ivóés fürdővíz állítható elő, azonban a környezet kémiai szennyezései az emberiség által különböző célokra felhasznált vizekben is megjelennek (VARGA, 2007). Hazánkban az ivóvíz által közvetített fertőző megbetegedések száma a ’90-es 1
Az angol szaknyelvben két eltérő kifejezéssel találkozunk: aquatic toxicology és water toxicology. Mi ez utóbbival foglalkozunk. A higiénés víztoxikológia tehát ab ovo antropocentrikus, az ember egészsége szempontjából vizsgálja a víz háttérváltozóit, vagyis nem a minőségét ökológiai értelemben, hanem a bonitását (DÉVAI és mtsai, 1992; 1992a). A célunknak (emberi használat) való megfelelés szintjét. Kérdés, hogy rendelkezésünkre állnak-e azok a rögzített határértékek, melyek a vizsgált változók esetében vonatkoztatási alapként használhatók. Bizonyos esetekben igen, más esetekben ezek meghatározása a jövő feladata.
11 évek második felére jelentősen lecsökkent. (Fontos megemlíteni viszont, hogy Magyarország modernkori legnagyobb vízjárványa – több mint 3000 megbetegedéssel – éppen napjainkban történt Miskolcon, 2006-ban. Az elérhető adatok szerint itt calicivírus lehetett a kórokozó (OEK, 2006). A kémiai szennyezők veszélyeire jó példa az extenzív nitrogénműtrágyázásból fakadó, jól ismert humán-egészségügyi probléma: a kútvízmethemoglobinémia. E megbetegedés hazánkban is okozott halálozást még 1992ben is. Az új esetek száma a ’90-es évek második felétől évi tíz körüli (ÁNTSZ-OKI, 2012). A szindróma több lehetséges biokémiai mechanizmuson keresztül jöhet létre, és végső soron ivóvízeredetű nitrátexpozíció következménye. A hemoglobin központi ferro-ionjának oxidációja meggátolja az oxigénszállítást, mely fulladáshoz vezet. (A ferri-iont tartalmazó hemoglobin molekulát nevezzük methemoglobinnak.) Az állapot letális lehet, ha elmarad a gyors beavatkozás, azaz a methemoglobin redukálása redox-átalakulásra képes vegyülettel. A methemoglobinémia kizárólag a 3-4 hónaposnál fiatalabb csecsemők betegsége, aminek néhány specifikus fiziológiai jellemző a magyarázata (KASZÁS, 1993; VARGA, 2006). Az ivóvíz arzéntartalma és a lakosság körében előforduló egyes daganatos és egyéb betegségek közötti összefüggés feltárása további vizsgálatokat igényel. A Nemzeti Környezet-egészségügyi Akcióprogram (NEKAP) keretében nemrég elvégzett elemzés a vese- és hólyagrák vonatkozásában nem erősítette meg a pozitív összefüggésnek az irodalomban elfogadott hipotézisét. Ez már csak azért is fontos, mert a jelenlegi EU-s határértéket (10 μg/l) éppen ezeknek az összefüggéseknek alapján kalkulálták, és Magyarországnak komoly erőfeszítésébe került ennek megfelelni. Ugyancsak a NEKAP keretében sikerült részletesen feltérképezni a magyarországi ivóvizek általános fluoridszegénységét, valamint a kisiskolás korúak jódhiányos golyvája és az alacsony jodidtartalmú ivóvizek földrajzi eloszlása közötti – indirekt – összefüggést (ÁNTSZ-OKI, 2012). Az összefüggés azért indirekt, mert a jód vízoldékony formáit (jodid, jodát) döntően élelmiszerrel vesszük fel (lásd még 1. ábra), azaz az ivóvíz csak indikátora a talaj, a termesztett növények, az ezekkel etetett állatok, végső soron az ott termelt élelmiszer jódhiányának (VARGA, 2007). A fentebb említett néhány hazai vízhigiénés probléma már régóta ismert, így klasszikusnak tekinthető. A jelen tanulmányban ismertetésre kerülő, elsősorban a víztoxikológia különböző területeihez sorolható témák viszont csak az utóbbi évtizedekben kerültek az érdeklődés homlokterébe. Ezek közül a szerző elsősorban a maga, ill. munkacsoportjai által kutatott témákat és azok eredményeit szeretné bemutatni a hidrobiológus szakmai közvélemény számára. A fentiek értelmében hogyan értelmezhetnénk ökológiai szemlélettel a higiénés vízminőség fogalmát? A higiénés vízminőség (mint a társadalmi vízminőség és a biológiai/kémiai/fizikai vízminőségek közös metszete): vizek emberi célra történő felhasználhatósága anélkül, hogy az az emberi egészségre káros lenne, vagy a megengedettnél (társadalmilag elfogadottnál) nagyobb kockázatot jelentene. A határértékeket toxikológiai és epidemiológiai adatoknak kell alátámasztaniuk. Elsődleges szelekciós elvként tehát ekkor az emberi egészségre gyakorolt potenciált vesszük figyelembe. Ez a lehetséges definíció az ún. társadalmi környezetminőség koncepcióján alapszik (DÉVAI, 2000), és a továbbiakban ebben az értelemben használjuk.
12 2.
AZ EMBER ÉS (VÍZI) KÖRNYEZETE: A SZUPRAINDIVIDUÁLIS MEGKÖZELÍTÉS
Aldous Huxley "Szép, új világ"-ának beteljesedése esetén milyen könnyű volna a környezettoxikológus dolga, hiszen a sok azonos módon létrehozott egypetéjű emberegyed – mely ráadásul pontosan azonos fizikai és pszichés környezeti tényezők között nevelkedett – azonos módon reagálna minden környezeti ártalomra: kémiai anyagra, xenobiotikumra2, a víz- és légszennyezőkre vagy a farmakológiai hatású vegyületekre. Mivel azonban az utópia – szerencsére – nem következett be, így feladatunk lényegesen összetettebb. Heterogén emberpopulációkat találunk a valóságban a maguk kollektív és emergens tulajdonságaival, és amelyek heterogenitása számos tényezőtől függ. A környezeti hatásokra adott átlagos válasz lényegesen eltérhet a részpopulációk (szubpopulációk) akár jelentősen különböző reakcióitól. Ha részleteiben fel tudjuk tárni azokat a legkülönbözőbb tényezőket, mely a válaszreakciókat befolyásolják, lényegesen közelebb kerülünk a megoldáshoz. Igyekszem a továbbiakban ezeket a tényezőket számba venni, és a modern környezethigiénét (beleértve a vízhigiénét is) mint koherens, az ökológia fogalomrendszerét használó, szupraindividuális tudományt bemutatni. 2.1.
Az emberi populáció(k) sajátságai
Ha – mint láttuk – a vízhigiéne célja a víz emberi felhasználásból fakadó egészségkárosodások megelőzése, akkor előbb tisztáznunk kell magának az egészségnek a fogalmát. Az egészség–betegség modern koncepciója számos diszciplína (szociológia, humánökológia, preventív medicina) kiindulópontja. 1946ban született a WHO definíciója, mely szerint az egészség a teljes testi, lelki és szociális jóllét állapota, és nem egyszerűen csak a betegség hiánya. (“Health is a state of complete physical, mental and social well-being and not merely the absence of disease or infirmity.” [WHO, 1946]) Azonban a definíció megszületése óta kritikák kereszttüzében áll. Elsősorban a "well-being" ("jóllét")3 fogalmának használata miatt, mely a boldogság fogalmával inkább harmonizál, mint az egészséggel. A definíció lényege azonban az, hogy az ember többes természetéből következően hangsúlyozza a biológiai, a pszichés és a szociális létet. A vitákat elkerülendő a WHO 1984-ben teljesebbé tette egészségdefinícióját újabb nézőpontok bevezetésével. Az új meghatározás szerint az egészség annak a mértéke, hogy az egyén vagy azok csoportja mennyire képes az önkiteljesítésére és szükségletei kielégítésére, ill. a környezet kihívásainak megfeleni. (“Health is the extent to which an individual or a group is able to realize aspirations and satisfy needs and change or cope with the environment.” [WHO, 1984]) E megközelítés már ökológiai perspektívát sugall, vagyis az egészség egy egyensúlyi helyzet az egyén (vagy egy a fölötti 2
Az emberi szervezet számára idegen kémiai anyag.
3
Nem azonos a jóléttel.
13 szerveződési egység) valamint a fizikai-biológiai és társadalmi környezet között. Ez a modern (ökológiai szemléletű) egészségfogalom változást indukált a betegséget kiváltó mechanizmusok és megelőzésük kutatásában is. Ökológiai nézőpontból az egészségmegtartás kulcselemévé az adaptáció vált. Az ember esetében egy olyan folyamatról beszélünk melynek másik résztvevője a fizikai és a szociokulturális környezet. Míg a biológiai adaptáció egyértelműen mérhető az adaptív tulajdonságokat hordozók reprodukciós sikerével és túlélésével, a szociokulturális adaptáció nem mérhető ilyen egzakt módon. A modern ökológiában figyelembe kell vennünk, hogy nem az egyének, hanem az emberek populációi befolyásolják azt a fizikai környezetet és kulturális rendszert, amelyben élnek (és ez a hatás kölcsönös!) (VARGA és PIKÓ, 2012). Vagyis pl. az emberre veszélyes, valamilyen betegség kiváltására képes kémiai, biológiai és fizikai expozíciók vizsgálata is szupraindividuális megközelítést igényel, jelentősen hangsúlyozva a természeti és kulturális környezet kölcsönhatásait. A modern urbanizált településeken létrejövő toxikus expozíciók jól értelmezhető példát szolgáltatnak a szupraindividuális megközelítés szükségességére. 2.2.
A környezeti expozíciókra adott válaszokat befolyásoló tényezők
A környezeti eredetű expozíciókra az egyes szubpopulációk által adott válaszok különbözősége azok eltérő sérülékenységéből–érzékenységéből (vulnerabilitás) fakad. Az ember többes természetéből fakadóan az eltérések csak részben vezethetők vissza pusztán biológiai (genetikai, epigenetikai, fiziológiai, stb.) okokra. Léteznek egyéb okok is, melyek azonban – elsősorban határterületi jellegük miatt – nem vagy még nem eléggé vizsgált determinánsai, modulánsai a környezeti expozícióra adott válasznak. Illetve ezek miatt az adott szubpopuláció számára fokozott expozíciós helyzetek is létrejöhetnek. E tényezőket emberi populációk esetében egyáltalán nem lehet figyelmen kívül hagyni, sőt operatívan figyelembe kell venni a környezeti expozíciók kontrolljánál és a kockázatbecslésben. Alapvetően a populációs toxikológiában figyelembe veendő szubpopulációs szintű hátrányokat a szakirodalomban két fő csoportra osztjuk: – szociális esélyegyenlőtlenség, méltánytalanság (inequity) – és egyenlőtlenség (inequality). Ezek alapján dőlhet el, hogy a környezeti expozíció létrejön-e vagy sem; hogy milyen mértékű lesz, ha létrejön; illetve milyen következményes hatásokkal számolhatunk. Ilyen tényezők pl.: – kulturális különbségek következtében létrejövő expozíciók, vagy eltérő mértékük, – gazdasági okokra visszavezethető expozíciók (szegénységben élők higiénés körülményei), – történeti-politikai okokra visszavezethető expozíciók (nemzeti kisebbségek), – etnikai okokra visszavezethető expozíciók (etnikai kisebbségek). Ha visszalapozunk a bevezetésben említett, ma már klasszikusnak tekinthető vízhigiénés problémákhoz, világossá válik, miről is lehet szó. A bakteriálisan fertőzött kútvíz a nem megfelelő higiénés körülményeket jelzi (pl.
14 trágyadomb közelsége) és az ásott kutak vizét használó (pl. tanyán, farmon lakó) népességet érinti. A nitrát-methemoglobinémia szintén a mezőgazdasági területeken élőknél okozhat gondot, ha talajvíz eredetű egyéni vízellátással rendelkeznek. De ennek a népességnek is csak a 3-4 hónapnál fiatalabb korcsoportja van veszélyben, több fiziológiai tényező miatt. Ők képviselik a magas kockázatú csoportot a populáción belül. A klórozott vezetékes vizet fogyasztók a klórozási melléktermékeket (pl. trihalometánok) fogyaszthatják nagy dózisban, az uszodába járók klórfenolokkal exponálódhatnak. A termálvizekben gyógyulást keresők esetében még az exponáló anyagokat sem ismerjük. Az arzénexpozíció a dél-alföldi mélységi vizet fogyasztók körében általános, a több országot érintő felszíni vízfolyások szennyezése az alvízi országok lakosságát érinti, és így tovább. 2.2.1.
Humán ökotoxikológia vs. populációs toxikológia
A (humán) környezettoxikológia, mint a környezethigiéne egyik területe tradicionális értelemben az egyénnek – mint organizmusnak – a környezet fizikai, kémiai és biológiai szennyezettségének hatására létrejövő fiziológiai változásait, eltéréseit kutatja. Ez azonban egy végletesen redukcionista értelmezésnek tekinthető. Ezen az alapon egyszerűen a fiziológia (vagy patofiziológia) egy részterületét is jelenthetné. Megközelítési módja más nem is lehet, mint deszkriptív, hiszen szerencsére emberkísérletek nem végezhetők. Ezzel ellentétben az ökotoxikológia ab ovo kísérletes tudomány: ökotoxicitási tesztek ezreit végzik az illetékes hatósági laboratóriumok mindenütt a világban: segítségükkel vizsgálnak szennyezett környezeti mintát vagy törzskönyveznek új vegyületeket (VARGA, 2002). De az alapvető különbség valahol máshol keresendő: az ökotoxikológia mikroorganizmusok, növények és állatok populációit vagy még magasabb organizációs szinteket vizsgál. Elvi értelemben még a Salmonella/Ames mutagenitásteszt – mely egy frappáns metafora szerint "a XXI. század sztetoszkópja" a genetikai toxikológiában és a prevencióban (CLAXTON és mtsai, 2010) – sem más végső soron, mint egy baktériumpopuláción végzett ökotoxicitási teszt. 2.2.2.
Környezetepidemiológia vs. populációs toxikológia
Míg a környezetepidemiológia4 csak követni tudja az eseteket, a populációs toxikológiának képesnek kell lennie alapinformációkat gyűjteni a potenciális mérgekről és expozíciós útjaikról populációs szinten. A szupraindividuális megközelítés persze az epidemiológia egyes ágainak is lehet fontos attribútuma, de az epidemiológiai vizsgálatoknak az empíria (észlelések), a 4
Az epidemiológiát magyarra járványtan (mint elmélet) vagy járványügy (mint gyakorlat) kifejezéssel fordítjuk. Járványos betegség nem csak fertőző megbetegedés lehet. A nemfertőző betegségek járványtana is már önálló tudomány, sőt van már molekuláris ill. genomikai epidemiológia is. A járványok földrajzi eloszlását és méretét tekintve megkülönböztethetünk endémiát, epidémiát és pándémiát.
15 kísérletek és a statisztikák hármasa által előzetesen sugallt korrelációk megalapozott feltételezésén kell alapulnia. Minden preventív tevékenység végső célja a kockázat azonosítása, mértékének becslése majd elkerülése vagy legalábbis csökkentése. Az analógia az ökotoxikológiával nyilvánvaló: csakhogy ott a preventív tevékenység (környezet- és természetvédelem) egyéb élőlényeket céloz meg. Minthogy azonban az ember szintén integráns része az ökoszisztémáknak és a bioszférának, de egyben szociális lény is, ez a helyzet speciális megfontolásokat igényel. Mondhatjuk-e pl. a környezettoxikológia szupraindividuális megközelítésére, hogy ez az ökotoxikológia egyik speciális területe: humán ökotoxikológia? Talán igen, de a definíció csak komoly megszorításokkal használható. Sokkal egzaktabb kifejezésnek látszik a "populációs toxikológia". Ha azonban az ökotoxikológiát szeretnénk átültetni humán körülmények közé, olyan immateriális környezeti tényezők sokaságával találjuk magunkat elkerülhetetlenül szemben, mint a társadalmi és történelmi determinánsok. 2.3.
A szupraindividuális biológia fogalmainak alkalmazása humán vizsgálatokban.
értelmezése
2.3.1.
A populáció érzékenységének (sérülékenységének) tényezői
és
Ezekről a tényezőkről részben már szóltunk a 2.2 fejezetben. Az inequity típusú – elkerülhető – egyenlőtlenségeken lehet változtatni, mert azok kulturálisgazdasági-történeti különbségekből erednek. Pozitív diszkriminációval, szociális gondozással, kisebbség- és egészségpolitikával, stb. befolyásolhatók. Az alapvetően a biológikumból fakadó inequality típusú egyenlőtlenségeken viszont ténylegesen nem lehet változtatni, szerepük csökkentésére vagy kiküszöbölésére a szóba jöhető egyetlen lehetőség a prevenció, azon belül is annak leghatékonyabb formája: a primer prevenció.5 2.3.1.1. Genotípusok és fenotípusok, epigenetikai tényezők A populáció adaptív erejét számos tényező befolyásolja. A modern populációgenetika ill. genomikai epidemiológia sokat tárt már fel az adaptáció és a vulnerabilitás genetikai hátteréről. A humán populációk fiziológiai heterogenitásának és genetikai diverzitásának jelenlegi szintje a mesterségesen visszaszorított evolúciós nyomás következménye. Jellemezhető ez a természetes szelekció hiányával, sőt a magas színvonalú és folyamatosan fejlődő egészségügyi gondozás által okozott egyértelmű kontraszelekcióval. Gondoljunk a 5
A prevenció (megelőzés) első két szintje említhető ebben a kontextusban. Az elsődleges megelőzés (primer prevenció) a környezeti expozíció létrejöttét akadályozza meg (pl. eltávolítja a szennyező anyagot a vízből annak felhasználása előtt), míg a másodlagos – jelen esetben – valamilyen (labor)érték mérhető, korai megváltozásán alapuló, hatékony szűrővizsgálatokat jelent.
16 xenobiotikumok – környezeti kémiai szennyezők vagy gyógyszerek – metabolizmusának széleskörű individuális különbözőségére. (Ezek a tények hívták életre az új, "patient-tailored" farmakológiát.) A személyre szabott orvoslás új trendje objektív alapokat keres az egyéni különbözőségek feltárásához. Tradicionálisan ehhez csak a páciens családtörténetét, szociális körülményeit, környezetét és szokásait tudták figyelembe venni. Az valóban igaz, hogy a különböző "omikák" (genomika, epigenomika, proteomika, metabolomika, stb.) egyéni stratégiák kidolgozásával adnak lehetőséget a környezeti kockázatok elkerülésére, de a higiénés toxikológia nem képes egyéni szinten működni. Az állatkísérletek eredményeinek extrapolációja alapján nem tudunk egyéni expozíciós határértéket számolni, viszont az eltérő genetikai/metabolikus mintázattal rendelkező szubpopulációk sajátságait modellezhetjük a laboratóriumi kísérletek során a megfelelő állattörzsek célzott kiválasztásával. Ezen az úton a környezeti és munkahigiénés toxikológiában gyakori gondot okozó bizonytalanság (uncertainty)6 jelentősen csökkenthető lehetne, ha külön-külön határértékeket dolgoznánk ki az egyes szubpopulációkra. (Ez emlékeztet arra a farmakológiai felismerésre, hogy egyes gyógyszerek hatékonysága teljesen különböző lehet eltérő etnikai csoportokban ill. rasszokban.) A túl nagy bizonytalanságú számítások alapján képzett egységes higiénés expozíciós határértékek a tudomány mai színvonalán anakronisztikusnak tekinthetők, és sokáig már nem tarthatók. 2.3.1.2. A kultúra és a biológia kölcsönhatása, mint a sérülékenység lehetséges tényezője A kulturális adaptáció azt jelenti, hogy az emberek, mint individuumok, hogyan válaszolnak a társadalom kihívásaira. Egy társadalmon belül az egészséggel összefüggő számos szociális egyenlőtlenség az egészségkárosító expozíciók különbözőségéből fakadhat. Ezek az egészségi kockázatok, ha nyilvánvalóan is biokémiai-patofiziológiai alapon hoznak létre betegséget, mégis a szociokulturális folyamatokkal is kapcsolatban vannak. A társadalmilag hátrányos helyzetű csoportok kulturális adaptációjukban is gátoltak, és ezért nagyobb a sérülékenységük sok toxikus anyaggal szemben. Lakóhelyük miatt aránytalanul nagyobb mértékben részesülnek a légszennyezésből, zajártalomból, vagy vannak kitéve mérgeknek pl. a veszélyeshulladék-lerakók közelsége miatt. (A "környezeti igazságosság" koncepcióját lásd később, a 2.3.1.3.1 fejezetben.) Jó példa az egészségtelen helyeken felnövő gyermekek toxikusfém-expozíciója. A gyermekek sokkal érzékenyebbek az ólomexpozícióra, mint a felnőttek. A vérben mérhető magasabb ólomkoncentrációk együtt járnak az IQ alacsonyabb szintjével. Ez pedig a csökkent kognitív képességek forrása lehet, ami pedig társadalmi egyenlőtlenségeket generál. És ezzel a circulus vitiosus be is zárul: a szociális tényezők kulturálisan helytelen adaptációhoz vezetve kognitív
6
Az állatkísérletben biztosan hatástalan dózist – jelenleg – bizonytalansági tényezők (uncertainty factors) sokaságának figyelembe vételével, csak több nagyságrenddel alacsonyabb dózisban tartjuk az emberre elfogadhatónak (VARGA, 2007a).
17 diszfunkciók megjelenését okozzák, biológiai (toxikológiai) mechanizmusokon keresztül (VARGA és PIKÓ, 2012). Az érintett szubpopulációk általában tudatában sincsenek az ilyen és hasonló expozíciókból fakadó környezeti veszélyeknek, vagy ha igen, akkor sem képesek változtatni a helyzeten (VARGA, 2012). 2.3.1.3. A sérülékenység történelmi aspektusai A populációk sérülékenységének történelmi aspektusait a szakirodalomban nemrég megjelent történeti környezet-egészségtan koncepció (VARGA, 2010a; 2011) taglalja. A koncepció a jelenkori expozíciós és sérülékenységi viszonyok kialakulását retrospektív megközelítéssel vizsgálja. E történeti aspektusok kutatása novumnak tekinthető, minthogy a téma semmilyen hazai vagy nemzetközi előzménnyel sem rendelkezik. 2.3.1.3.1. Habitat és niche Először is tisztáznunk kell a niche és a habitat viszonyát az emberi populációk vonatkozásában. A biológiában, egy adott ökoszisztémában a populáció a kizárólagos és egyedi reprezentánsa fajának. Az ember esetében a különbség abban áll az ökológiában megszokottakhoz képest, hogy itt egy fajhoz (Homo sapiens) tartozó, együtt élő populációk környezeti szükségletei ütköznek, kialakítva ezzel realizált nicheüket. Az emberi populációk, szociológiai szempontból: társadalmak – de nevezzük most történelmi-politikai aspektusból nemzeteknek – átfedő környezeti (gazdasági, földrajzi, ideológiai, stb.) igényekkel bírnak, és agresszivitásuk függvényében érvényesítik ezeket. A történelem folyamán az emberi populációk területeket foglalnak agresszió, háború vagy egyszerűen politikai mesterkedés során, ezzel növelve habitatjüket (Lebensraum, [neo]kolonializáció, stb.) (VARGA, 2011). A niche realizációját pedig azzal tudja befolyásolni egy népesség, hogy hogyan használja a megszerzett habitatet. Használja-e a másik (többi) koegzisztáló populáció kárára?7 Számos példát szolgáltat a viharos történelmű, XX. századi Európa arra, hogyan alakultak ki nagy létszámú, másodrendű állampolgárként kezelt nemzeti kisebbségek a nagyhatalmak által támogatott területfoglalások és új 7
A koegzisztáló humán populációk, pl. egy nemzeti kisebbség egy többségi tengerben, hogyan változtatják tér- és időbeli eloszlásukat? Az enterior komplexum meghatározó részét képező miliőspektrumot (DÉVAI, 2000) a természeti tényezők helyett ma már a társadalmi-politikai tényezők inkább befolyásolják (erőszakos kitelepítések, beolvasztás, ipartelepítéssel többségiek beáramlása, stb. Így a toleranciaspektrum annak függvénye, hogy az adott népcsoport mennyire kitartó, mennyire áll ellen a fellazítási szándéknak, mennyire fogékony a zaklatásra. A történelemben különböző népcsoportok ebben a helyzetben teljesen eltérően reagálnak, mely aztán elterjedtségüket, a populáció méretének változását vagy egyáltalán a túlélést determinálják.
18 államalakulatok létrejöttével. E kisebbségeknek a többség általi morális, kulturális (és néha fizikai) elnyomása csak a nacionalista vagy ultranacionalista politikai elit támogatásával történhet meg. Ezek a hátrányos helyzetű populációk gyakran a környezeti expozíciókból is nagyobb mértékben részesülnek. 2.3.1.3.2. Környezeti "igazságosság" illetve annak hiánya A környezeti igazságosság8 koncepcióját elsődlegesen egy adott országon belül élő, hátrányos szocioökonómiai státuszú szubpopulációk által elérhető környezeti minőség analízisére dolgozták ki. A környezetvédelmi és környezethigiénés kutatások már az ezredfordulótól kezdve felhívták a figyelmet a környezetszennyezés és az alacsony társadalmi-gazdasági státusz közötti szoros összefüggésre. Egy populáció agresszivitása nem csak habitatszerző képességében nyilvánulhat meg.9 Mint a XX. századi történelemből tudjuk, a megszerzett habitatet sokféleképpen lehet használni, pl. konszenzuálisan, de a másik együtt élő populáció kárára is. Vannak önfeláldozó, önostorozó nemzetek, melyek mások érzékenységét túlzottan figyelembe véve inkább saját igényeikről is lemondanak. És vannak ezzel ellentétesen viselkedők, akik minden erkölcsi skrupulus nélkül szipolyozzák ki az egymás területére átnyúló, közös olajmezőket, szennyezik el az alvízi országok folyóit, termelik le az erdőket a vízgyűjtő területeken, árvizeket okozva a szomszéd országnak. Ez a környezeti kultúrának nem igazán nevezhető hozzáállás természetesen a politikai kultúrához igazodik. (A kérdés konkrét vízhigiénés–víztoxikológiai vonatkozásait az 5. fejezetben tárgyaljuk.) A (szub)populációk sérülékenységének minden fajtájára nem térhetünk ki, hiszen az a biológiától igen messze eső területekre vezetne. A továbbiak során a szerző igyekszik mindig definiálni és pontosan jellemezni azokat a (szub)populációkat, melyeket a különböző vizek toxicitása érinthet, ill. megnevezni azokat a preventív eszközöket, amelyekkel az expozíciók kiküszöbölhetők, csökkenthetők vagy megelőzhetők.
8
Az eredeti environmental justice/injustice kifejezésekre még nem sikerült magyar megfelelőt találni. 9
Azaz a biológiai tényezők (reprodukciós sikeresség, adaptáció) mellett itt egy nem biológiai jellegű adaptív viselkedés is tetten érhető: pl. a nagyhatalmú szövetségesek támogatásának megnyerése. Nevezhetjük ezeket a nemzeteket – a defenzív populációk ellentéteként – offenzív populációknak.
19 2.4.
Kísérlettervezés a humán szupraindividuális megközelítés alapján
Az embert érő expozíciók minél pontosabb modellezése kísérleti körülmények között mindig is alapvető célja volt a higiénés toxikológiának10. Ma már számtalan szelektált vagy genetikailag manipulált kísérleti állattörzs között választhatunk az in vivo vizsgálatokhoz, ide értve a transzgénikus állatokat is. Ha az exponált embercsoport ismert korösszetételű, ekvivalens állatéletkorú kísérleti populáció választható. Ez ugyanígy igaz a fizikai-fiziológiai állapotra és a nemre is.11 Ezek már tradicionális elemei az állatkísérletek tervezésének. Az egészségi hatás vizsgálata már megbetegedett csoporton szintén rutin eljárásnak minősül, hiszen kardiovaszkuláris betegséget, cukorbajt, hordozó vagy pl. elhízott (obes) egér-, patkány- és más állattörzseket eddig is alkalmaztak. Elméletileg a humán genetikai polimorfizmusoknak (melyek gyakran rasszspecifikusak) megfelelő metabolikus mintázatot mutató állatok jelezhetik a xenobiotikumokra adott eltérő választ. (A genetikai polimorfizmus miatt eltérő metabolizmus gyakran a sérülékenységet leginkább befolyásoló biológiai tényező.) Akadályt képez a humán polimorfizmusok esetében a az enzimaktivitások közötti túl kis különbség, mely a számítható kockázatok között is hibahatáron belüli különbségeket eredményez. Ezeket pedig már elfedheti a fajok közötti különbségekből fakadó bizonytalanság (interspecies uncertainty). Más végpontú polimorfizmusoknál (fibrinogén gének, DNS-reparáció, LPL, ACE, stb.) a helyzet lényegesen biztatóbb (KISS, 2007). Tovább bonyolítja a képet a befolyásoló tényezőknek egy új csoportja, az epigenetikai faktorok szerepének felismerése. A továbbiakban áttekintjük szigorúan a vízre, mint a toxikus anyagok egyik közvetítő közegére koncentrálva, azokat az expozíciókat, melyek a népesség egy vagy több jól definiálható részét érintik. Amennyiben jellegzetes eltérések találhatók az expozíciókra adott válaszban a különböző részpopulációk között, kitérünk annak ismert vagy lehetséges – az előzőekben részletezett – okaira is. Figyelembe vesszük a vizek használatának sokféleségét (közüzemi és palackozott ivóvizek, fürdő-, és rekreációs vizek), valamint taglaljuk e vizek kémiai és biológiai különbözőségét is (fertőtlenített, ásvány-, termál- és gyógyvizek, toxikus felszíni vizek, szennyvizek).
10 A humán toxikológiai kockázatbecslés alapja állatkísérlet és epidemiológia. A sztochasztikus anyagoknál kockázati szint, a determinisztikusaknál NOAEL/LOAEL érték. A kísérletes toxikológia toxicitásfogalma azonban inkább a vízminősítés perniciozitásfogalmával (NAGY és mtsai, 2000) harmonizál, tekintve hogy többnyire a vizsgált válasz nem a letalitás, hanem egyéb károsodás (fiziológiai diszfunkció, enzimgátlás, mutációs ráta növekedése, reproduktivitási anomáliák). A kísérletes toxikológiában ugyanis sokkal kisebb a letalitás, mint vizsgálati végpont szerepe (LD vagy LC), mint a vízi ökotoxikológiai vizsgálatokban (Daphnia-, guppi teszt).
11
Az irodalom markánsan megkülönböztet két kifejezést. A sex (szexus, ivar) a biológiai nemet, a gender a társadalmi nemet jelenti.
20 3.
AZ IVÓVIZEK TOXICITÁSA
3.1.
A vezetékes ivóvíz által közvetített toxikus hatások
A légzéshez szükséges levegő mellett a másik olyan médium, melynek fogyasztása nem megkerülhető az ember számára, az ivóvíz. Az ivóvízben jelenlévő anyagokkal az is exponálódik, aki nem fogyaszt vezetékes ivóvizet eredeti formájában. Élelmiszereink és italaink is nagy mennyiségű vizet tartalmaznak, így nem függetleníthetjük magunkat a vezetékes ivóvíz anyagaitól. A különböző típusú, ivóvíz előállítására használt vizek egyébként sem függetleníthetők a környezet többi elemétől. Az 1. ábra szemlélteti azt az ismert tényt, hogy ha egy szennyező anyag megjelenik a környezet valamelyik kompartmentjében, akkor a fizikai, kémiai, geológiai és biológiai sajátságai következtében egy specifikus megoszlást vesz fel. Végső soron az ember többirányú expozícióját fogja okozni, különböző felvételi utakon keresztül. Az ivóvíz tehát életfontosságú tényező, melynek fogyasztása elkerülhetetlen. Ennek következtében a benne megjelenő szennyező anyagokkal a népesség minden tagja érintkezésbe kerül.
1. ábra: A szennyezések terjedése és megoszlása a környezeti elemek között A legkülönbözőbb fizikai, kémiai és biológiai stabilitással rendelkező vegyületek megjelenése az ivóvízben (ha csak µg/l vagy még kisebb nagyságrendben is) visszavezethető a felszíni és a felszín alatti vizek növekvő
21 terhelésére, valamint a víztisztító eljárások nem kielégítő hatásfokára. Kis mennyiségben jelenlévő vegyületek esetében azoknak van komoly kockázati értékük, melyek nagy biológiai aktivitással rendelkeznek: pl. hormonhatásúak, rákkeltők, mutagének. Mindezek megjelenését elősegítik a korszerűnek tekintett, oxidatív víztisztítási technológiák. Meg kell azonban jegyezni, hogy a közvetlenül ivóvízzel felvett veszélyes anyagok csak töredékét képezik annak a károsanyag-mennyiségnek, mely táplálékkal vagy levegővel jut a szervezetünkbe. Ez persze nem menti fel az érintett terület szakembereit a lehetséges műszaki lépések megtételének, a technológia folyamatos optimálásának kényszere alól. Az expozíció csökkentése érdekében fontos első lépcsőfok a veszélyes anyagok azonosítása és a szembesülés egészségi kockázatukkal. A modern ember alapvető joga, hogy tisztában legyen az őt folyamatosan érő környezeti hatások kockázatának mértékével, hogy életvitelét annak függvényében alakítsa Ehhez azonban a különböző kockázatokat számszerűsíteni kell.12 Például egy ismert rákkeltő jelenléte a vízben, talajban, élelmiszerben vagy a levegőben önmagában semmit sem mond, ha nem ismerjük a koncentrációját, biológiai hozzáférhetőségét. Az anyag jelenléténél jóval fontosabb annak tényleges hatását, kockázatának mértékét meghatározni.13 3.1.1.
Technológiai mikroszennyezők, fertőtlenítési melléktermékek
A fogyasztónál, a csapvízben mérhető szennyező anyagok három forrásból származhatnak: – a nyersvízből (felszíni vagy felszín alatti vizek) – a víztisztítási technológia során képződnek, vagy – a vízelosztó hálózatból. A nyersvizekben hidrológiai eredetük és esetleges antropogén szennyezéseik függvényében bármilyen vízoldékony szennyező előfordulhat: nehézfémek, peszticidek, olajszármazékok, aromás szénhidrogének, detergensek, antibiotikumok, sugárzó izotópok, stb. Ezek egy része változatlan formában megjelenhet a tisztított ivóvízben is.
12
Az ún. sztochasztikus dózis–hatás-görbével jellemezhető anyagoknak (karcinogének, mutagének) elméletileg egy molekulája is hatékony lehet. Teljesen biztonságos dózisuk nincs, csak elfogadható mértékű kockázatuk. Ennek mértéke általában 1 µR (10-6 R), jelentése: egymillió emberből az expozíció következtében egy emberben jöhet létre a vizsgált hatás (rákkockázat számításánál a daganat). Ez társadalmi méretekben elfogadható mértékű kockázat, hiszen pl. a gépjármű-közlekedésből eredő halálozási kockázat ennek több százszorosa, azt mégsem akarja senki betiltani. 13
Ennek elmulasztása a szélesebb nyilvánosság körében esetenként indokolatlan pánikot kelthet, hisztérikus reakciókat válthat ki. A kérdés ilyen módon történő interpretációjának iskolapéldája lehetne az 1990-ben lezajlott debreceni ivóvízvita. Ennek során az egyik legjobban kutatott és legjobb higiénés vízminőséget adó hazai felszínivíz-tisztítómű került a támadások kereszttüzébe, mondván vizének fogyasztása daganatos megbetegedést okoz. (Részleteiben lásd: VARGA, 1991c; 1991d; 1991e)
22 Sokkal egységesebb képet mutat a víztisztítás során keletkező melléktermékek csoportja. Eltekintve bizonyos technológiai vegyszerek maradékaitól (segédderítőszerek, aluminium-ionok, stb.) a fertőtlenítés melléktermékei tartoznak ide. A fertőtlenítés, mely a nagy vízműveknél az esetek döntő többségében a klórozás valamelyik fajtáját jelenti, még sokáig elengedhetetlen lépése lesz a víztisztítási technológiáknak. Végül a vízelosztó hálózatban is jöhet létre szennyezés. Egyes csőanyagokból beoldódhatnak (bemosódhatnak) pl. műanyaglágyítók, monomerek, fémionok, azbesztrostok, stb. Emellett a csőhálózatban folytatódhatnak a víztisztítóműben beindult kémiai reakciók is a tartózkodási idő, pH, redoxviszonyok, stb. függvényében. Miután a szennyezések nagyon kis koncentrációban lehetnek jelen egy bonyolult tisztítási technológia során, ezért a veszélyes anyagokat a nagy biológiai aktivitásúak között kell keresnünk. Laboratóriumi gyorstesztekben igen jól mérhető a genotoxikus14 aktivitás, mely indikátora a karcinogén és/vagy mutagén hatásnak is. A nyersvízként használt felszíni vizekben jelenlévő genotoxikus aktivitást az 1970-es években mutatták ki először nyugat-európai vizsgálatok Ames tesztben15. Mutagénnek bizonyult a Rhone, a Rajna és Meuse folyók vize nemcsak bakteriális, de halakon végzett citogenetikai vizsgálatokban is. Amerikai kutatók mutatták ki, hogy a felszín alatti vizek viszont a hulladéklerakók kimosódó szerves anyagainak vannak kitéve. Az ivóvizekben észlelt Ames-mutagenitás paraméterei azonban arról árulkodnak, hogy az döntő többségében nem a nyersvizekből származik. Az ipari és mezőgazdasági szennyezésből eredő mutagenitás ugyanis metabolizmusfüggő, azaz csak az élő szervezet metabolizáló enzimei alakítják át ezeket genotoxikussá, önmagukban nem azok. Az ivóvizekre ennek épp az ellenkezője jellemző, azaz a tesztben direkt mutagenitás mérhető, mely a hozzáadott metabolizáló enzimek hatására csökken (IARC, 1991; OKUN, 1992).16 A felszíni vizekre irányuló figyelem a toxikus és genotoxikus hatások szempontjából már a 70-es évek folyamán áttevődött a tisztított ivóvízre. 1972-ben jelentette ugyanis be az USA Környezetvédelmi Ügynöksége (EPA), hogy New Orleans felszíni eredetű, klórozott ivóvizében 66 különböző halogénezett, kis molekulájú szerves vegyületet azonosítottak, melyek bizonyíthatóan a Mississippi 14
Genotoxikus hatásnak nevezünk minden, a DNS-molekulára valamint az annak működésében szerepet játszó enzimekre gyakorolt károsító hatást. Első szintje a DNS szerkezeti károsodása (száltörés, adduktumképződés, keresztkötés, interkaláció, stb., amely még javítható a reparációs enzimek által. Ha ez nem sikerül, mutáció (rögzült változás) lesz a következmény: gén- vagy pontmutáció, kromoszómamutáció, genommutáció. A daganatkeltők többsége is genotoxikus hatású. 15
Bruce N. Ames és mtsai. által kifejlesztett bakteriális mutagenitási teszt. Salmonella typhimurium genetikailag manipulált (TA 98, 100, stb. jelű) törzseit alkalmazza genotoxikus anyagok ill. környezeti és biológiai minták genotoxicitásának kimutatására (AMES és mtsai, 1975). Részleteiben lásd később. 16
Az Ames-tesztben lehetőség van mindkét típusú genotoxicitás vizsgálatára. Patkánymájból előállított enzimpreparátum (S9) modellezi az élőben lezajló metabolizmust in vitro körülmények között, így az indirekt mutagének is kimutathatók (MARON és AMES, 1983)
23 vizének klórozásakor keletkeztek. Később, az ellátási terület halálozási statisztikáit áttekintve pedig rámutattak egy nem várt összefüggésre. A lakosság körében magasabb arányban szerepelt halálokként a rákbetegség, mint a közelben lakó, másfajta ivóvizet fogyasztók körében (CHEH és mtsai, 1980; GOTTLIEB és CARR, 1982). Nem véletlenül, nagy hastífusz-vízjárványok alapozták meg a klór 1897-től a mai napig is tartó töretlen népszerűségét a víztisztításban. (A XX. században kb. 50%-kal nőtt az emberiség születéskor várható élettartama, amely nagyrészt a vízfertőtlenítéssel előállított egészséges ivóvíznek köszönhető.) A klór erős oxidálószer, meggátolja az algásodást, elpusztítja a patogén mikroorganizmusok nagy részét, gátolja a bevonatképződést, elbontja a szag- és ízrontó, színképző vegyületeket, kicsapja a vasat, a mangánt. Leghatékonyabb formája az ún. szabad aktív klór: vagyis a pH-tól függő disszociáció miatt eltérő arányban jelenlévő hipoklórossav illetve hipoklorit ion. A klórozás számos pozitív tulajdonsága mellett azonban van néhány negatív is, például szerves anyagok lebontása során hajlamos kis molekulájú halogénezett vegyületeket (ún. klórozási melléktermékeket) képezni (I. táblázat). Ezt különösen elősegíti az ún. törésponti klórozás, mely a jelentős ammóniatartalmú vizek esetében szükséges magasabb klórdózisok alkalmazását jelenti (CSANÁDY, 1989).
24 I. táblázat: A klórozási melléktermékek néhány típusa Halometánok (THM) Kloroform Diklórmetán Bróm-diklórmetán Dibróm-klórmetán Bromoform Széntetraklorid
Cl3CH Cl2CH2 BrCl2CH Br2ClCH CHBr3 CCl4
Haloetánok 1,1,2,2-tetraklóretán 1,2-dibrómetán 1,2-diklóretán
CHCl2–CHCl2 BrCH2–CH2Br ClCH2–CH2Cl
Klórfenolok Diklórfenol
Halo-acetonitrilek Triklór-acetonitril Dibróm-acetonitril Haloecetsavak Triklórecetsav
Cl3C–CN Br2CH–CN
Cl3C–COOH
Haloketonok és -aldehidek 2-klórpropenál 1,3-diklóraceton
Cl / CH2=C–CHO ClCH2 –C–CH2Cl O
25 A legismertebb klórozási melléktermékek a relatíve legnagyobb (több tíz μg/l) mennyiségben keletkező trihalometánok (haloformok, halometánok, THM-ek), mint pl. a kloroform. Keletkezésük során a természetes szerves prekurzorok (pl. a különböző humuszfrakciók, melyek a felszín alatti vizekben is jelen vannak) reagálnak a klórral és a mellette mindig jelenlévő brómmal. A THM-eket hepatotoxikusnak tekinti a szakirodalom, egyesekről pedig különböző szintű karcinogenitást17 bizonyító adatokkal rendelkezünk (IARC, 1991). Az EU ivóvízben 30 μg/l-ben maximálta a kloroformkoncentrációt, az EPA pedig az összes THM-re jelölt meg éves átlagos biztonsági szintként 80 μg/l-t. (A határérték-számítás alapja: 70 éves élettartamon keresztül, napi 2 liter víz fogyasztásakor a populáció daganatkockázata 1 és 10 μR közötti érték.) Néhány tanulmány fő toxikus THMként a bróm-diklórmetánt nevesíti, mely koraszülést, vetélést és születési defektusokat okozhat, illetve daganatkeltéssel gyanúsítható a hólyagban és a végbélben (IARC, 1999). Mindazonáltal a WHO szerint is – betegségkockázat szempontjából – a melléktermékek jelenléte az ivóvízben még mindig messze kedvezőbb, mint a fertőző mikroorganizmusoké (IARC, 1991). Eltávolításuk lehetséges derítéssel (flokkuláció), de leghatékonyabb technológia az aktívszenes szűrés. Azonban az utóklórozást, azaz a technológia végpontján alkalmazott klórt, mely a hálózatban védi a vizet, még ezek után alkalmazzák. Így újra lehetőség van az elosztóhálózatban, távvezetékben a melléktermékek további képződésére, amennyiben szerves prekurzorok is jelen vannak. Az ivóvízben megjelenő genotoxikus aktivitás egészségi kockázatának becsléséhez persze elengedhetetlen lenne azonosítani azokat a vegyületeket, melyek ténylegesen felelőssé tehetők ezért. Ez a feladat az alábbiak miatt még belátható ideig nem lesz lehetséges: – Igen nagyszámú vegyület található egy-egy ivóvízben. Az analitikai kémia fejlődésével ezek száma már a több ezernél tart, de már a pontosan azonosítottak száma is meghaladja az ezret. Ráadásul e mikroszennyezők többsége nem éri el az 1 μg-ot sem literenként. – Az azonosított vegyületek döntő többségéről nem áll rendelkezésre genotoxicitási, sem egyéb toxikológiai adat. – A ma már rutinnak számító gázkromatográfiás (GC) technikák számára az oldott szerves anyagok 90%-a nem észlelhető, mert nem illékony vegyületek, polárosak és nagy molekulatömegűek. – Éppen a nem illékony vegyületeket tartalmazó vizek mutatkoznak leggyakrabban (geno)toxikusnak. – Minthogy sok esetben a rendelkezésre álló adatok sem a vegyületek koncentrációi, sem mutagenitásuk tekintetében nem kvantitatívak, az azonosított vegyületek hozzájárulása az összmutagenitáshoz nem derül ki. Hogy a kép még bonyolultabb legyen, a mérhető mutagenitás kumulatív hatás eredménye is lehet, azaz sok kis koncentrációban jelenlévő vegyület összhatása is okozhatja épp úgy, mint néhány igen aktív vegyület. Emellett felléphetnek még antagonista, vagy éppen szinergens hatások is. 17 Az IARC (WHO International Agency for Research on Cancer) szerinti osztályozás: 1bizonyított humán karcinogén, 2A-valószínű humán karcinogén, 2B-lehetséges humán karcinogén, 3-nem besorolható, 4-valószínűleg nem humán karcinogén.
26 Mindezek azt a filozófiai megközelítést igazolják, hogy az analitikai vizsgálatok kiterjesztése és a pontos kémiai összetétel meghatározása helyett a töményített vízminták genotoxikológiai vizsgálata az a lehetséges alapkő, amelyre az adott víz kockázatának becslése ténylegesen épülhet. Ezzel párhuzamosan persze nem mondhatunk le olyan vegyületek vagy kémiai háttérváltozó kereséséről, melyek jelenlétével/mértékével az összmutagenitás leginkább párhuzamba állítható. A THM-vegyületek ugyanis erre nem alkalmasak.18 A modellvegyületek kísérleti körülmények között végzett klórozása jelentős eredménnyel gazdagította ismereteinket az ivóvizek lehetséges genotoxikus anyagainak megismerésében. Számos aminosavról derült ki például, hogy klórral reagálva mutagén terméket képeznek. Az aszparaginsav, a tirozin és a triptofán esetében dihalo-acetonitrilek keletkeznek. Ugyanezek a vegyületek képződnek a természetes vizek algáinak és fulvinsavainak klórozásakor (KOWBEL és mtsai, 1984; IARC, 1991). Az utóbbi évek legnagyobb felfedezése a víztoxikológia területén mégis a klórozott hidroxifuranonok izolálása és azonosítása volt A kémiailag 3-klór-4(diklórmetil)-5-hidroxi-2(5H)-furanon, az egyszerűség kedvéért csak MX-nek nevezett vegyület (2. ábra), mely a természetes vizek szinte mindegyikében jelenlévő humuszanyagok klórozásakor keletkezik, a kezelt vizek legjelentősebb genotoxikus anyagának bizonyult. Az MX átlagos koncentrációja a vizekben ng-os nagyságrendű (2-67 ng/l). A meglehetősen alacsony koncentráció ellenére az MX az ivóvizek mutagenitásának jelentős hányadáért felelős (mutagenitása egymilliószorosa a trihalometánokénak!) (IARC 1991, VARGA 1991a, OKUN 1992).
18 VARTIAINEN és mtsai (1988) jó korrelációjú függvénykapcsolatot találtak az erősen humuszos finn ivóvizek TA 100-as (bázispár-szubsztitúciót jelző) Salmonella törzsben detektálható Ames-mutagenitása, valamint egyes kémiai háttérváltozók (összes szerves szén: TOC és a klórkoncentráció) között:
Mutagenitás(TA100) = A (1–e-kc), ahol c:[TOC][Cl2] mg/l; e: a természetes logaritmus alapszáma, valamint A és k: konstans (r=0,854).
27
2. ábra: A 3-klór-4-(diklórmetil)-5-hidroxi-2(5H)-furanon (MX) és átalakulási formája, az E--klór-3-(diklórmetil)-4-oxo-buténsav (E-MX). Az E-MX nem éri el az MX mutagenitásának egytizedét sem, azonban átalakulhat MX formává. Intenzív kutatás indult el az MX egyéb hatásainak kiderítésére. Állatkísérletekben elsődleges célszervnek a vese és a máj bizonyult. Befolyásolja a máj lipidmetabolizmusát és a vesefunkciót. Nagy dózisban irritálja a gyomor– bél-rendszert. Elsődleges kérdés a vegyület karcinogén potenciálja, mert a genotoxikus hatás ismeretében evidens a gyanú. Az MX-et nem csak bakteriális mutagenitási tesztben, de emlős sejtekben is direkt mutagénnek találták, sőt rágcsálókban is in vivo. Kromoszóma-mutációkat idézett elő emlőssejtekben in vitro és patkányokban in vivo. Sejttranszformációs hatását írták le emlőssejtek tenyészetében. Patkányokban pajzsmirigyrákot és májtumort okozott. Ez utóbbi esetben a tumorsejtek p53 génjében pontmutációkat mutattak ki. Végső következtetésként az IARC az MX-et lehetséges humán karcinogénnek (2B) minősítette (IARC, 2004). 3.1.1.1. Hazai ivóvizeink genotoxicitása Hazai ivóvizeink klórozott hidroxifuranon-tartalmának széleskörű felmérése még várat magára, viszont a mutagenitási és genotoxicitási adatok gyűjtése már az 1980-as években megkezdődött, és egy egységes vízgenotoxicitási vizsgálati rendszer kidolgozására is történt próbálkozás (VARGA, 1991; 1991a). Publikált adatok a budapesti Duna-szakaszról és az ebből előállított ivóvizekről, valamint a Keleti-főcsatorna vizéről, a balmazújvárosi víztisztítóműből és a debreceni ivóvízről érhetők el. TARJÁN és mtsai (1980) számoltak be az Ames-teszttel nyert első hazai (budapesti) eredményekről. A szerzők szerint a dunai vízminták 1980 áprilisában direkt mutagéneket tartalmaztak, míg szeptemberben igen magas
28 indirekt mutagenitást mutattak. Az aknáskutak és a vezetékes víz mintáinak direkt mutagenitását a klórozással magyarázták. Kiváló terepnek bizonyult a genotoxikológiai vizsgálatokhoz a balmazújvárosi felszínivíz-tisztítómű. Egyrészt lehetőség volt két alternatív tisztítási technológia vizsgálatára is, másrészt az előállított ivóvíz két igen hosszú, 16 km-es távvezetéken keresztül éri el Debrecent. Az első vizsgálatok idején (VARGA, 1988; 1988a) még hagyományosnak minősíthető technológiát19 alkalmaztak: a Keletifőcsatorna tiszai eredetű vizét elő- és utóklórozták. A nyersvízben THM nem volt, legmagasabb koncentráció a távvezeték végpontján volt mérhető. A genotoxicitásvizsgálatok 7–20000 x töményített mintákkal, citogenetikai módszerrel (testvérkromatid-kicserélődés, SCE) történtek, emberi limfociták tenyészetében20. Ezek a nemzetközi irodalomban az első emberi sejteken végzett ivóvízgenotoxikológiai kísérletek voltak, ami a kockázatbecslés szempontjából bír döntő jelentőséggel (IARC, 1991). A 20-ezerszeres töményítés már gátolta a sejtosztódást, azaz sejttoxikus hatásúnak bizonyult, míg a kisebb töményítési foknál genotoxikus hatás nem jelentkezett. Töményítés nélkül a távvezeték végén fogadott vízminta kromoszóma-aberrációs (ökogenotoxicitási) tesztben is negatívnak bizonyult kecskebékában (Rana esculenta complex) (VARGA, 1987). 1988 végén az előklórozást ózonozás váltotta fel. Mivel az ózon kb. 20 perc alatt elbomlik, továbbá erősen agresszív a csőanyagokra, az elosztóhálózat védelmére nem alkalmazható. Irodalmi adatok alapján az ózon is képezhet melléktermékeket, melyet a víz mutagenitása jelez, ez azonban granulált aktívszén (GAC) alkalmazásával sikeresen megszüntethető. Általános szabályként megfogalmazhatjuk, hogy minél nagyobb mértékű a prekurzorok (pl. humuszanyagok) oxidatív degradációja az ózonkezelés során, annál inkább csökken a mutagének keletkezésének veszélye a rákövetkező klórozáskor (BULL, 1980; MEIER, 1988). A technológia a váltást követően a következőképpen módosult: az előklórozás kimaradt, a homokszűrők (gyorsszűrés) után ózonos oxidáció következett, majd utóklórozással jutott a víz a távvezetékbe. GAC vagy lassúszűrés nem követte az ózonozást. Az új körülmények között megismételt genotoxicitás-vizsgálat (VARGA, 1991b; 1992) a 7000 x-es töményítésnél a vízminták neutrális, hidrofób (XAD-2/4 műgyantán töményített) frakciója mutatott SCE-gyakoriságot fokozó hatást, de ez individuális volt: csak az egyik (dohányos) donor limfocitáiban volt kimutatható. A három limfocita-donor átlagában a sejteken tapasztalt hatás dózisfüggő, de nem szignifikáns emelkedésként volt értékelhető. Ez tökéletesen egybeesett az előzetesen kapott Ames-mutagenitási eredményekkel, melyben a neutrális hidrofób frakció TA98 törzsben enyhe, de 19
A technológia a felszínivíz-kivételnél durva, majd mikroszűrésből állt, magában a vízműben vegyszerbekeverés (mésztej, kálium-permanganát, porított aktívszén, levegő, alumínium-szulfát, segédderítőszer), előklórozás, derítés és ülepítés, gyorsszűrés (nyitott homokszűrőn) és utóklórozás történt. Ezután a kezelt víz a 16 km-es távvezetékeken keresztül érte el a debreceni fogadóállomást, ahol artézi vízzel keverték. 20
Citogenetikai vizsgálatokat sejttenyészetben (in vitro) és élő állatban is (in vivo) lehet végezni. A klasszikus vizsgálatok: a kromoszóma-aberrációs teszt, a testvérkromatidok közötti kicserélődések számát vizsgáló SCE-analízis és a mikronukleusz-teszt.
29 dózisfüggő emelkedést mutatott, metabolikus aktiválással (VARGA, 1992). Az ugyancsak elvégzett kromoszóma-aberrációs vizsgálatban semmilyen emelkedés nem volt kimutatható a kontrollhoz képest. A limfocita SCE-vizsgálatok alapján egyrészt megállapíthatjuk, hogy a sejtek érzékenységében jelentős interindividuális (egyénre jellemző) különbségek lehetnek, ami egyben jelzi a Salmonella/Ames teszt korlátait is a vízgenotoxikológiában. Másrészt a másik vizsgált citogenetikai végpont, a kromoszóma-aberráció nem elég érzékeny ahhoz, hogy mikroszennyezők kimutatására használjuk. Az "ózon-plusz-klór-mínusz(GAC/lassúszűrés)" technológia tanulmányozásánál kapott eredményeket érdemes egybevetni KOWBELL és mtsai (1984) adataival. Ők TA 100-as törzsben találtak mutagenitást talaj eredetű fulvinsav ózon+klóros kezelése során. A hasonlóságot a következő tényekkel magyarázhatjuk: (1) a Keleti-főcsatorna (a nyersvíz) lebegőanyagának humuszfrakciója kizárólag fulvinsavat tartalmaz (humuszanyagok: 12-15%, agyagásványok: 5060%) (SZALAY és mtsai, 1987), (2) a kezelés során alkalmazott ózondózisok igen alacsonyak (heti átlag: 0,13 mg/l ± 0,1), és (3) ezt egy hosszú kontaktidejű és nagydózisú klórexpozíció követi (VARGA, 1992). További tanulság, hogy a THM-koncentrációk jelentős csökkenése a csak klóros technológiához képest (mint ez esetben mérhető volt), nem jelenti feltétlenül a genotoxikus potenciál csökkenését is. Ózonos víztisztítási technológiát a budapesti ivóvíz előállításánál is alkalmaznak. Az ezzel kapcsolatban megjelent hazai tanulmányok azonban jelentős metodikai hiányosságokat mutatnak (SUJBERT és mtsai. 1993; 2006). Például a töményítési módszerek sokfélesége miatt sérül az összehasonlíthatóság követelménye. További gondot jelent a genotoxicitás vizsgálatának módszere. Eredmények csak a Salmonella typhimurium leggyakrabban használt TA 98 és 100-as törzsével vannak. Az ózonos kezelés esetében viszont a nagyszámú oxigenált, reaktív vegyület sok esetben csak – a 80-as évek végétől már rendelkezésre álló –, oxidatív mutagénekre érzékeny törzsekben (pl. TA 102) mutat pozitivitást. Hazai ivóvizeinket egyre nagyobb arányban állítják elő felszíni vizekből (kb. 12 %-át), illetve mélységi vizeink nagy része (Dél-Alföld) jelentős huminsavtartalommal rendelkezik, ezért feltételezhetően itt is számíthatunk a klórozott hidroxifuranonok ill. egyéb klórozási melléktermékek megjelenésére. Azonban a genotoxicitás egységes mérésére kidolgozott elvek (VARGA 1991; 1991a) anyagi okokból a mai napig nem vonultak be a gyakorlatba és erre egyre kisebb az esély is. A trihalometán-mérések ma már rutinszerűen zajlanak a nagyobb vízműlaboratóriumokban, azonban ez legfeljebb a technológia állapotára és az üzemelés biztonságára vonatkozóan szolgáltat adatokat. Egy MXvegyületekre vonatkozó mérési sorozat lezajlott a 90-es években, az Országos Környezet-egészségügyi Intézet (OKI) koordinálásában, finnországi segítséggel. A nyolc vizsgált hazai, törésponton túl klórozott ivóvíz (Szolnok, Balatonfüred, Siófok, Abony, stb.) vizsgálata kedvező, negatív eredménnyel járt, kivéve az abonyi igen huminsavas ivóvizet, amelyben ugyan MX nem, de az E-MX kimutatható volt (BORSÁNYI, személyes közlés).
30
3.1.1.2. Epidemiológiai kockázata
adatok,
a
fertőtlenítési
melléktermékek
egészségi
A THM-mérési adatok ismeretében aránylag korán megindult a klórozási melléktermékeknek kitett vízfogyasztók (egyének és populációk) epidemiológiai vizsgálata. A legtöbb vizsgálat az urogenitális apparátus daganataira irányult, ezen belül is a húgyhólyagot tekintették elsődleges célszervnek (IARC, 1991). A II. táblázatban epidemiológiai tanulmányok összefoglalását látjuk, mégpedig a pozitív összefüggéssel zárult vizsgálatok eredményeit a klórozott ivóvízfogyasztás és a hólyagtumorok kialakulásának gyakorisága között. A táblázatban láthatjuk az érintett népesség adatait, valamint az ivóvízről rendelkezésre álló kémiai vagy biológiai mérések eredményeit. A táblázat értékeléséhez azonban néhány epidemiológiai alapfogalmat is tisztáznunk kell. Az ún. kohorszvizsgálatban, mely egy prospektív tanulmány, egy exponált csoportot követünk. Az új betegek arányát (incidencia) regisztráljuk és hasonlítjuk össze a nem exponált, illesztett kontroll csoport incidenciájával. A kettő hányadosa adja a relatív kockázatot (relative risk, RR). Az eset-kontroll vizsgálatokban valamely betegségekben szenvedő vagy meghalt egyének esetében kutatjuk, hogy jelen volt-e múltjukban az expozíció. Összehasonlítva az illesztett, egészséges kontroll csoport expozíciós történetével, kapjuk az esélyhányadost (odds ratio, OR). Ha az RR vagy az OR értéke 1,0-nál nagyobb: az összefüggés pozitív, azonban ez csak akkor elfogadható, ha a zárójelben megadott 95%-os konfidenciaintervallum alsó értéke is nagyobb 1,0-nél. Értelemszerűen az eredmény annál megbízhatóbb, minél nagyobb az RR (vagy az OR), és minél szűkebb a hozzá tartozó konfidenciaintervallum. 1,0 értéknél kisebb OR vagy RR esetében negatív összefüggés áll fenn, vagyis a vizsgált tényező profilaktikusnak, azaz védő hatásúnak tekinthető.
31 II. táblázat: Tanulmányok, melyek pozitív összefüggést mutattak a klórozott ivóvíz fogyasztása és a hólyagtumor incidenciája között
Az előző táblázatban bemutatott néhány pozitív összefüggés azonban száznál több statisztikai értékelésből adódott, vagyis lényegesen több adat szól az összefüggés hiánya mellett (IARC, 2004). A hólyagrák mellett felmerült egyéb lokalizációjú daganatok etiológiájában is a klórozott ivóvíz fogyasztásának szerepe. DOYLE és mtsai (1997) az Iowa Women's Health Study keretében 55-69 éves nők követéses vizsgálatát végezték. A 14-278 μg/l kloroformkoncentrációt tartalmazó vizeket fogyasztóknál a vastagbél és tüdőtumor, valamint a melanómák relatív kockázatát találták magasabbnak. KOIVUSALO és mtsai (1997) finnországi vizsgálataik során (lásd még a táblázat első sorát), nők esetében végbél-, nyelőcső- és emlőrák relatív kockázatának enyhe emelkedését számolták. A vastag- és végbél érintettségét az eset–kontroll-vizsgálatok is alátámasztották (HILDERSHEIM és mtsai, 1998; KING és mtsai, 2000), de találtak összefüggést vese-, agy- és hasnyálmirigytumorral is (IARC, 2004).
32 A 2000-es években már molekuláris epidemiológiai tanulmányok is születtek, INFANTE-RIVARD és mtsai (2002) pl. a GSTT1-null polimorfizmust hordozó speciális szubpopuláció esetében a magas THM-koncentrációjú vizet fogyasztóknál akut limfoid leukémiára OR = 9,1 [1,4-57,8] esélyhányadost számoltak. (Itt a detoxikációban szerepet játszó enzimek közül a glutation-Stranszferáz egyik polimorfizmusáról van szó, mely pl. uroteliális eredetű daganatok kockázati tényezőjeként ismert (KISS, 2007)). Felülvizsgálva az 1991-es IARC értékelés óta összegyűlt kísérletes és epidemiológiai adatokat, 2004-ben a klórozott ivóvizet a rákkeltés kockázata szempontjából továbbra is a 3. kategóriába sorolták. A legveszélyesebbnek tartott trihalometán: a bróm-diklórmetán státusza sem változott, 2B kategóriás maradt (IARC, 2004). Ennek fényében továbbra is érvényesnek tekinthető az az egykori, az első new-orleansi adatokból kiinduló kockázatbecslés, mely szerint kb. 900 liter klórozott, felszíni eredetű ivóvíz elfogyasztásának kockázata megegyezik 1,4 szál cigaretta elszívásának kockázatával, a daganatkeltő hatás szempontjából (VARGA, 2007). 3.1.2.
Azbesztrostok az ivóvízben
Az ivóvíz a vízkezelés után az elosztóhálózatban is szennyeződhet egészségre káros anyagokkal. PVC csövekből nagyobb mennyiségű vinilkloridmonomer ill. műanyaglágyító adalék, míg a réz- és ólomcsövekből fémionok szabadulhatnak fel. Tipikus szennyező csoportot képeznek az azbesztek is. Az azbeszt rostos szerkezetű szilikátásványok összefoglaló neve, egyes fajtái jól ismert szilárd fázisú karcinogének (IARC, 1977; VARGA, 2012c). Kristályszerkezetük alapján két osztályba soroljuk ezeket: a szerpentin és az amfibol osztályba (3. ábra). Az ivóvíz több módon is szennyeződhet azbesztrostokkal, ez pedig a teljes vízfogyasztó populáció expozícióját jelenti (VARGA, 2005), vagyis nem korlátozódik az azbesztmunkások szűk csoportjára. Egyik lehetőség a felszíni és felszín alatti vizek érintkezése az ásványtartalmú kőzetekkel, esetleg hulladéklerakókkal. Az azbeszttartalmú szennyvizek és a levegőből ülepedő rostok a felszíni vizeket szennyezik, lehetővé téve a rostok ivóvízbe kerülését (COOK és mtsai, 1974; CONFORTI és mtsai, 1981). Hazai viszonyok között azonban csak az azbesztcement (AC, "eternit") csövek falából az ivóvízbe mosódó rostok jelenthetnek reális veszélyt. Ehhez azonban speciális kémiai körülmények kellenek (lágy és savas pH-jú víz, ún. agresszív széndioxid jelenléte). Fontos megemlíteni, hogy ezeket a csöveket elsősorban éppen olyan helyeken használják, ahol az acél vagy vascsövek esetében korróziós problémák jelentkeztek az agresszív széndioxid jelenléte miatt (VARGA, 1989).
33
3. ábra: Az azbesztásványok osztályozása
34 3.1.2.1. Az azbesztrostok higiénés megítélése Az ivóvízben jelenlévő azbesztrostok higiénés jelentősége ma még nem teljesen tisztázott (VARGA, 2000; 2005), de mint ismert környezeti karcinogének – hosszabb időn át belélegezve tüdőrákot (bronchuskarcinómát), valamint mellhártya- és hashártyadaganatot (pleurális és peritoneális mezoteliómát) okozhatnak –, esetleges jelenlétük az ivóvízben mindenképpen figyelmet érdemel. Genotoxikus hatásuk nem bizonyított, viszont szinergens hatást fejthetnek ki a policiklusos aromás szénhidrogének, illetve az ivóvizek egyéb szerves szennyezői által kiváltott muta- és karcinogenezisben. Ennek számos módja képzelhető el, pl. a szerves anyagoknak a nagy fajlagos felületű rostokon történő megkötődése és feldúsulása, a sejthártyára gyakorolt hatás, a membránon való átjutás elősegítése, vagy a vegyületek karcinogén anyagokká történő átalakításáért felelős enzimek indukciója (VARGA, 1996).21 A tápcsatornába kerülő azbesztrostok az állatkísérletek szerint a vékonybél falán keresztül gyorsan penetrálnak. Hamar megjelennek a nyirokban, a vérkeringésben, és sokáig kimutathatók különböző szervekben és testfolyadékokban (COOK és OLSON, 1979). Az emberi boncolások a cseplesz erős akkumulációs hajlamára hívják fel a figyelmet, a rostok tartós jelenléte pedig hashártyadaganatok kialakulásához vezethet. Az állatkísérletek mégsem jeleznek daganatkeltő hatást még folyamatos, nagydózisú azbesztetetés mellett sem (VARGA, 1996; VARGA és mtsai, 1996a; 1996b). Egyes epidemiológiai tanulmányok összefüggést jeleznek az ivóvíz azbeszttartalma és különböző lokalizációjú – elsősorban a gyomor–bél-rendszer – daganatai között az exponált népességben, míg mások semmilyen összefüggést nem találtak sem a daganatos mortalitás, sem a morbiditás tekintetében (IARC, 1977; CONFORTI és mtsai, 1981). A kutatások paradoxona, hogy míg az inhalált rostok karcinogenitásában nagy szerepet tulajdonítanak a dohányfüstből adszorbeált anyagoknak, a tápcsatornába került rostok esetében senki nem vizsgálta a felületen megkötött szerves vegyületek lehetséges hatását. Ez azért lenne elengedhetetlen, mert mint az előző fejezetekben láttuk, a kezelt ivóvizek jelentős mennyiségben tartalmaznak szerves mikroszennyező vegyületeket, melyek közül számosan biológiailag aktívnak (genotoxikusnak, mutagénnek és/vagy állatban karcinogénnek) bizonyultak. Az ivóvíz eredetű azbesztexpozícióval foglalkozó epidemiológiai tanulmányok azonban nem szenteltek figyelmet a szerves mikroszennyezőknek, pedig a mennyiségükben és összetételükben rejlő különbségek magyarázattal szolgálhatnának az ellentmondó végeredményekre (VARGA, 2000). 21
Az azbesztrostok karcinogenitásának mechanizmusát ma már kiterjedten tanulmányozzák a legkülönbözöbb kísérleti rendszerekben. Napjainkig vitatott kérdés genotoxicitásuk, citogenetikai tulajdonságaik alapján azonban feltételezhető, hogy ún. multilókusz deléciókat okoznak. A klasszikus megközelítés szerint a rostok tumorpromóterek, de ez nem zárja ki az egyidejű iniciátor–promoter hatást sem, vagyis a karcinogenezis két első lépésében lehetnek hatékonyak. Ennek lehetőségét támasztja alá a dohányfüstben jelenlévő policiklusos indirekt vagy prokarcinogének megkötődésének lehetősége, és együttműködésük a légzőszervi daganatok előidézésében.
35 Az egyes országokban az AC vezetékek részaránya az ivóvízellátásban nagy különbségeket mutat. Az egyik véglet Finnország és Svédország a teljes csőhálózat mindössze 4 %-ával, a másik Belgium, 75 %-kal. Magyarországon 1971-1990-ig folyt az AC nyomócsövek folyamatos gyártása. Az addig lefektetett mennyiség igen jelentős, kb. 8300 km, standard 200 mm csőátmérőre átszámolva ez mintegy 18 900 km volt (VARGA, 1989). Ez az adat azonban azonban nem reprezentálja a hazai teljes csőhálózatot, mert Nyergesújfaluban már 1933 óta gyártottak hasonló csöveket, valamint import csövek is lefektetésre kerültek. (VARGA, 1993). Az AC nyomócsövek 15 % körüli azbesztmennyiséget tartalmaznak, amely többnyire krizotilból és amozitból vagy krizotilból és krokidolitból tevődik össze. A maradék részt teszi ki a cementmátrix. Az irodalom szerint az ivóvízben előforduló azbesztrostok döntő többsége extrémen kis méretű. Például a típusos krizotilrost 0,03-0,1 µm átmérőjű és 0,5-2 µm hosszú, egy elemi fibrillum tömege 10-17 g nagyságrendű, míg a rostkötegek a 10-16–10-12 g intervallumba esnek (COMMINS, 1983). Ma már jelentős számú az ivóvizek azbeszttartalmáról publikált adat, ezek döntő többsége azonban Észak-Amerikára korlátozódik. Pontos információ az ivóvízben jelenlévő rostokkal kapcsolatban nem áll ugyan rendelkezésre, de az USA-ban és Kanadában publikáltak néhány adatot az azbesztkoncentrációk országos megoszlásáról. 365 egyesült-államokbeli minta 11,2 %-a >10 millió, 359 kanadai minta 5 %-a >10 és 0,6 %-a >100 millió rostot tartalmazott literenként (IARC, 1977; COMMINS, 1983). Ezek az adatok igen magasnak tűnhetnek, azonban 1 millió rost tömegben kifejezve: krizotil esetében mindössze 0,5 ng, amfibolok esetén 0,2 µg. 3.1.2.2. Azbesztrostok hazai ivóvizekben Az azbesztrostok analitikai vizsgálata ivóvízből nem tekinthető rutinfeladatnak. A korábban már hivatkozott, a Keleti-főcsatorna és Debrecen közötti távvezetékek egyike azbesztcementből készült (átmérője 600 mm, hossza 16 km). A vezeték csövei krizotil- és krokidolitazbeszt, valamint S-54 szulfátálló cement felhasználásával, hideg gőzöléses eljárással készültek Selypen. A vezetéket 1973-ban fektették le, és 1976 óta folyamatosan üzemel. A csővezetékben szállított víz mérsékelten agresszív jellegűnek minősül az alábbi, agresszivitási indexet (AI) meghatározó képlet szerint: AI = pH + log10 (AH) ahol A az összlúgosság, H a kalciumkeménység, mindkettő mg/l CaCO3-ban kifejezve (KANAREK és mtsai, 1981). Mérsékelten agresszívnak 10-11,9 közötti értéknél tekintjük a vízmintát, agresszív <10, nem agresszív 12 értékeknél. Mind a vezetett víz agresszivitása, mind annak hosszú tartózkodási ideje és turbulenciája a vezetékben kiváló lehetőséget nyújtott a rostbemosódás tanulmányozására. A vezeték végpontjára szerelt mintavételi csapból 20-50 literes térfogatokat szűrtünk át bakteriológiai membránfilteren (0,45 μm), és egy esetben
36 makroszkópos méretű azbesztrostot találtunk, melyet morfológiája alapján krokidolitnak azonosítottunk (4. ábra). A fogadott víz sorozatos szűrését követően a szűrőmaradék vizsgálatával próbálkoztunk az ásványtanban bevált termogravimetriás (derivatográfiás) analízissel, majd ennek sikertelenségét követően a membránfilterek felszínének közeli infravörös reflexiós mérésével. Azonban feltehetőleg a túl kis mennyiségek miatt a módszerek nem bizonyultak alkalmazhatónak (VARGA és GROSKA, 1989). Így kénytelenek voltunk az irodalomban már sikeresen alkalmazott, ám rutinvizsgálatra alkalmatlan elektronmikroszkópos vizsgálatok felé fordulni. Minthogy az azbesztrostok elemi fibrillumainak átmérője akár 0,01 µm is lehet, tényleges mennyiségi meghatározásuk (számlálásuk) csak elektronmikroszkópia alkalmazásával lehetséges. Erre elsősorban a transzmissziós technika (TEM) alkalmas. A scanning elektronmikroszkópia (SEM) kvantitatív analízisre nem javasolt kisebb felbontóképessége miatt (BYRNE, 1982). Az elektronmikroszkóp mikroanalitikai mérésekre is alkalmassá tehető, pl. röntgenvagy elektrondiffrakciós spektrum előállításával. TEM technikával csak igen kis térfogatokat (1 μl) tudtunk vizsgálni közvetlen felcseppentéssel. 5000–27000 x-es nagyítással nem találtunk azbesztrostként értékelhető partikulumokat. SEM technikával sikerült 3x3 mm-es membráfilter darabokat végigpásztázni. Két mintában morfológiája és röntgenspektruma alapján krokidolitként azonosítható rostköteget találtunk. Az 5. ábra egy rostköteget és elemi összetételét mutatja. A röntgenspektrum a szilícium és a vas dominanciáján kívül a mangán és a kalcium jelenlétére is utal. Ez azonban természetesnek tekinthető, mivel kémiailag tiszta formában környezeti mintákban az azbeszt ritkán fordul elő. Különböző fémnyomok, leggyakrabban nikkel, króm, alumínium és mangán szennyezik a rostok felületét (MOSSMANN és CRAIGHEAD, 1981; VARGA, 1990).
37
4. ábra: Makroszkópos méretű rostköteg (3 mm) membránfilteren szűrt ivóvízmintából (fent), és kinagyított részletei (AI=10,8)
38
5. ábra: Ivóvízből származó kb. 35 μm-es krokidolit rostköteg scanning elektronmikroszkópos felvétele és az objektum röntgenspektruma. (A felvétel rossz minősége a membránfilter elektromos feltöltődésének következménye.) A szilicium és a vas csúcsa egyértelműen krokidolit azbesztre utal, a kalcium és a mangán pedig környezeti eredetű. A III. táblázatban az EM vizsgálatok során negatívnak és pozitívnak talált térfogatok alapján becsült mennyiségi értékeket foglaljuk össze. 3.1.2.3. Az ivóvíz-azbesztanalitikai vizsgálatok eredményeiből levonható következtetések A fentebb ismertetett ivóvíz-azbesztanalitikai vizsgálatok első és egyben a mai napig egyetlen publikált hazai vizsgálatsorozat eredményei. A modellkísérlet helyszínének megválasztása több szempontból is indokolt volt. Mind a 16 km-es vezetékhossz, mind a kémiai paraméterek az azbesztrostok megjelenésének veszélyét realizálták a Keleti-főcsatorna–Debrecen távvezetékben, következésképp a debreceni ivóvízben. További indokot szolgáltattak a korábban elvégzett fénymikroszkópos vizsgálatok (VARGA 1989). A fénymikroszkópos vagy makroszkópos méretű rostok előfordulása igen ritka, a minták nagyfokú inhomogenitása miatt esetlegesnek mondható. Egy esetben mégis sikerült, ún. kommerciális méretű rostköteget találni egy 50 l-es térfogatú mintában. Nyilvánvaló a lehetséges rostméretek ismeretében, hogy kvantitatív eredmény csak nagy érzékenységű műszeres analitikai vizsgálattól várható, viszont az elektronmikroszkópiának a rutin vízanalitikában történő felhasználására nem lehet számítani.
39 III. táblázat: Ivóvíz azbesztanalitikai adatok a számolt agresszivitási indexekkel (AI) és a rostkoncentrációk becsült értékeivel az EM vizsgálatok alapján
Minta
Agresszivitási index
Nyersvíz (Keletifőcsatorna) 1.
11,84
2.
11,65
Szűrt (indított víz) 1.
11,34
2.
11,09
Fogadott víz I. (acélvezeték: kontroll) 1.
11,35
2.
11,15
Fogadott víz II. (AC vezeték) 1.
11,37
2.
11,06
3.
11,07
4.
11,16
5.
11,06
rost/l (TEM)
< 10
rost/l (SEM)
6 < 5 x 10
< 10
6 < 5 x 10
< 10
2
6 < 5 x 10
< 10
3
2
6 < 5 x 10 < 5 x 10 > 2 x 10 > 10
2
2 2 2
40 EM vizsgálataink során az AC távvezeték végpontján vett néhány mintából krokidolit rostokat sikerült azonosítanunk. Sem azonos, sem eltérő típusú rostokat a többi (nyers, szűrt, vascsőben vezetett) vízmintából nem mutattunk ki. Eredményeink kvalitatívak, melyek alapján pontos koncentrációértékeket nem adhatunk meg. A pozitívnak talált mintatérfogatok alapján azonban becsülhető, hogy a vizsgált ivóvízben a rostkoncentrációk mindenképp a 105/l-nél kisebb tartományban helyezkednek el. Technikai előrelépést csak nagyobb mintatérfogatokat vizsgálni képes TEM módszertől várhatnánk. Eredményeinket időközben más jellegű vizsgálatok is megerősítették. TIMBRELL ún. MALS (mágneses térben végzett fényszórásos) technikával (GALE és TIMBRELL, 1980; TIMBRELL, 1980), illetve annak egy továbbfejlesztett verziójával az azonos mintavételi helyről származó minták üledékéből krizotil és krokidolit rostokat azonosított. A rostok – vizsgált fizikai paramétereik alapján – megegyeztek a csőfalból vett minta, ill. a gyártáshoz felhasznált nyers azbeszt rostjaival. A vízműből és a távvezetékből párhuzamosan vett egyéb (nyers, szűrt, vascsőből származó fogadott) mintáinkat a MALS analízis rostmentesnek találta (TIMBRELL, személyes közlés). Mindkét vizsgálatsorozat a minták nagyfokú inhomogenitását jelzi, vagyis igen kicsi az esélye annak, hogy egy éppen kimosódott rostköteg, vagy annak szétbomló szálai a mintába kerülnek. A rostkimosódás mértéke a becsült adatok alapján megnyugtatóan alacsonynak tűnik az irodalmi értékekhez viszonyítva. Ez nem csak az agresszivitási index korlátozott érzékenységére hívja fel a figyelmet a rostkimosódás előrejelzésében (VARGA 1989, 1990), hanem felveti az eredmények összevethetőségének problémáját is. Az irodalmi adatok döntő többsége ugyanis olyan vízellátó rendszerekre vonatkozik, amelyeknél a szennyezettség elsősorban a nyersvízből származik (USA, Kanada). Ez geológiai vagy ülepedési jellegű szennyezésre utal, tehát permanens és – legalábbis bizonyos tartományon belül – konstans koncentrációkat feltételez. Ezzel szemben a bizonyos mértékig erodálódott AC vezetékekben szállított vizek azbesztanalitikai eredményei nem, vagy csak alacsony szinten reprodukálhatók a rostok vagy kötegeik sztochasztikus megjelenése miatt.
3.1.2.4. Teendők a toxikológiai kockázat csökkentése érdekében Milyen stratégia segíthet ezek után az AC vezetékek higiénés kockázatának megítélésében? A fentiekből következően egyik lehetőségnek a csőanyag laboratóriumi vizsgálata tűnik. A rostkimosódás előrejelzésének gyakorlati szempontból valamelyest adekvátnak tekinthető módját a cső anyagának különböző agresszivitású oldatokban elvégzett erózióvizsgálata jelentheti. A műszaki védekezés természetesen a konkrét adatok hiányában is megtehető. A szállított víz mész-szénsav egyensúlyának helyes beállítása megvédi a cementmátrixot, és a rostkimosódás esélye jelentősen csökkenthető. A csőfal élőbevonata szintén védőhatást jelent, ennek túl gyakori (mechanikai)
41 eltávolítása22 is a rostok vízbejutásának kedvez. A mechanikai beavatkozások ritkítása csökkenti a rostbemosódást. A vízanalitikai laboratóriumok, valamint vízműveink jelenlegi működési körülményei között ennél több “prevenciós aktivitás” nem is várható el a hazai gyakorlati szakemberektől. A másik stratégia a mérések rendszeressé és reprodukálhatóvá tétele lenne, pl. valamilyen “csapda” eljárás kidolgozásával, nagyérzékenységű műszeres mérésekkel kiegészítve. Erre az itthoni viszonyok ismeretében kevés az esély. A rutinmérések végzése céljából Budapestre került egyetlen MALS készülékkel pedig 12 év alatt vízmintákból sajnos még csak tájékoztató jellegű mérésekre sem került sor (TIMBRELL, személyes közlés). Ha ma még nem is lehet közvetlen kockázatbecslést végezni a tápcsatornába került azbesztrostok daganatkeltő hatásával kapcsolatban, tekintélyes mennyiségű adat gyűlt össze mind a kísérletes kutatás, mind az epidemiológia területéről. Igaz, hogy az állatkísérletek nem bizonyították a tumorok kialakulását, az epidemiológiai vizsgálatok szerint az ivóvíz eredetű azbesztrostok fokozhatják a rákkockázatot. Napi 2 liter ivóvíz fogyasztását feltételezve (ÉszakAmerikában átlagosan: 110 000 rost/l) ez egy további gyomor–bél-rendszeri tumorért tehető felelőssé 100 000-es népességben, 70-éves expozícióra számolva. Más szóval a számított kockázat: 10 μR. Higiénés határérték felállításának szükségessége ezek alapján pl. az USA-ban, az 1990-es években újra terítékre került (OKUN 1992), míg a WHO erre akkor sem, és azóta sem látott indokot (WHO 1993). Amennyiben hasonló adszorpciós hajlam áll fenn az azbesztrostok és az egyéb mikroszennyezők között, mint azt a policiklusos szénhidrogének esetében számos tanulmány bizonyítja (IARC, 1977; MOSSMAN és CRAIGHEAD, 1981; VARGA és mtsai, 1998; 1999; 2006; VARGA és SZENDI 2006; KILBURN, 2007), akkor az analógia kézenfekvő. Nem állnak ugyan rendelkezésre az ivóvíz eredetű azbeszt és klórozási melléktermékek együttes hatását vizsgáló epidemiológiai tanulmányok, de egyes arének, pl. a benz(a)pirén vagy az 1-nitropirén esetében bebizonyított megkötődés és feldúsulás a rostokon. Továbbá az állatkísérletekben talált kogenotoxikus hatás más – az ivóvízben jellemzőbben, nagyobb koncentrációban vagy nagyobb biológiai aktivitással jelenlévő – vegyületek esetében ugyanígy felléphet a rostkoncentráció és az adszorpciós kapacitás függvényében. E tekintetben elsődleges fontosságot kell tulajdonítanunk a pl. a klórozott furanonszármazékoknak (lásd 3.1). E vegyületekkel kapcsolatban éppen ezért minél előbb kísérletes bizonyítékokhoz kell jutnunk.
22
A műszaki szakemberek gyakran használják az ún. csőgörényezést a csövek belső élőbevonatának eltávolítására. Kétségtelenül az élőbevonat-képződés nagy hátránya, hogy elfogyasztja az adagolt klórt. Ez pedig melléktermék-képződéshez vezet, valamint emelni kell a klórkoncentrációkat a vezeték kezdőpontján. Egyes vízellátó rendszerek kezelői viszont a prevenció leghatékonyabb útját választva, az eddigi közlések alapján egyszerűen az AC-vezetékek lecserélése mellett döntöttek. Például Pécs Integrált Városfejlesztés Stratégiájában olvasható: "Kicserélésre vár az 1940-es, 1950es években lefektetett 120 km-nyi azbesztcement vezeték egészségügyi okokból…" (PÉCS MJV, 2008).
42 3.2.
Palackozott vizek, ásványvizek toxikológiája
Elterjedt nézet, hogy a palackozott vizek (Magyarországon ez leggyakrabban ásványvizet jelent), biztonságosabbak és egészségesebbek a csapvíznél. A klór és egyéb fertőtlenítőszerek melléktermékképzése – az ivóvízkezelés során, ill. a hálózatban – jól ismert. A palackozott vizek esetében azonban hetekig-hónapok telhetnek el a palackozásuk és elfogyasztásuk között. Ez alatt a különböző (kedvezőtlen, vagy akár extrém) tárolási körülmények jelentősen ronthatják a víz minőségét. Mikrobiológiai szempontból – tekintve, hogy tartós fertőtlenítő hatású szer (pl. klór) alkalmazása a palackozott vizek esetében tilos (65/2004; 59/2006 sz. rendeletek) – a palackozott víz mindenképp rosszabb minőségű a korrekt módon fertőtlenített csapvízénél. Az ásványvizek fogyasztásának ma konjunktúráját éljük Magyarországon. Természetesen az ivókúra, mint a balneoterápia egyik módszere, nem keverendő össze az ásványvizek széleskörű fogyasztásával. Magas sótartalmú vizek kismennyiségű, kúraszerű fogyasztása23 erős befolyást gyakorol a gyomor–bélrendszer működésére, a szervezet sóháztartására és a kiválasztásra. Az átlagpopuláció ásványvíz-fogyasztása viszont az elsődleges prevenció témaköréhez tartozik. (A közfogyasztásra szánt ásványvizek élelmiszeripari terméknek tekintendők.) Sajnos ma még nem az összetétel játszik szerepet a víz kiválasztásánál, pedig az oldott anyagok között sok olyat találunk, amely természetes hiányokat pótol. Gondoljunk itt a fluoridra vagy a jodidra, de sok nyomelem is pótolható a megfelelő ásványvíz fogyasztásával úgy, hogy ezek természetes mátrixban vannak jelen. De említhetjük a magas hidrogénkarbonáttartalom savlekötő hatásait is, mely megelőzheti gyomorsav túltengésével kapcsolatos betegségek (reflux, gyomor- és nyombélfekély, Helicobacter pylorifertőzés) kialakulását. Bizonyos ásványvizek fogyasztása természetesen elővigyázatosságot igényel pl. vesekőbetegség esetében. A kockázatok tudatosítása szintén fontos egészségnevelési feladat. De eltúlozni sem kell a veszélyeket. A nátriumban gazdag ásványvizek ivását hipertóniás beteg esetében sem tarthatjuk reális kockázati tényezőnek, hiszen pl. a ritkán előforduló, aránylag magas 200 mg/l-es Na+ koncentráció mellett pl. 5 liter vizet kellene elfogyasztani 1 gram nátrium beviteléhez, amely még nem tekinthető jelentős mennyiségnek24 (VARGA, 2006a). Magyarországon az 1970-es évek csekély, kb. 2 l/fő/év ásványvízfogyasztását, főleg a rendszerváltás óta tapasztalható exponenciális növekedéssel, feltornázta a németországi-ausztriai 110 l/fő/év szintre. Ennél nagyobb fogyasztásokat produkál Franciaország: 150 l/fő/év, ill. Olaszország: 180 liter/fő/év.25
23
Nagy sótartalmú gyógyvizeket orvosi rendelvényre, ivókúra céljára használnak. Indikációjuk alapján lehetnek hashajtó, epehajtó hatásúak, gyomorsavlekötők, stb.. Ezekből csak napi néhány dl fogyasztható (pl. Igmándi, Mira, Ferenc József, Salvus, stb.) 24
A WHO ajánlása a napi NaCl-bevitelre: 5g.
25
A Magyar Ásványvíz Szövetség és Terméktanács adatai.
43 3.2.1.
Az ásványvizek autochton toxikus anyagai
A toxikológiai szempontból orális expozíciót (és gyomor–bél-rendszeri abszorpciót) jelentő ásványvizekre is igaz lehet az, ami termális fürdővizekre, hogy a szerves frakció jelenléte nagyban befolyásolhatja az oldódási ill. felszívódási viszonyokat (lásd ott). Erre vonatkozóan igen kevés adat áll rendelkezésre. Fontos azonban megemlíteni, hogy legalább annyi káros (toxikus) mikroszennyező szerves anyag található az ásványvizekben, mint a vezetékes csapvízben. Míg az utóbbiaknál a klórozási melléktermékek jelenléte aggályos, az ásványvizek esetében a mélységben – természetes szintézissel – keletkező és így autochtonnak tekinthető vegyületek (pl. az aromás, ún. BTEX-ek: benzol, toluol, etilbenzol és xilol) említendők (PAGE és mtsai, 1993). 3.2.2.
A PET-palackok anyagainak megjelenése a vízben
Egy másik megfontolandó veszély a vizek palackozásánál lép fel. A különböző színű és méretű PET (polietilén-tereftalát) palackok szinte teljesen kiszorították a nemzetközi és a hazai piacról is elődeiket, az üveges vizeket, számos előnyük miatt: kémiailag ellenállók, nem vízáteresztők, könnyűek, vékonyak, mégis ütésállók, színtelenek, átlátszóak, de könnyen színezhetőek és újrahasznosíthatók is (CERRETTI és mtsai, 2010). Az ásványvízfogyasztás nagymértékű emelkedése magával vonta a műanyagpalackok gyártásának növekedését is: 2005-ben az összes palackozott ásványvíz mennyisége Magyarországon 700 millió volt, ez a szám 890 millióra emelkedett 2009-ig, míg 1990-ben ennek töredékét fogyasztottuk csupán (KISS és mtsai, 2009). A forrásnál fogyasztott vizek hatása egyébként is jelentősen eltérhet sok tekintetben a palackozott, tárolt vízétől. Bizonyos esszenciális anyagok kicsapódhatnak a tárolás során a hőmérsékletváltozás vagy a fény hatására. Más anyagok pedig beoldódhatnak a palackok anyagából (IV. táblázat). A hatályos hazai jogszabályok szerint megengedett ózonos oxidációval kezelt palackos vizekben pedig aldehidek és ketonok képződhetnek szerves prekurzorokból (65/2004; 59/2006 sz. rendeletek). Lásd még 3.1. Manapság egyre elterjedtebb a palackok gyártásánál a homopolimer helyett a kopolimerek megjelenése. Ekkor két különböző polimert használnak (pl. polibutilén-tereftalát és PET), melynek köszönhetően a műanyag mechanikai tulajdonságai jobbak lesznek, és kevésbé degradálódik (SAX, 2009). A gyártás során használt, illetve a palackból lebomló anyagok bármelyike beoldódhat az ásványvízbe, ezáltal a palackok potenciálisan egészségkárosítóak. Egyik lehetséges szennyezőanyag a formaldehid (WEGELIN és mtsai, 2001; NAWROCKI és mtsai, 2002; MUTSUGA és mtsai, 2006). Az IARC a formaldehidet genotoxikusnak, és 1. kategóriájú – azaz bizonyítottan – humán karcinogénnek nyilvánította (IARC 2006). A káros termékek közé tartozhat az acetaldehid is
44 (NAWROCKI és mtsai, 2002), amely az IARC szerint 2B osztályú karcinogén (IARC, 1999), valamint ismert teratogenitása26 is (LAMBERT és HE, 1988). Kioldódhatnak27 továbbá a PET palackokból adalékanyagok, például ftálsav-észterek (MONTUORI és mtsai, 2008), amit a palack tulajdonságainak (rugalmasság, hajlíthatóság) javítására használnak. A ftálsavszármazékok közé tartozik a DEHP, DBP, DMP, DEP és a DiisoBP (rövidítések jegyzéke a IV. táblázatban.) A ftalátok sok káros hatását bizonyították állatkísérletesen: here- és májkárosítók, májrákot okozhatnak patkányokban, ezen kívül teratogének lehetnek (CERRETTI és mtsai, 2010). Emberekre vonatkozóan felvetették a ftalátok endokrindiszruptor szerepét (WAGNER és OEHLMANN, 2011). de hasonló hatású lehet az antimonszennyezettség, vagy a vizek biszfenol A tartalma is (BACH és mtsai, 2011) (lásd részleteseiben a 6. fejezetben).
26
Teratogén: magzatkárosító vagy utódkárosító hatású. A teratogén anyagok a méhlepényes emlősökben átjutnak a placentán, és elérik a fejlődő magzatot. Az intrauterin expozíciónak különböző kimenetelei lehetnek, attól függően, hogy az a várandósság (vemhesség) melyik időszakában jött létre. 27
A PET palackokból létrejövő kioldódást, vagy másként az ásványvizekbe történő beoldódást, sokféleképpen lehet vizsgálni: kémiai módszerrel (pl. gáz- ill. folyadékkromatográfiás módszerekkel, tömegspektrometriával kiegészítve); vagy biológiai rendszereken: baktériumokban (Ames teszt, Microtox teszt), növényekben (Tradescantia, Allium cepa mikronukleusz teszt), humán sejteken (üstökös elektroforézis, limfocták citogenetikai vizsgálata), illetve állatkísérletekkel. A választott módszer függ attól, hogy mi a célunk: a kioldódó anyagok elemzése, meghatározása (kémiai módszer), az anyagok toxikus hatásának kimutatása (baktériumok, növények vizsgálata), vagy az emberi sejtekre, szervezetre való hatásának elemzése és kockázatbecslés.
45 IV. táblázat: Irodalmi adatok a PET-palackban tárolt vizek toxicitásáról (KONTÁR, 2012)
46
47 3.2.3.
Hazai palackozott ásványvizek vizsgálata
Eltekintve magyar kutatók egyetlen tanulmányától, melyben az antimon mobilizálódását vizsgálták, nincs tudomásunk hazai palackozott ásványvizek beoldódási vizsgálatairól (KERESZTES és mtsai, 2009). Ezért, az ásványvízfogyasztás népegészségügyi jelentőségére tekintettel kísérletsorozatot indítottunk, hogy információkat nyerjünk a hazai helyzetről. A Magyarországon palackozott ásványvizek ugyanis jelentősen különböznek az európai piac vezető márkáitól, mivel döntő többségük összes ásványianyag-tartalma meghaladja az 500 mg/l-t, sőt a leginkább kedvelteké az 1000 mg/l-t is. (Az EU csatlakozás előtt az 1000 mg/l-nál hígabb vizet alapesetben nem is tekintettük ásványvíznek [CSANÁDY, 1989]. E téren komoly változást hozott a jogharmonizáció.) Az európai piac az ún. oligominerális vizeket preferálja, melyek 50-500 mg/l közötti sótartalommal jellemezhetők. Kísérleteinkben csak hazai ásványvizeket vizsgálunk. GC ill. GC/MS technikával követjük a palack anyagából kioldott vegyületek számát, fajtáit és mennyiségeit, valamint Salmonella/Ames tesztben vizsgáljuk a töményített víz esetleges genotoxicitását különböző tárolási paraméterek mellett: fényben, sötétben, szobahőn és 37°C-on (KONTÁR, 2012). A különböző körülmények vizsgálata azért fontos, mert a PET-palackok degradációjának mértéke változhat a környezeti paraméterekkel, ennek köszönhetően a nem megfelelően tárolt ásványvizek fokozott kockázatot jelenthetnek az egészségre. A minták jellemzését lásd az V. táblázatban. A követéses vizsgálat során a kezdeti 0. napos, frissen palackozott vizeket használjuk önkontrollos kísérletben. A makroretikuláris műgyantákon (Amberlite XAD-4 és XAD-1180) oszlopkromatográfiás módszerrel 1000x-es töményítést végzünk, előbb metanolos majd dimetilszulfoxidos (DMSO) elúcióval. A metanolos koncentrátumokból műszeres (GC ill. GC/MS) analízist tervezünk az irodalomból ismert vegyületekre, tiszta kromatográfiás standardok felhasználásával. A Salmonella/Ames tesztet mind a metanolos, mind a DMSO-s koncentrátumon elvégezzük a TA 98 és a TA 100-as törzzsel, metabolikus aktivációval és anélkül. A vizsgálati elrendezésünkben mindenképp szerencsésnek tekinthető, hogy ugyanannak a víznek több esetben rendelkezésre áll a széndioxid-mentes és a különböző fokban széndioxiddal dúsított verziója is, valamint egyeseknél az üvegbe és PET-palackba töltött vizekkel is külön tudunk dolgozni. Ezek mellett lehetőségünk nyílt ballonos vizet is vizsgálni. Ez utóbbi azért fontos, mert a vízautomaták terjedésével (iskolák, hivatalok, egyéb középületek) egyre nagyobb lesz az exponáltak száma is. A vizsgálatok jelenlegi fázisában a 0. napos kiindulási adatok és az 1. hónap adatai állnak rendelkezésünkre az Ames tesztben. Ezek alapján statisztikailag értékelhető eltéréseket még nem találtunk a 96 db egyhónapos mintánál, egyik víz egyik tárolási csoportjában sem. A 0. napos referenciaminták (24 db) azt jelzik, hogy a TA 100-as törzsben a desztillált vízhez képest enyhe emelkedés mutatható ki a töményítés miatt (magasabb háttér revertánsszám). A DMSO-s vakminták estében metabolikus aktiválás nélkül (-S9), míg a metanolos vakminták esetében aktiválással (+S9) találhatunk némileg emelkedett értékeket. Az egyhónapos minták eredményeinek értékelése a 3. 6. és 12. hónap analitikai és genotoxikológiai feldolgozása után lesznek értelmezhetőek.
48 V. táblázat A vizsgált hazai palackozott ásványvizek szervetlenion-tartalma (a gyártók adatai alapján)
Az ásványvizek friss gyártásúak voltak, közvetlenül a gyártótól beszerezve. Az 5ös számú kivételével széndioxidos (dús), és széndioxidmentes kiszerelésben is rendelkezésre álltak. Az 1. ásványvíz 0.5 literes kiszerelésű, a 2. ásványvízből ún. csendes is volt a dús és mentes típusokon kívül, a 3. ásványvíz speciális könnyített palackban kapható, a 4. ásványvízből üveges kiszerelés is volt, az 5. minta 19 literes ballonos ásványvíz (KONTÁR, 2012).
49 3.2.4.
Szubpopulációk anyagokra
eltérő
érzékenysége
a
palackokból
beoldódó
CALAFAT és mtsai (2008) az Egyesült Államok népességében vizsgálták a biszfenol-A-expozíciót. Ez a vegyület, mely a műanyag csomagolóanyagokból, tárolóedényekből, bevonatokból, palackokból oldódik ki, nagy dózisban ösztrogénhatásúnak bizonyult kísérleti állatokban. A LOAEL értékeknél kisebb dózisokban pedig csökkent spermiumtermelést, nagyobb prosztatatérfogatot, fejlődési rendellenességet, stb. okozott. VI. táblázat: Az egyes részpopulációk vizelet-biszfenol-A-koncentrációinak illesztett LSGM28 értékei (és a 95 %-os konfidenciaintervallumok) (CALAFAT és mtsai; 2008) NEMEK SZERINT
BISZFENOL A (μg/l)
Férfi
2.6 (2.4–2.8)
Nő
2.9 (2.6–3.2)
ETNIKUM SZERINT Mexikói származású
2.3 (2.0–2.7)
Nem-délamerikai fehér
2.7 (2.5–2.9)
Nem-délamerikai fekete
3.0 (2.6–3.4)
KOROSZTÁLY SZERINT 6-11 éves
4.5 (3.9–5.1)
12-19 éves
3.0 (2.7–3.4)
≥ 20 éves
2.5 (2.3–2.7)
JÖVEDELEM SZERINT
28
< $20,000
3.1 (2.7–3.5)
$20,000–$45,000
2.8 (2.6–3.1)
> $45,000
2.5 (2.3–2.7)
LSGM: Least square geometric mean
50 VII. táblázat: A szignifikancia mértéke (p érték) az egyes részpopulációk átlagai között (CALAFAT és mtsai; 2008) Nők vs. férfiak Mexikói szárm. vs. nem-délamerikai fehér Mexikói szárm. vs. nem-délamerikai fekete Nem-délamerikai fehér vs. nem-délamerikai fekete Gyermek vs. serdülő Gyermek vs. felnőtt Serdülő vs. felnőtt < $20,000 vs. $20,000–$45,000 < $20,000 vs. > $45,000 $20,000–$45,000 vs. > $45,000
0.043 0.007 0.006 0.21 < 0.001 < 0.001 0.003 0.17 0.004 0.088
A szerzők 2517 – 6 évesnél idősebb – egyénnél vizsgálták meg a vizelet össz-biszfenol-A-koncentrációját (szabad és konjugált forma együtt). Ez az első ilyen, országos, reprezentatív, populációsszintű vizsgálat volt ebben a témában. Először is a vizsgált személyek 93 %-ának vizeletéből a vegyület és/vagy annak konjugált formája kimutatható volt (!). A különböző válogatott demográfiai és gazdasági helyzetű csoportok között szignifikáns eltéréseket észleltek. Az eredmények azt sugallják, hogy jelentős különbségek vannak társadalmi és etnikai csoportok között a biszfenol-A-expozíciókban vagy az annak hatására kialakuló, és biológiailag monitorozható belső dózisokban. A VI. és VII. táblázatban láthatjuk pl. a nembeli különbségeket, melyek fakadhatnak a különböző mértékű expozícióból, de toxikokinetikai különbségekből is. Földrajzi eltérésekről már korábban is beszámoltak, azonban az USA kiváló terepet nyújt eltérő etnikumok összehasonlító vizsgálatára, egyébként csakúgy, mint Közép- és Kelet-Európa. (Például egy korábbi koreai vizsgálat szerint a két nem között nem volt különbség a vizelet biszfenol-A-tartalmában, viszont a vizeletben konjugált formában ürülő vegyület a férfiaknál főleg glükuronid, a nőknél főleg szulfát formában volt mérhető [KIM és mtsai, 2003].) A jövedelemkülönbségek feltehetőleg az expozíciókülönbségekkel hozhatók összefüggésbe, az etnikumoknál és az életkori eltéréseknél toxikokinetikai tényezők is meghúzódhatnak a háttérben. A gyermekeknél a testsúlyukhoz képest nagyobb relatív expozíció játszhat szerepet. Egyébként egy másik tanulmányban intenzív ellátásban részesülő koraszülötteknél találták a legmagasabb értékeket, az ellátás során használt orvosi műanyageszközökből kioldódó anyagok következtében (CALAFAT és mtsai, 2009). Mindez szintén jó példája az egyes részpopulációkat érő expozíciók jelentős különbségének, vagy az expozíciókra adott jelentősen eltérő válaszoknak.
51 4.
FÜRDÉSRE ÉS REKREÁCIÓRA HASZNÁLT VIZEK TOXIKOLÓGIÁJA
4.1.
Dermális és inhalációs expozíció klórozott vizek használatakor
A fertőtlenített csapvizet nem csak ivóvízként használjuk, hanem egyéb célokra is. Ezek közül legfontosabb a háztartásban a tisztálkodás: zuhanyzás, kádfürdő, fogmosás, stb. E higiénés tevékenységek során az orálistól eltérő felvételi utakon jöhet létre a fertőtlenítési melléktermékek felszívódása. A leginkább frekventált felvételi módnak az inhaláció (illékony vegyületek esetében) és a dermális abszorpció tekinthető (McKONE, 1987; JO és mtsai, 1990; 1990a). Magasabb fertőtlenítőszer-koncentrációk strandokon és uszodákban használatosak, a legmagasabb melléktermék-levegőkoncentrációk pedig a fedett uszodákban jellemzők. Míg a klórozott csapvíz THM-tartalmára vonatkozóan vannak jól használható határértékek, addig az uszodavizekre nincsenek. Erre már csak azért is szükség lenne, mert az illékony melléktermékek akut légzőszervi hatásait (pl. asztma!) is leírták (THICKETT és mtsai. 2002; LEVESQUE és mtsai, 2006; JACOBS és mtsai. 2007). Mára jelentős mennyiségű epidemiológiai adat gyűlt össze azzal kapcsolatban, hogy fürdő- és uszodavizek kémiai kezelése során keletkező melléktermékek egészségkárosító hatásúak lehetnek. Ennek elsődleges okai a csapvíznél sokkal drasztikusabb oxidatív vízkezelési eljárások, pl. a lényegesen nagyobb hozzáadott klórmennyiség (következésképp magasabb aktívklór-koncentrációk) alkalmazásakor a vízben egyébként jelenlévő szerves prekurzor vegyületekkel történő reakciók. Egy átlagos fürdővendég kb. 0,5 g szerves anyaggal (hámsejtek, faggyú, baktériumok, gombák, széklet, vizelet, stb.) járul hozzá a medencék terheléséhez, másrészt különösen a mélységi vizek medencébe töltése esetében magas autochton szervesanyag-tartalommal (pl. BTEX, humuszanyagok) is számolnunk kell. A klórozás e szerves prekurzorok részleges oxidációja és halogénezése által a csapvízhez képest nagyobb mennyiségben eredményezi kis molekulasúlyú, jól karakterizálható és könnyen mérhető, illékony vegyületek képződését. Mára már több mint 600 fertőtlenítési mellékterméket tartunk számon, nagy részük illékony, de igen kevésről áll rendelkezésre toxikológiai adat. Minden esetre a THM-ek képződnek legnagyobb mennyiségben, melyeket a haloecetsavak követnek (lásd még az I. táblázatot) (WHO, 2000; RICHARDSON és mtsai, 2007). Az uszodákat a legérzékenyebb szubpopulációk is látogatják: idősek, várandósok, gyermekek, sőt csecsemők is. Ezek kockázata fokozottabb, fiziológiai alapú sérülékenységük miatt (DYCK és mtsai, 2011). A melléktermékek koncentrációja mellett a dermális expozíció természetesen a vízben töltött idő függvénye, míg az inhalációs függ a víz- és léghőmérséklettől, a respiráció erősségétől (mozgás intenzitása), a víz turbulenciájától, a légtér szellőzésétől, stb. Az elszenvedett kockázat becslésére több módszer is rendelkezésre áll. Példaként említjük az ún. fugacitásmodelleket. A koncepció lényege a környezeti médiumok közötti ekvilibriumfeltételek leírása (DYCK és mtsai, 2011), vagyis az anyagok (jelen esetben a klórozási melléktermékek) megoszlásának előrejelzése és figyelembe vétele a valós expozíció és a kockázat becslésénél. Epidemiológiai vizsgálatokban pedig azt tanulmányozhatjuk, hogy a vízben mérhető trihalometánszintek hogyan korrelálnak az exponáltak vérében mérhető THM-
52 szintekkel (AGGAZOTTI és mtsai, 1995; 1998; PARVEZ és mtsai, 2011; RIVERANÚNEZ és mtsai, 2012). Biológiai minták, pl. fürdővendégek vizeletének mutagenitás-vizsgálata a különböző vizekkel végzett fürdőkúra egészségi, higiénés-toxikológiai hatásainak vizsgálatára is igen fontos adatokat szolgáltathatna, hiszen a vendégek többirányú (inhalációs, dermális, néha orális) és komplex expozíciója a fürdővíz nem csak illékony anyagaival, csak így lenne vizsgálható egzakt módon. Ilyen adatokat eddig még nem jelentek meg az irodalomban. 4.2.
Balneoprevenció és balneotoxikológia
A balneológiai prevenció (balneoprevenció) viszonylag új fogalomnak tekinthető a szakirodalomban (VARGA, 2007a). Ez a diszciplina két eltérő kutatási irányt foglal magába. Egyrészt a balneoterápia29 – már ha ebből az aspektusból egyáltalán nevezhető terápiának – különböző betegségekkel szembeni profilaktikus hatásának vizsgálatát jelenti, mely elsősorban (kísérletes) epidemiológiai módszerekkel kutatható (VARGA és SZUETTA, 2008; VARGA, 2012). A balneoterápia kifejezés használatától jelen összefüggésben azért próbálunk eltekinteni, mert a „terápia” már kialakult betegségek kezelését célozza, prevenciós célú beavatkozás megnevezésére nem használjuk.) Ehhez a ponthoz sorolható még az ásványvizet fogyasztó populációk epidemiológiai vizsgálata is. A balneoprevenció másrészt – és szempontunkból most ez a fontosabb – a gyógyvizek és gyógyiszapok kémiai (elsősorban szerves) anyagainak toxikológiai jellegű kutatását is jelenti, mely anyagok között geokémiai okokból mutagén, karcinogén vagy egyéb specifikus toxicitással rendelkező vegyületek lehetnek. Ez utóbbi kutatási irány csak nagyfelbontású analitikai műszerekkel, valamint in vitro és in vivo biológiai tesztekkel művelhető. Ennek az irányzatnak éppen az a célja, hogy a gyógyvizek és peloidok felhasználásának kockázatát csökkentse, ha valamely összetevőjükről bebizonyosodik, hogy toxikus. A gyógyhatású vizek hazai (és Kárpát-medencei) sűrű előfordulása30 kiaknázandó kincs a profilaxis szempontjából. A hatékony prevencióhoz azonban az kellene, hogy pontosan a legveszélyeztetettebb (magas kockázatú) csoportok eljuthassanak a gyógyfürdőkbe. Ez persze elsősorban gazdasági, de éppen olyan erősséggel szemléleti kérdés is. A szemlélet formálását pedig az adekvát egészségnevelő munka segíthetné elő. Bizonyos, hogy morbiditási és mortalitási mutatókban, valamint várható élettartamban is mérhető hatást tapasztalnánk. A gyógyfürdők rekreációs célból történő használatát és a kapcsolt szolgáltatásokat nevezzük elterjedt idegen kifejezéssel „wellness”-nek. Ebben a formájában ma Magyarországon ez a tevékenység a turisztika-idegenforgalom kategóriájába tartozik. Prevenciós célú alkalmazása a társadalombiztosítás által nem támogatott tevékenység. Sőt ma már a gyógyfürdők terápiás célú 29
A balneológia ásvány-, termál- és gyógyvizekkel foglalkozó tudomány. Orvosi alkalmazása a balneoterápia (gyógyvízkezelés), melyet el kell különíteni a hidroterápiától (vízgyógykezelés). Az ásvány- és termálvizeket csak orvosi kipróbálás után minősíti a megfelelő hatóság (nálunk az OTH) gyógyvíznek, amennyiben gyógyhatásuk bizonyítható. 30
Ennek geológiai okait lásd később, a 4.2.2 fejezetben.
53 igénybevétele is csak korlátozottan támogatott, néhány alkalomra érvényes és bizonyos önrész megfizetését igényli. Ez pontosan a leginkább rászorultak esetében okozza a legnagyobb nehézséget. Fontos volna végre tudni, hogy hatékony gyógyvizeink esetében pontosan mely alkotókhoz/frakciókhoz, vagy ezek kombinációihoz köthető a terápiás/profilaktikus hatékonyság, és így valóban otthoni fürdőzés céljára alkalmas célzott hatóanyag-tartalmú koncentrátumokat lehetne előállítani. De éppen ilyen fontos – otthoni használatra szolgáló termék estében – az eredeti víz egyéb paramétereinek reprodukálása is. Ez pedig azért lényeges, mert a gyógyvíz fizikai és kémiai hatásai mellett a másik legfontosabb tényező a termálfürdők lehetséges gyógyhatásai között a pszichés hatás, amely szorosan a gyógyhelyhez kötődik, és minden bizonnyal jelentős szerepet játszik a gyógyulási folyamatban is. A fürdőkúra lényegéhez tartoznak a rendszeres ritmusban megismétlődő központi idegrendszeri ingerek és ezek neurohumorális hatásai. Ezek új reflexmechanizmusok kifejlődéséhez vezetnek (SCHULHOF, 1976). Ide tartoznak a fürdőben uralkodó speciális akusztikus, hőmérsékleti és fényviszonyok, a nyugalom, de leginkább a víz illatanyagai, melyek szintén többnyire szerves vegyületek. A kísérletes neurológia eszköztárával pl. az illatok terápiás hatása könnyen vizsgálható. Ez tehát különösen fontos az otthoni kúrák esetében, ahol a gyógyvizek illatanyagainak és egyéb szerves hatóanyagainak a vízbe keverésével a gyógyhelyi élmény felidézhető. (Az ásványisó-összetétel reprodukálása pl. egy otthoni kádfürdőben ezt nem pótolja.) De nem csak a gyógyvizek hatékonyságának tényezőiről, de toxikológiájukról sem tudunk sokat. A balneotoxikológia végső célja lenne az esetleges toxikus tulajdonságok valamint a vizek, iszapok egyes alkotói közötti összefüggés kimutatása. A legfontosabb haszon lehet a gyógyvíz, ásványvíz és gyógyiszapkincsünk ártalmatlanságáról vagy éppen specifikus toxikus hatásairól nyert alapvető és eddig teljesen hiányzó információk sokasága. Ezek segítik a használatból fakadó kockázat, ill. várható haszon elemzését, mind prevenciós, mind terápiás szempontból. Ilyen jellegű vizsgálatokat a nemzetközi irodalomból nem ismerünk. A pontos minőségi és mennyiségi kémiai analízis (beleértve a szerves anyagokét) képezi e vizsgálatok alfáját és ómegáját. Erre épül a toxikológiai vizsgálatok speciális szempontok szerint válogatott rendszere.
54 4.2.1.
Balneotoxikológiai vizsgálómódszerek
A toxikológiai vizsgálómódszerek közül legegyszerűbbek, de stratégiai szempontból talán legfontosabbak az ökotoxicitás-vizsgálatok. Ezek előnye, hogy a környezeti mátrix (gyógyvíz, iszap) közvetlenül vizsgálható az egyszerű élő rendszerekben (csíranövényteszt, Eisenia teszt). A közvetlen vizsgálat abszolút előnye, hogy a mintákat nem kell bonyolult extrakciós eljárásoknak kitenni, melyek során megváltozhatnak, elveszhetnek a hatásért felelős anyagok. Hátrányuk viszont, hogy alacsonyabb rendű organizmusokat alkalmazunk, így az emlőstoxicitási vizsgálatokhoz képest csak limitált és indirekt információt kaphatunk a tényleges humán toxicitási kockázatról (GERENCSÉR és VARGA, 2008; 2008a). A baktériumokon végzett mutagenitási teszt (Ames teszt) gyakran alkalmazott módszer környezeti minták esetében is. Vízből töményítés, iszap esetében különböző oldószeres kivonás szükséges. Ezek a módszerek pedig óhatatlanul veszteséggel, esetleg műtermékképzéssel járnak együtt. Az Ames teszt előnye azonban nagy érzékenysége, szelektivitása és specifitása. Közvetetten nem csak a mutagén, de egyéb genotoxikus, sőt karcinogén hatások kimutatására is alkalmas. A különböző előállított frakciók és a felhasználható legkülönfélébb típusú toxicitásra érzékeny törzsek kombinálásával rejtett hatások is kimutathatók (lásd 3.1 fejezet). A gyógyvizek és peloidok31 kivonataival kezelt laboratóriumi kisemlősökön számos toxicitási és genotoxicitási végpontot vizsgálhatunk. A klasszikus toxicitási paraméterek (pl. LD50, NOAEL, LOAEL)32 mellett Ames tesztben vizeletmutagenitási (VARGA és mtsai, 1995) , vagy csontvelőből citogenetikai vizsgálatok végezhetők (VARGA és mtsai, 1996a). Az in vivo vizsgálatok mellett természetesen sejttenyészetekben in vitro vizsgálatok is folyhatnak. Pl. sejttranszformációs tesztben hatékonyan mutathatók ki karcinogének, vagy genotoxikus hatások kimutathatók in vitro citogenetikai vizsgálatokkal, sejtszintű mikrogél- (üstökös) elektroforézissel33 (VARGA, 1991; VARGA és mtsai, 1999). Mint láthatjuk, a modern analitika és toxikológia módszertanával, kitartó munkával feltérképezhető lenne hazai vizeink és iszapjaink ártalmatlansága vagy hatékonyságáért felelős összetevőinek mibenléte. Kevés ország rendelkezik még ma is a hazaiakhoz mérhető lehetőségekkel a gyógyvizek és egyéb természetes 31
Peloid: gyógyiszap (a görög pelosz = sár, agyag kifejezésből). Magyarországon az engedélyező hatóság (OTH) öt elismert gyógyiszapot tart nyilván. 32
LD50 : félhalálos dózis, NOAEL: no observable adverse effect level (az a legmagasabb dózis, amelynek még nincs káros hatása), LOAEL: lowest observable adverse effect level (a legkisebb dózis, amely már káros hatású)
33 Az üstökös elektroforézis sejt- ill. szövetspecifikus genotoxikus hatások kimutatására alkalmas. DNS-száltöréssé alakítható bármilyen elsődleges DNS-károsodás, a fragmentálódott DNS pedig fluoreszcens festékek alkalmazásával és fluoreszcens mikroszkóp segítségével láthatóvá tehető. A DNS egyes vagy kettős száltöréseinek kimutatásakor elektroforézist alkalmazunk, melynek során a mobilisabb fragmentumok elvándorolnak a magból. A képlet a mikroszkóp alatt üstökösre emlékeztet: a sejtmag az üstökös feje, a fragmentumok képezik a csóvát. A kettő közötti fluorszcenciaintenzitáskülönbség jellemzi a genotoxikus károsodás mértékét.
55 gyógytényezők terén. A balneoprevenció kedvező lehetőségeit tehát a magyar lakosság legszélesebb köre számára hozzáférhetővé kell tenni ahhoz, hogy valóban népegészségügyi haszon legyen mérhető. Ezen a téren szemléletváltás, új módszerek bevezetése szükséges (pl. otthoni kúrák toxikológiailag, mikrobiológiailag biztonságos termékekkel) a XXI. század elvárásainak megfelelően. Ennek érdekében kezdtük el a hazai termál- és gyógyvizek balneoprevenciós célú kutatását is, mind epidemiológiai, mind analitikai és toxikológiai módszerekkel. Ezek eddigi eredményeit ismertetjük a következő fejezetekben. 4.2.2.
Újabb analitikai vizsgálatok hazai gyógy- és termálvizekkel
A Kárpát-medence országai, köztük hazánk – jogszabályban rögzített – jelenleg használatos gyógyvíz-definíciója előfeltételként szabja meg, hogy a gyógyvíz egyben ásványvíz is legyen (DOMAHIDI és mtsai, 2009; VARGA, 2010). Más szóval a gyógyhatást kizárólag a szervetlen összetevőkhöz kötik, amire azonban csak nagyon kevés esetben van bizonyíték (pl. néhány gáz: kénhidrogén, széndioxid, radon esetében). A definíció teljesen figyelmen kívül hagyja az oldott szerves, kolloid, szuszpendált, stb. frakciókat. A gyógyvíz azonban nem egyszerűen sók és gázok oldata, hanem egy igen bonyolult fizikai-kémiai rendszer. Szerves vegyületek ezreit, közöttük biológiailag igen aktívakat tartalmazhat. Másrészt a bepárlással nyert sók visszaoldása desztillált vízben (ha egyáltalán visszaoldódnak!), nem tudja reprodukálni az eredeti gyógyhatást (Varga, 2010; 2011a). Így, pusztán elméleti alapon, a szerves vegyületek szerepe mind a gyógyhatásban, mind az esetleges toxicitásban fontos kell legyen. Ezt a feltevést nevezzük szerves hipotézisnek (Varga, 2010). A gyógyvizek egyoldalú, csak a szervetlen anyagokat hangsúlyozó megközelítése történeti időkből ered. A szervetlen összetételt ugyanis már a XVIII. századtól aránylag eredményesen és egyre pontosabban tudták meghatározni, míg a szerves kémiai analitika műszeres módszerei csak a XX. század második felében fejlődtek ki. Nem meglepő, hogy a vizeknek a legkülönfélébb betegségben kifejtett gyógyhatását így – a természetestől nagyban elütő – nagy sókoncentrációkhoz kötötték. A szerves hipotézis egyszerű formállogikai megközelítése szerint, ha A tartalmaz B-t is (vagyis a gyógyvíz tartalmaz sókat is), és A gyógyítja C-t (azaz a víz hatásosan gyógyít egy betegséget), nem jelenti azt, hogy B gyógyítja C-t. Tehát nem feltétlenül a vízben lévő só hatásos, hiszen más is van/lehet benne, nem csak sók. De valóban találhatók-e vízben jelentős mennyiségben szerves anyagok? Minden ismert ásvány-, ill. termálvíz tartalmaz valamennyi – pl. kémiai oxigénigénnyel (KOI) vagy összes szerves széntartalommal (TOC) jellemezhető – szerves frakciót.34 Az utóbbi 10-20 év során a szerves vegyületek analitikája
34
Nyilvánvaló, hogy ha egy vízteret (pl. egy termálvizet) vízkémiai szempontból jellemezni akarunk, nem elégedhetünk meg pl. az összsótartalom (mint additív tulajdonság) ismeretével, mert ezen belül teljesen eltérő ioneloszlások lehetnek. De ugyanígy igaz a szerves anyagokra is: a TOC vagy a KOI mint additív tulajdonság csak igen korlátozottan
56 korszakos fejlődésen ment át. Eredményeit a balneológia sem negligálhatja. A nagy érzékenységű analitikai vizsgálatokkal a gyógyhatású vizekben számos, akár nyomnyi mennyiségben jelenlévő, biológiailag aktív szerves molekulát mutattak ki. A gázkromatográfia (GC), a nagynyomású folyadékkromatográfia (HPLC), valamint az ezeket kiegészítő tömegspektrometria (MS) segítségével. Mint korábban már láttuk, még az egyszerű csapvízből is százszámra detektálnak napjainkban pg/l– ng/l–g/l nagyságrendben is a valamilyen szempontból biológiailag aktív (pl. mutagén) vegyületeket (lásd a 3.1 fejezetet). Ez fokozottan igaz a nagy mélységből feltörő termálvizekre, ahol az egyszerű alifás szénhidrogénektől az egyszerű aromásokon (BTEX) át a polikondenzált gyűrűs vegyületekig számos anyag mutatható ki (AGYAGÁSI, 1983; KÁRPÁTI és mtsai, 1999; SAJGÓ és mtsai, 2007; 2007a). A nemzetközi irodalom még a hazainál is szegényesebb: egy spanyolországi és egy olaszországi gyógyfürdőről vannak hozzáférhető műszeres analitikai adatok (DiGOIA, 2006; GONZALES-BARREIRO és mtsai, 2009). A fenti néhány adat kivételével azonban a termális vizekben található szerves vegyületeket, pontos biológiai aktivitásukat egyenként sem ismerjük, nemhogy lehetséges interakcióikat. Régóta ismert pl. a Holt-tenger vizének és üledékének ösztrogéntartalma. De hasonló (hazai) gyógyvizek is ismertek, és ezek elsősorban nőgyógyászati megbetegedésekben valamint nőgyógyászati műtéteket követő regenerációban hatékonyak (SCHULHOF, 1975; 1976). (Az ösztrogének természetes szintézissel is képződnek nagy nyomáson és magas hőmérsékleten.) Ebben az esetben bármilyen sóösszetétel lehetne jelen a vízben, a hatás biztosan nem a sókhoz köthető. Ráadásul a kisebb vagy nagyobb molekulatömegű szerves molekulák még komplexeket is képeznek természetes talajösszetevőkkel, pl. huminanyagokkal. Ez a jelenség nemcsak a felszívódást segítheti, hanem az oldódási viszonyokat is gyökeresen megváltoztathatja.
jellemzi a vizsgált vízteret, tudnunk kellene a szerves anyagok megjelenési valószínűségét sőt azok eloszlását, mint a minőségen belüli kölcsönhatások statisztikus kifejezőjét.
57
6. ábra. A Pannon-medence (forrás: http://fold1.ftt.unimiskolc.hu/~foldshe/mof01.htm) Ahhoz, hogy legalább tájékoztató adatokhoz jussunk a termálvizek szerves frakcióiról, el kell kezdenünk módszeresen megvizsgálni a hozzáférhető hazai vízmintákat analitikai szempontból. A Kárpát-medence, és különösen annak központi része: a Pannon-medence (6. ábra) geotermikus gradiense35 kiemelkedően sok termálvíz jelenlétéért felelős a térségben, de vannak termálkarsztvíz-eredetű ill. oligocén-miocén korú vízadó rétegekből táplálkozó kutak is. A mai Magyarországon 1300-at meghaladó számú termálvízkutat tartanak nyilván. Vizsgálataink során előbb az országos jelentőségű, gyógyvízzé minősített vízzel rendelkező fürdőket kerestük fel, illetve azokhoz földrajzilag közel eső, esetleg más geológiai eredetű kutakat is mintáztunk36. Az 1990-es években elkezdett korábbi vizsgálatsorozatban (VARGA, 1999; 2012b) egy képzeletbeli kelet-nyugati tengely két végpontján elhelyezkedő hajdúsági ill. nyugat-dunántúli gyógyvizeket hasonlítottunk össze: Hajdúnánás, 35
A Kárpát-medence alatt a földkéreg vastagsága 23-27 km. Az elvékonyodás miatt a geotermikus gradiens az 50°C/km-t is eléri (az átlagos 26°C/km helyett), ami hévforrásaink és gyógyvizeink magas hőmérsékletét okozza. (Vagyis lefelé fúrva, 100 méterenként kb. 5 Celsius-fokos hőmérsékletemelkedés tapasztalható.) 36
A fürdésre használt termál- és gyógyvizeket tilos klórozni, vagy egyéb kémiai fertőtlenítőszerrel kezelni. Ezért trihalometánok vagy egyéb fertőtlenítési melléktermékek jelenlétével nem kell számolnunk, eltérően az egyszerű strand- és uszodavíztől.
58 Hajdúszoboszló, ill. Sárvár és Hévíz gyógyvizeit. Gázkromatográfiás analízissel37 a jellemző szervesanyag-megoszlásokat tanulmányoztuk. A hajdúságiak, ezen belül a hajdúszoboszlói kutak mutatták magasan a legnagyobb szervesanyagtartalmat mind kvantitatíve, mind kvalitatíve (lásd pl. a Rákóczi-forrás vizét a 7. ábrán). (A detektált csúcsok száma 128, a görbe alatti terület: 10 905 727.) Hajdúszoboszló az 1920-as évek során végzett szénhidrogénkutatófúrásoknak köszönheti termálkútjait. A felső-pannon vízadó réteg 73-78 oCos forró vizet szolgáltat, amely ásványi sókban igen gazdag: alkálikloridok és hidrogénkarbonátok; jodid, bromid és fluorid ionok jelenléte jellemezik. Összes oldott szilárdanyag-tartalma (total dissolved solid, TDS) 5300-5900 mg/l, és ez Magyarország első, hivatalosan gyógyvízzé minősített termálvize.
0,2
0,17
0,14
jel (V)
0,11
0,08
0,05
0,02
-0,01 0
5
10
15
20
25
30
idő (perc)
7. ábra: Hajdúszoboszló egyik termálvízkútjának (Rákóczi-forrás) gázkromatogramja
37
Műgyantákon izolált, majd etanollal eluált szerves frakciókat Varian Star 3400 CX kapilláris kromatográffal vizsgáltunk. Paraméterek: 30 m x 0,32 mm kvarc kapilláriskolonna; stacioner fázis: 1 m, PTE-5, 5% difenil–95% metil-polisziloxán; szeptummal szerelt programozható injektor 220 oC-on; hőmérsékleti programozás, lángionizációs detektor (FID) o 280 C-on; hélium vivőgáz (11 psi, 30 cm/perc lineáris áramlási sebesség)
59 A 2010-es évektől kezdődő vizsgálatsorozatunk38 nagyobb számú minta analízisét tette lehetővé. Célunk alapvetően egy olyan ujjlenyomat elkészítése volt mindegyik vízmintáról, melynek alapján az adott termálvíz azonosítható. A továbbiakban pedig az analízis eredménye hatástani vizsgálatban és főképp toxicitási vizsgálatban lehet a segítségünkre, az aktivitással (pl. toxicitás) összefüggésben. Az eddigi vizsgálatok egyik tanulsága az volt, hogy az ujjlenyomatok különbözősége különböző hidrogeológiai eredetre utal, vagyis ez utóbbi szoros összefüggésben áll az adott termálvíz illékony szervesanyagtartalmával. Másrészt a szerves anyagok minőségi különbségei és megoszlásuk nincs összefüggésben a szervetlenanyag-tartalommal. A szerves anyagok mennyisége pedig inkább korrelál a vizek hőmérsékletével.
38
A kutatás támogatója a Pécsi Tudományegyetem Általános Orvostudományi Karának 34039. számú pályázata. A koncentrátumokat általunk leírt módszerrel (VARGA, 2012b) állítottuk elő, míg a gázkromatográfiás analízist a CETOX Kft (Debrecen) végezte. A mérési körülmények: – Készülék: HP5890 series II – Oszlop: HP5 (5% fenilmetil-szilikon) 30m x 0,32 mm 0,25 µm o – Injektor: split 1/50, 220 C – Injektált térfogat: 2 μl o – Detektor: FID 280 C – Kolonnatér: 50 oC 1 perc, 10 oC/min fűtési sebességgel 250 oC – Minták: termálvíz minták etanolos eluátuma (1000x)
60
4.2.2.1. A Nyugat-Dunántúl termálvizei A vizsgált vízminták ujjlenyomatait földrajzilag csoportosítva tekintjük át a következőkben. A nyugat-dunántúli termálvizek közül a bükfürdői gyógyvizet (8. ábra), a Hévízi tó vizét (9. ábra) a galamboki (10. ábra) és két zalakarosi vizet (1112. ábra), a rábasömjéni (13. ábra) és három sárvári (14-16. ábra) vizet koncentráltuk (1000x) és analizáltuk. A kromatogramokon az abszcissza az injektálástól eltelt időt jelzi, míg az ordináta a jelerősséget, ez utóbbi eltérő léptéke a detektált csúcsmagasságokhoz igazodik. A mennyiségi viszonyokat a görbe alatti terület segítségével számolhatjuk. A kromatogramokon az első nagy csúcs az oldószert (jelen esetben az etanolt) reprezentálja. A számmal (retenciós idővel) megjelölt csúcsok egy-egy értékelhető mennyiségben jelenlévő, standard segítségével azonosítható szerves vegyületet jeleznek. 1.340
FID1 A, (VASAS\11081703.D) counts
6600
15.239
6400
2
4
6
8
10
8. ábra: Bükfürdő gyógyvize
11.577
9.941
5.594
4.509
2.659
1.295
5600
0.494 0.595 0.620 0.753
5800
7.788
6000
10.910
14.336 14.471 14.708
6200
12
14
16
min
61
18.949 19.211 19.467 16.148
15.001
12.973 11.331
9.881 10.061 10.412
8.004 8.336
5.862
7600
6.495 6.934
7800
5.058 5.341
8000
3.911
1.158
8200
13.575 14.047 14.156
8400
20.888
1.326
8600
2.137
FID1 A, (VASAS\12032202.D) counts 8800
7400 7200 7000 0
2.5
5
7.5
10
12.5
15
17.5
20 min
9. ábra: A Hévízi gyógytóból származó vízminta gázkromatogramja (A minta a hévízi Szent András Állami Reumatológiai és Rehabilitációs Kórházba vezetett tóvízből származik)
1.337
FID1 A, (V ASAS\11081706.D) counts 6800
6600
5600
14.986
13.398
11.365
11.669
10.729
8.852
6.240
6.505
2.878
5800
1.875
0.415 0.500 0.590
6000
14.495
6200
15.498
6400
5400 0
2
4
6
8
10
12
14
10. ábra: Galambok termálvize (A Galambok község határában lévő termálvízkút légvonalban kb. 2 km-re van a zalakarosi gyógyfürdő kútjaitól.)
min
62 1.347
FID1 A, (V ASAS\11081711.D) counts 6800
6600
15.865
6400
5600
13.584
9.344 9.601
7.281
6.225
6.678
4.166 4.321
2.257 2.503
1.955
5800
1.293
0.681 0.861 0.908
6000
14.891 15.011
6200
5400 0
2
4
6
8
10
12
14
min
11. ábra: Zalakaros gyógyfürdő gyógyvízkútja (A zalakarosi gyógyfürdő területén két termálvízkút található. A fenti kromatogram a gyógyvizes medencéket tápláló kútból vett mintára jellemző.)
1.357
FID1 A, (V ASAS\11081715.D) counts 12000
4.135
11000
10000
9000
0
2
4
6
8
10
12
15.323 15.568
13.325
12.422 12.521
11.490
10.509
9.793 10.034
9.315
8.542 8.668
7.910 8.067
7.212 7.379 7.620
6.642 6.890
6.117
5.323
3.088 3.206 3.332 3.550
1.848 1.959 2.125 2.257 2.346 2.430 2.504
6000
1.293
0.591 0.848 0.871 0.925 0.964
7000
14
12. ábra: Zalakaros gyógyfürdő termálvízkútja (A gyógyfürdő második kútjának vize nincs gyógyvízzé minősítve, ezzel a strandfürdő medencéit táplálják.)
15.881
6.215
8000
min
63
0.981
1.350
FID1 A, (VASAS\11081712.D) counts 6800
6600
15.524 15.609 15.720
6400
5600
11.703
9.898
9.515
8.907
7.686
6.651
6.995
5.471
5.153
4.192
3.093
5800
1.847 1.974
0.538 0.688 0.878
6000
2.258 2.345
1.293
6200
5400 0
2
4
6
8
10
12
14
min
13. ábra: Rábasömjén gyógyvizének gázkromatogramja (Rábasömjén miocénkori vízadó rétegből táplálkozó kútja igen magas sótartalommal jellemezhető. Földrajzi közelsége nem rokonítja a Sárvár területén lévő gyógy- és termálkutak vizével.)
4.13 3
1.29 1.36 31
FID1 A, (VASAS\11081713.D) counts 12000
11000
10000
9000
0
2
4
6
8
10
12
14
1 5.80 9
15.03 2 1 5.242
14.70 8
1 4.36 3
13.37 1
11.76 2
10.50 8 1 0.66 2 1 0.937
8.54 8
4.009
6000
2.92 4 3.210 3.34 72 3.42 3.54 9
0.53 1 0.843 0.88 0.913 0.96 04
2.26 0 2.347 2.50 5
7000
7.713 7.92 4 8.074
6.32 0 6.216
8000
min
14. ábra: Sárvár egyik gyógyszállójának termálkútjából vett minta (Sárváron nem csak a gyógyfürdő rendelkezik termálvízkutakkal, itt a legrangosabb szálloda saját termálkútjának vizére jellemző kromatogram látható.)
64
6.921
1.317 1.697 2.052
FID1 A, (VASAS\12032204.D)
20.744
19.801
17.457 17.767 17.922 18.217
16.126
14.940 15.182 15.268 15.558
13.682 14.046 14.154 14.341
11.318
12.757 12.965
7200
12.005 12.136
7400
10.701 11.007
7600
8.952 9.188 9.436
2.939 3.193 3.265
7800
7.758 8.202 8.439
8000
3.885
8200
5.854
2.124 2.277
8400
8.055
8600
9.734 9.894
counts 8800
7000 0
2.5
5
7.5
10
12.5
15
17.5
20 min
15. ábra: Sárvár gyógyfürdő 1. kútjának mintája (Sárvár gyógyfürdőjének két kútjából származó vízminta kromatogramja látható a fenti és lenti ábrán. Mindkettővel gyógymedencéket táplálnak.) 16. ábra: Sárvár gyógyfürdő 2. kútjának mintája
1.260
FID1 A, (VASAS\12032205.D) counts
20.434
19.797
17.879
17.308
16.126
15.267 15.542
14.051 14.142 14.330
13.562
12.009 12.147 12.450 12.730 12.965
10.701 10.992 11.315
7000
7.752 8.055 8.444
3.864
7500
5.844
8000
8.957 9.186 9.437 9.722 10.188 10.297
10.043
8500
6500 6000 0
2.5
5
7.5
10
12.5
15
17.5
20 min
Bükfürdő vize illékony szerves anyagokban nem túl gazdag. A Hévízi gyógytó változatos szervesanyag-tartalmát magyarázzák a különleges körülmények. A Hévízi tó Európa legnagyobb kiterjedésű gyógytava. Meleg vize egy nagy mélységben, a tölcsérformájú meder oldalából, egy forráscsarnok forrásaiból tör a felszín felé, miközben átszűrődik a tó fenekét borító tőzegrétegen is. Változatos szervesanyag-tartalma leginkább ezzel magyarázható. (Mindezek a szerves anyagok megtalálhatók a hévízi gyógyiszapban is, lásd később.) Érdekes adatokat szolgáltat a két zalakarosi kút és a galamboki kút összehasonlítása. A zalakarosi gyógyfürdő gyógymedencéit tápláló (gyógyvízzé minősített) víz kevesebb csúcsot és kisebb mennyiségeket tartalmaz, mint a gyógyvízzé nem minősített termálkút. A zalakarosiaktól légvonalban mintegy 2 kmre található galamboki termálvíz pedig a zalakarosi gyógyvízre hasonlít.
65 Szintén szoros földrajzi közelségben találjuk a sárvári és rábasömjéni kutakat, ugyanakkor teljesen más képet mutatnak kromatogramjaik. A legmélyebb, legforróbb és legnagyobb sótartalmú rábasömjéni víz szervesanyag-tartalma elmarad a sárvári kutakétól, melyek közül a gyógyfürdő 1-es kútja mutatja a legtöbb, míg a gyógyszálló kútja a legmagasabb csúcsokat (figyeljük az ordinátatengely léptékét!).39 Ezek az egyes kutakra igen jellemző kromatogramok megalapozzák az ujjlenyomat-vizsgálatok relevanciáját, mert vizsgálatainkból kiderül, hogy a közel azonos sóösszetételű vizet termelő kutak is igen eltérő, jellegzetes, egyedi GC profilt mutatnak. 4.2.2.2. Dél-Dunántúl reprezentánsa: Gunarasfürdő A Dél-Dunántúl legismertebb, nemzetközi vonzású gyógyvize a harkányi. Módszerünkkel azonban szervesanyag-tartalmát nem tudjuk vizsgálni, mert az ún. karbonilszulfidból kiváló kolloid kén eltömíti a szervesanyag-megkötéshez alkalmazott műgyantát. A víz szervetlen kéntartalma egyébként jól magyarázza gyógyhatását bőrgyógyászati (pl. pikkelysömör) és mozgásszervi (porckopásos) megbetegedésekben. Dombóvár-Gunaras azonban a régió másik, országos jelentőségű fürdőhelye, szintén rendelkezik gyógyvízzel. Gunarasfürdő gyógyvízkútjának kromatogramját a 17. ábrán láthatjuk. Változatos szervesanyag-összetétellel jellemezhető sok és magas csúccsal.
3.998
1.29 5 1.339
FID1 A, (VASAS\11081704.D) counts
0
2
4
8
10
12
14
15.42 4 15.02 5
14.69 3
1 3.571
1 2.68 4 12.82 3
1 1.635 11.92 3
10.94 9
9.51 9
9.19 1
8.49 3
8.05 4
6.154 6.31 2 6
6.661
5.38 8
4.55 8
3.094
2.461 2.71 1
5600
1.57 4
0.631
5800
1.91 9
6000
6.84 8
6200
14.30 2
1 3.968
6400
1 6.31 8
7.375
6600
15.98 7
6800
16 min
17. ábra: Dombóvár-Gunaras gyógyvize
39 Itt említendő meg, hogy az ún. Sárvári Termálkristály a rábasömjéni magas sótartalmú vízből készült bepárlással. Hatásosságáról – összehasonlítva az eredeti kútvízzel illetve placeboval – egzakt adatok nem állnak rendelkezésre.
5600
5800
0 2 4 6 8
15
10
19. ábra: Egerszalók termálvízkút 17.5
6200
12 14
15.305 15.458
7.194
19.135 19.492 19.658 19.847 20.074 20.198 20.374 20.752
18.108 18.344 18.608
17.194
13.255 13.326 13.749 14.006 14.135 14.305 14.692 14.784 14.863 14.972 15.131 15.262 15.345 15.695 16.021 16.074 16.252 16.521 16.703
11.434 11.537 11.637 11.779 12.009 12.203 12.652 12.731
9.544 9.836 10.115 10.264
9.071
7.804 8.072
6.401
18.802
60000
14.710
12.5
14.180
10
12.830
7.5
10.792 10.907
5
5.339 5.575
4.296 4.326 4.408 4.504 4.543 4.880
2.824
40000
10.381
2.5
9.637
0
3.834
20000 0.866
17.402
1.185
100000
2.406
6000 1.768
counts 6800 1.338
counts
1.049
0.138 0.258 0.426
66
4.2.2.3. Észak-Magyarország A 18. ábrán Leányfalu termálvizének kromatogramja, a 19. ábrán pedig Egerszalók vizének illékony szerves frakciója látható. FID1 A, (VASAS\12062501.D)
80000
0 20 min
18. ábra: Leányfalu termálvize
FID1 A, (VASA S\11081705.D)
6600
6400
5400 min
5600
0
6000
5800
2 4 6 8 10 12
22. ábra: Gyopárosfürdő vize (Orosháza mellett) 15.932
15.555
14.550
18 851
16
14
15.580 15.834
13.958
13.240
12.787
10.515
6.215
mindenképp
17.919
17.459
12
15.295 15.505 15.712
14
13.534
12 14.023
13.441
10
12.831 12.974
12.410 12.777
7.481
5.940
4.134
1.345
A szervesanyag-tartalom szempontjából érdemelnek az Alföld vizei (20-24. ábrák).
11.965
10 11.163
8
11.020
8 10.510 10.594 10.793
9.405 9.626 9.878 10.005 10.073
6.637
6
8.547
6 8.473
6750
8.624 8.866 9.036
7000
8.150
6.972
7500
7.987
7.493
4
7.325
6.215
4.236
7000
8.928
6.219
4 6.474
5.460
6500
5.971
5.074
3.332
2.878
2.028 2.257 2.344
1.586
1.293
0.834 0.864 0.924
9000
6.878
6200
5.371
2
4.085 4.153
7250 4.142
2
4.630
3.421 3.508 3.737 4.015
1.292 1.353
0
3.333
6000
2.574 2.847
6250
1.588 1.842 1.974 2.030 2.256 2.344
counts
1.261
counts
1.831 1.956 2.086 2.257 2.347 2.472 2.622 2.763 3.004
counts 6800 1.292 1.350
6000
0.839 0.884 0.920
0.648 0.828 0.927 0.947
0.161
5750
0.580
67
4.2.2.4. Alföld kiemelést
FID1 A, (VASAS\11081714.D)
12000
11000
10000
8000
14 min
20. ábra: Tiszakécske (Tisza-parti Termálfürdő) gyógyvize
FID1 A, (VASAS\11081709.D)
5500 18 min
21. ábra: Kakasszék (a szanatórium gyógyvízkútja)
FID1 A, (VASAS\11081708.D)
6600
6400
5400 min
68 1.337
FID1 A, (VASA S\11081707.D) counts 6800
6600
5600
6.823
4.761
0.522
4.278
13.415 13.578
5800
12.500
6000
15.582
14.605
11.288
6200
15 962
6400
5400 0
2
4
6
8
10
12
14
min
23. ábra: Gyula (Várfürdő) gyógyvízmintájának kromatogramja
14000
8.058
1.337
FID1 A, (VASAS\12032203.D) counts
13000 12000
0
2.5
12.5
15
17.5
20.374
19.812
17.555 17.759 18.221
16.704 16.907
16.135
10
14.046 14.160 14.544 14.939 15.194 15.272 15.381
7.5
10.520 10.706 10.806 10.894 11.013 11.321 11.641 11.706 11.890 12.007 12.151 12.311 12.448 12.760 12.968 13.283
6.928 5
8.958 9.192 9.439 9.630 9.738 9.915 10.058
7000
7.759 8.207 8.441
8000
5.860 5.970 6.268 6.597
0.712 0.745 1.156
9000
3.211 3.472 3.909 4.066 4.269 4.494 4.617
2.133
10000
7.565
11000
20 min
24. ábra: Hajdúszoboszló gyógyvize A Magyarország különböző régióiból származó termálvízminták azt jelzik, hogy nagyobb földrajzi egységként az Alföld vizeiről mondhatjuk, hogy a legnagyobb és legváltozatosabb (illékony) szervesanyag-tartalmat mutatják. A leginkább csúcsgazdag kromatogrammal a kakasszéki víz jellemezhető, de igen jelentős szervesanyag-tartalommal rendelkeznek Hajdúszoboszló, DombóvárGunaras, Gyopárosfürdő, és Sárvár egyes vizei is. Sajnos Kakasszék vize csak szanatóriumi beutalt betegek számára hozzáférhető, kezelője a hódmezővásárhelyi Erzsébet Kórház. A GC ujjlenyomatok alapján azt mondhatjuk, hogy a vizsgált vizek illékony szervesanyag-tartalma a vizek hidrogeológiai eredetével függ össze. E szerves anyagok mennyisége és összetétele nincs összefüggésben a szervetlananyagtartalommal. A szervesanyag-mennyiség inkább a kutak hőmérsékletével korrelált. A további kutatást szeretnénk az eddig még nem vizsgált magyarországi és egyéb Kárpát-medencei vizekre kiterjeszteni. Egy másik célunk a leghatékonyabb töményítési eljárás kidolgozása, mert a szerves koncentrátumok csapvízben visszaoldva gyógyhatású termék előállítására is alkalmasak lehetnek. A végső célja e vizsgálatoknak a szerves vegyületek toxikológiai szerepének megismerése. Kérdés tehát, hogy a fentebb közölt újjlenyomatgázkromatogramoknak az egyedi vizek azonosíthatóságán kívül van-e toxikológiai
69 relevanciájuk is. Vizsgálatainkat ennek az alapvető kérdésnek a megválaszolása irányában folytatódnak.
4.2.3.
Toxikológiai vizsgálatok hazai gyógy- és termálvizekkel
4.2.3.1. Termálvizek összmutagenitásának vizsgálata Ames tesztben Kakasszék, Gyula és Rábasömjén gyógyvizeinek40 etanolos, 1000 x-es koncentrátumait vizsgáltuk Ames tesztben, klasszikus lemezöntéses eljárással. A TA 98-as törzsben nem volt egyik esetben sem eltérés a negatív kontollhoz képest. A TA 100-as törzsben sikerült mérhető eltéréseket kimutatni Gyula (GLA) és Rábasömjén (RBS) vízkoncentrátumával. Mindkét esetben a metabolikus aktiválás nélküli (–S9) rendszerben a TA 100-as negatív (etanolos) kontrolljához képest szignifikáns csökkenés, míg a metabolikusan aktivált rendszerben (+S9) szignifikáns telepszám-emelkedés volt detektálható (pGLA=0,002; illetve pRBS=0,019). Ezek az eredmények akkor válnak értékelhetővé, ha összevetjük a (gázkromatogramokkal jellemezhető) illékony frakciók genotoxikológiai eredményeivel. Az illékony frakciók vizsgálatához azonban speciális körülményeket kellett kialakítanunk. 4.2.3.2. Termálvizek illékony frakcióinak toxikológiai vizsgálata Kakasszék, Gyula és Rábasömjén gyógyvizei illékony szerves anyagainak (geno)toxikológiai vizsgálatát az Ames teszt továbbfejlesztett verziójával tudtuk elvégezni. Ennek lényege, hogy 2 liternyi vízmintákat exszikkátor edények aljába mérjük, majd a baktériumtenyészeteket tartalmazó Petri-csészéket a víz fölött helyezzük el, nyitott tetővel. A vizet mágneses keverővel folyamatosan kevertetjük, ami elősegíti az illékony anyagok párolgását és permanens jelenlétét a belső légtérben. Az exszikkátort légmentesen zárjuk, és az edényt 37 fokos 40
Kakasszék: A víznek jelentős a klorid- és a nátriumion tartalma. A víz igen jó hatású degeneratív mozgásszervi betegségeknél, poszttraumás, inaktivációs és Sudeck típusú atrófiánál, spasticus paresisnél, krónikus nőgyógyászati gyulladásoknál. Tekintettel a magasabb metakovasav-tartalomra, néhány bőrgyógyászati kórképben is alkalmazták kitűnő eredménnyel. Krónikus ekzema, psoriasis bőrtünetei javultak, mellyel párhuzamosan az arthropathia tünetei is csökkentek. Gyula: A 72 Co-os alkáli-hidrogénkarbonátos, -kloridos gyógyvíz kétezer-méteres mélységből tör elő. A vöröses-barnás színű víz mozgásszervi megbetegedésekre, helyi idegbántalmakra, gyulladásos nőgyógyászati betegségekre alkalmazható kiváló hatással. Rábasömjén: A gyógyvíz magas hőmérséklete és kivételesen nagy nátrium-klorid tartalma miatt világranglistán szerepel. Említést érdemel metabórsav tartalma is. Kútmélység: 1943 o m, vízhőmérséklet: 83 C .
70 termosztátban tartjuk 48 órán keresztül. Így a Salmonella baktériumokat – növekedésük közben – hosszasan exponáljuk a víz illékony anyagaival. A kakasszéki víz esetében (amelyről már tudtuk, hogy szerves anyagban leggazdagabbnak bizonyult az összes vízminta között) a TA 100-as Salmonella törzs genotoxicitást csökkentő hatást mutatott. Mind a metabolikus aktiválással, mind az anélkül vizsgált lemezeken a háttérhez (negatív kontroll) képest felére (!) csökkentek a telepszámok. Emellett még Gyula gyógyvize esetében is 40 %-os csökkenést tapasztaltunk, de ott csak metabolikus aktiválás nélkül. Ennél kisebb fokú csökkenést mutatott Rábasömjén vize. Elmondhatjuk tehát, hogy a töményített vízmintákban kimutaható biológiailag aktív anyagok jelenléte. Ezek egy része – egyelőre ismeretlen mechanizmus alapján – genotoxicitást csökkentő hatással rendelekezik, mint azt a TA 100-as Salmonella törzsben kifejtett hatás alapján megállapíthattuk. A kakasszéki magas illékony szervesanyag-koncentrációt tartalmazó víz esetében a hatás egyértelműen ezekhez az illékony anyagokhoz kötődött, míg pl. a rábasömjéni vízmintánál (habár a víztöményítésnél az illékonyak közül is megkötődnek) mégis inkább a nem illékony frakciókhoz köthető ez, a genotoxicitást egyik vagy másik irányba befolyásoló effektus. A hatás az utóbbi esetekben egyértelműen metabolizmusfüggő. Miután az in vitro rendszerben modellezett metabolizmus fokozta a genotoxikus aktivitást, ebben az esetben vizsgálnunk kell a valós expozíciós helyzetet is, vagyis a fürdőzők bőrében lezajló folyamatokat, az egészséges és a beteg emberi bőr lehetséges metabolikus útjait. Ezek az információk emberi bőr eredetű sejteken (pl. keratinociták) végzett vizsgálatokból szerezhetők meg, melyek a humán toxikológiai kockázatbecsléshez elengedhetetlenek. 4.2.3.3. A termálvizek szerves frakcióinak lehetséges fotobiológiai jelentősége Három alföldi gyógyvizet (Hajdúszoboszló, Gyopárosfürdő, Tiszakécske) valamint Hévíz gyógyvizét és Zalakaros termálkútjának vizét vizsgáltunk azzal arra vonatkozóan, hogy lehet-e szerves anyagaiknak valamilyen kölcsönhatása fotobiológiai mechanizmusokkal, nevezetesen az ultraibolya-sugárzás biológiai hatásaival. Az érzékenyítő vagy éppen ellenkezőleg: védőhatást kiváltó gyógyvizek lehetőségének koncepcióját két tényre alapoztuk: – a balneoterápiával kapcsolt fényterápia hatékonyságára pl. pikkelysömör (psoriasis) esetében (ABELS és KATTAN, 1985; PERONI és mtsai, 2008), illetve – az irodalomban közölt egyetlen gyógyiszap-vizsgálat eredményére (HINCU és mtsai, 2010). Ez utóbbi tanulmányban peloidok és ultraibolya-sugárzás emberi bőrre gyakorolt kombinált hatását vizsgálták. Megállapították, hogy a kezelések a bőr strukturális átalakulását eredményezik. Azt is megfigyelték, hogy a kezelés befolyásolja az epidermisz sejtjeinek apoptotikus folyamatait. A keratinociák és a melanociták melanintartalmának növekedését is megfigyelték, amely fényvédő hatású és a szabadgyökök semlegesítésében játszik szerepet. Az immunológiai folyamatokban szerepet játszó nem determinált sejtek mennyiségében is növekedést tapasztaltak A hazai és a nemzetközi szakirodalmoban nem találtunk arra vonatkozó adatokat, gyógyvizekkel – vagy azokból izolálható szerves
71 vegyületekkel – hasonló kísérleteket végeztek volna, ezért előzményekre nem támaszkodhattunk. A Salmonella typhimurium Ames törzseinek azt a tulajdonságát használtuk ki, hogy bizonyos időtartamú UV-B/UV-C besugárzás (germicidlámpa) letális a baktériumokra. Kísérleteink során minden vízminta esetén több párhuzamos vizsgálatot is elvégeztünk (LÁSZLÓ, 2012). Az első sorozatban a baktériumsejteket az ötféle vízkoncentrátummal kezeltük, UV-besugárzás nem történt. A második esetben a Salmonella sejteket nem kezeltük gyógyvízzel, de a Petri-csésze egyik felét kartonnal letakarva germicidlámpával besugároztuk. Ez az eredeti leírás szerint a törzsek változatlanságának vizsgálatára szolgáló eljárás (MARON és AMES, 1983). A harmadik esetben a baktériumsejteket a vízmintákkal kezeltük, a Petricsésze egyik felét letakartuk és besugároztuk a lemezeket. A negyedik esetben szintén gyógyvízzel kezeltük a tenyészeteket, de nem közvetlenül a leoltás után sugároztuk be a lemezeket, hanem 8 óra elteltével. 48 órás 37°C-on történő inkubálás után számoltuk a revertáns telepeket.41
41
Minden esetben 3 párhuzamos leoltást végeztünk, az így kapott eredményekből átlagot számoltunk. Az itt következő ábrák és táblázatok a kapott eredményekből számított átlag értékeket tartalmazzák. Az ultraibolya-sugárzásra való érzékenység esetén fél Petricsészére vonatkozó ("félfelületi") értékeket kaptunk, ezért a kontroll lemezekénél is kiszámoltuk a fél Petri-csészére vonatkozó adatokat, így az adatok összehasonlíthatók. A vízkoncentrátumokat 100 μl/lemez dózisban alkalmaztunk.
72
TA98
S9-
s ro
e
Za la ka
éc sk
Ti sz
ak
sf ü
rd ő
zl ó pá ro
G
yo
sz ob os
H aj dú
tro ko n ív ga t ne
H év íz
S9+
ll
telepszám
35 30 25 20 15 10 5 0
25-26. ábra: Termálvíz-koncentrátumokkal kezelt baktériumsejtek telepszáma a negatív kontrollhoz viszonyítva (TA 98 és TA 100-as törzsben) (LÁSZLÓ, 2012). TA100 250
150
S9S9+
100 50
Za la ka ro s
H év H aj íz dú sz ob os zl ó G yo pá ro sf ür dő Ti sz ak éc sk e
ko nt ro ll
0
ne ga tív
telepszám
200
73 Egy vegyület vagy környezeti minta akkor tekinthető a Salmonella/Ames tesztben egyértelműen genotoxikusnak, ha a revertáns telepek száma legalább egy törzsben, metabolikus aktiválással, vagy anélkül) meghaladja a negatív kontroll revertáns telepszám-átlagának kétszeresét, függetlenül a szórásoktól. Egyik általunk vizsgált termálvíz-koncentrátum sem éri el ezt a revertáns telepszámot, tehát detektálható mértékben nem tartalmaznak a TA98 jelű teszttörzsre mutagén, vagyis frameshift (kereteltolásos) mutációt okozó összetevőt. A Salmonella typhimurium TA100-as jelű törzs esetén hasonló eredményeket kaptunk: a negatív kontrollhoz viszonyítva egyik gyógyvíz-koncentrátum esetén sem számolhattunk akkora revertáns telepszámot, amely mutagenitást okozó összetevő jelenlétére utalna. Ez azt jelenti, hogy a vizsgált minták egyike sem tartalmaz bázispár-szubsztitúciót okozó mutagén összetevőt. (Lásd 25-26. ábrák.) VIII. táblázat: Öt magyarországi termálvíz-koncentrátum félfelületi telepszámai Salmonella/Ames tesztben, TA 98-as törzsben (LÁSZLÓ, 2012). 1. Hévíz, 2. Hajdúszoboszló, 3. Gyopárosfürdő, 4. Tiszakécske, 5. Zalakarosi termálvíz
Az UV-sugárzással szembeni érzékenység mérése során azt tapasztaltuk, hogy a Salmonella typhimurium TA 98-as törzsének besugárzása után egyik gyógyvíz-koncentrátum sem mutatott semmilyen gátlóhatást sem metabolikus aktivációval, sem metabolikus aktiváció nélkül. Ezt az VIII. táblázat demonstrálja.
74 IX. táblázat: Öt magyarországi termálvíz-koncentrátum félfelületi telepszámai Salmonella/Ames tesztben, TA 100-as törzsben (LÁSZLÓ, 2012). 1. Hévíz, 2. Hajdúszoboszló, 3. Gyopárosfürdő, 4. Tiszakécske, 5. Zalakarosi termálvíz
TA100-as teszttörzs esetén is vizsgáltuk az egyes gyógyvízminták ultraibolya-sugárzás elleni védő hatását. Az UV-sugárzás elleni védő mechanizmus detektálását metabolikus aktiváció nélkül és metabolikus aktivációval is elvégeztük (IX. táblázat). A metabolikus aktivációval kapott eredményeket külön, grafikusan is is ábrázoltuk. (Lásd 27. ábra.)
75
27. ábra: Előzetesen gyógyvízzel kezelt Salmonella typhimurium TA100-as UVérzékenységének vizsgálata metabolikus aktiváció esetén (LÁSZLÓ, 2012). A TA 100-as jelű törzs UV-érzékenységének vizsgálata során a gyógyvízzel előkezelt baktériumsejtek telepszáma azt mutatja, hogy három gyógyvíz- és a termálvíz-koncentrátumnak bizonyos fokú védő hatása van az ultraibolya-sugárzás ellen. Az eredmények alapján a hévízi, a tiszakécskei és a gyopárosfürdői gyógyvíz-koncentrátum és a zalakarosi termálvíz-koncentrátum jelentős mértékű védelmet nyújt a kezelt baktériumsejtek számára az ultraibolyasugárzás letális hatásai ellen. Fontos azonban megállapítani, hogy az ultraibolyasugárzás elleni védelem csak metabolikus aktiváció mellett volt jellemző. Összegezve tehát Salmonella typhimurium TA 98 és TA 100 jelzésű törzsekkel végzett tesztek esetén sem metabolikus aktiváció nélkül, sem metabolikus aktivációval nem tapasztaltunk akkora revertáns telepszámot, amely mutagén jelenlétére utalni. Ez alapján tehát elmondható, hogy detektálható mértékben, önmagában egyik vízminta (illetve annak koncentrátuma) sem tartalmaz frameshift mutációt illetve bázispár szubsztitúciót okozó mutagén komponenseket. Az a tény, hogy a metabolikus aktiváció sem befolyásolta a revertáns telepszámot, arra utal, hogy sem direkt, sem pedig indirekt mutagének nincsenek jelen – a teszt segítségével kimutatható mennyiségben – az 1000 x-esre töményített vízmintákban. Négy vízminta ultraibolya-sugárzás elleni védőhatását sikerült viszont kimutatnunk Salmonella typhimurium TA 100-as jelű törzse esetében (metabolizáló rendszerben), a TA 98-as törzsben azonban nem.
76 Az UV-sugárzás DNS-károsító hatása függ a sejttípustól, a sejtproliferációs státusztól, az anyagcsere-állapottól, DNS reparációs kapacitástól, endogén és exogén fotoszenzibilizátorok jelenlététől (EMRI, 2004). A TA 98 jelű Salmonella törzs már az előzetes vizsgálatok során is érzékenyebbnek bizonyult a TA 100-as törzshöz képeset. Ez lehet a magyarázat az UV-sugárzás elleni védelem vizsgálata során kapott eltérő eredményekre. Fontos leszögezni, hogy a védőhatás a TA 100-as törzsben is csak májmikroszóma-frakció hozzáadása esetén figyelhető meg, tehát metabolikus aktiváció szükséges az UV-sugárzás elleni védelem kialakulásához. A bakteriális rendszereken végzett tesztek eredményei közvetlenül nem vonatkoztathatók az emberre, illetve az ember epidermiszsejtjeire. Az eredményekből kiderül, hogy az UV-sugárzás elleni védelemben fontos a metabolizmus, de az emberi bőrben eltérő módon működhet, mint az in vitro alkalmazott patkánymáj-mikroszóma frakció. Továbbá az UV-sugárzás célsejtjei, a melanociták és keratinociták különböző érzékenységgel rendelkezhetnek. Ezért további kísérleteket indítottunk – humán keratinocitákkal és melanocitákkal – a gyógyvizek és termálvizek UV-sugárzás elleni védelemben betöltött szerepének tisztázására (LÁSZLÓ, 2012). Az UV-sugárzás hatására a bőrben szabadgyökök képződnek, melyek károsítják az epidermisz sejtjeit, krónikus bőrkárosodáshoz, fotokarcinogenezishez, bőröregedéshez vezetnek. Elképzelhető, hogy a gyógyvizek és termálvizek éppen a szabadgyökök semlegesítésében játszanak szerepet, ezáltal képesek megakadályozni UV-sugárzás okozta károsodást. 4.2.4.
Epidemiológiai vizsgálatok, kockázatbecslés
A békéscsabai termálvíz (75°C) – mint az alföldi gyógy- és termálvizeink általában – magas szervesanyag-tartalommal rendelkezik, mint azt az összes szerves szén (TOC)- ill. a kémiai oxigénigény (KOI)-mérések is bizonyítják. Ismert a víz relatíve magas BTEX-tartalma is (lásd még 4.1). Ezek koncentrációi rendre: 117.2 (benzol); 30.2 (etilbenzol); 35.2 (toluol); és 26 (o-, m-, p-xilol) µg/l-nek adódtak. HASSANIEN és mtsai (1999) végeztek GC/MS vizsgálatokat, melynek végső célja a fürdőzők lehetséges expozíciójának azonosítása ill. annak mértéke, valamint az adatok alapján az exponáltak potenciális toxikológiai kockázatának becslése volt. Számítógépes modelljükben három expozíciós forgatókönyvet analizáltak (lenyelt, bőrön át felvett és levegővel belégzett). A benzol esetében a higiénés határértéket meghaladó szinteket mértek, mely nagyobb volt pl. a dohányosok által belégzett füst – irodalmi adatok alapján ismert – benzolkoncentrációjánál (WALLACE, 1989; 1996). Azt is megállapították, hogya víz szerves anyagainak inhalációja és a dermális expozíciója a fürdőzők/úszók esetében jelentősen járul hozzá az összes expozícióhoz. Ennek nagyságrendje az úszás gyakoriságának, a fedett beltérben töltött időtartamnak, a légzési volumennek és frekvenciának a függvénye. A víz hőfoka nagyban hozzájárult a hatásokhoz, vagyis a termálvíz illékony anyagainak párolgásához. Ennek is betudható az a tény, hogy kb. 99 % az inhaláció és a dermális expozíció hozzájárulása az összes egészségi kockázathoz. Számításaik szerint mind a négy vizsgált vegyületre vonatkozó expozíció
77 magasabb a szoftver által biztonságosnak tekinett szintnél, tehát a környezeti szituáció valamilyen (pl. műszaki, szervezési) intézkedést igényel. Az exponált csoport (uszoda/fürdőlátogatók) egyéni daganatkockázata számszerűsítve pedig a fürdőben elszenvedett expozíció következtében: 8 x 10-5 (80 μR). (HASSANIEN és mtsai, 1999) 4.3.
Hazai peloidok toxikológiai vizsgálata
Jól ismert, hogy az iszapok több ezer éves geológiai képződmények is lehetnek, amelyek kialakulásában fontos szerepet játszott a magas hőmérséklet és a nagy nyomás, amely nemcsak a terápiás szempontból hasznos alkotórészek, hanem a káros, esetlegesen toxikus alkotók képződéséhez is vezethetett. A gyógyiszapok (peloidok) a balneoterápiában is használatosak csakúgy, mint a gyógyvizek. Alkalmazásuk során gyakorlatilag egy durva diszperz rendszerrel van dolgunk, melynek vízfázisát a helyben rendelkezésre álló gyógyvíz, ha ez nincs, forró csapvíz alkotja. Magyarországon öt törzskönyvezett gyógyiszap (hévízi, kolopi, hajdúszoboszlói, marosi gyógyiszap és a Georgikon gyógytőzeg) kerül forgalomba42, melyeket számos neves gyógyfürdőnkben használnak fel iszapkezelésekre. Ezek közül kettőre: a hévízi és a kolopi iszap43 vizsgálatára volt lehetőségünk.
4.3.1.
Ökotoxikológiai vizsgálatok a hévízi és a kolopi iszappal
A peloidokat eredetük és szervetlen, ill. fizikai kémiai tulajdonságaik alapján soroljuk különböző osztályokba (GYARMATI, 1988). A hévízi iszap a kevert peloidok csoportjába tartozik, mert jelentős mennyiségben (20-25%) tartalmaz szerves anyagot (tőzeg) a szervetlen komponensek mellett. Az iszapot eredetileg a világ egyik legnagyobb kiterjedésű gyógytavának a medréből termelték ki, melynek az alját 6-8 m vastagságban tőzeg béleli és ezen a rétegen tör a felszínre a vulkanikus eredetű szervetlen iszap, mely keveredve ezzel a tőzeggel létrehozza a hévízi iszapot. (Lásd 28. ábra.) Ma már természetvédelmi okokból a tó elvezető csatornájából gyűjtik a kezelésre használt anyagot. A hévízi peloid széles körben kerül felhasználásra, különböző reumatikus mozgásszervi megbetegedések, csontritkulás, lágyrész-reuma, izületi műtétek elő- és utókezelése és nőgyógyászati betegségek szerepelnek az indikácók között (GYARMATI és TÓTH, 2000; HÉVÍZ SPA, 2007).
42
2011. novemberi állapot szerint.
43 A hévízi iszap ömlesztett nedves formában (vödrös kiszerelésben), míg a kolopi ún. kompressz formájában (kiszárítva, vászonzacskóba töltve és lefóliázva) állt rendelkezésünkre.
78 A másik vizsgálati mintánk a kolopi iszap, melyet Tiszasüly település mellett a Tisza egykori medréből termelnek ki. Ez a peloid a szervetlen iszapok közé tartozik, szervesanyag-tartalma minimális. (Az iszapok fizikai-kémiai jellemzőit a X-XI-XII. táblázatokban foglaljuk össze.)
28. ábra: A hévízi gyógyiszap genezise. A Hévízi gyógytó: a meder metszete, a kétféle iszap felhalmozódása és keveredése (PLÓZER, 1977) X. táblázat: A peloid minták publikált fizikai és kémiai adatai (SZENDI és mtsai, 2011) Vízoldható szerves frakció Vízoldható szervetlen frakció Kjeldahl nitrogén Hamu Huminsav (össz)
Hévíz 0,903 m/m% 14,44 m/m% 3800 mg/kg 23,9 % 50,3 m/m%
Szerves frakció Szervetlen frakció -
Kolop 1,53 % 93,04 % -
79 XI. táblázat: A hévízi gyógyiszap kémiai komponensei és szemcseméret-eloszlása (GERENCSÉR és mtsai, 2011)
80 XII. táblázat: A kolopi gyógyiszap kémiai komponensei és szemcsenagysága (GERENCSÉR és mtsai, 2011)
Szárazanyag-tartalom
Szemcsenagyság
SiO2
58,88%
CaO
2,66%
>0,02 mm
13,80%
MnO2
0,03%
MgO
2,20%
0,02-0,002 mm
18,10%
Al2O3
17,00%
CaCO3
2,30%
<0,002 mm
60,00%
Fe2O3
7,80%
SO3
1,24%
maradék
8,10%
A magyarországi gyógyvizek és gyógyiszapok toxikológiájáról semmilyen adattal nem rendelkeztünk, ezért első lépésben az intakt iszap tanulmányozását lehetővé tevő ökotoxikológiai módszereket alkalmaztuk. Ennek során az iszapmintákat, mint talajmintákat vizsgáltuk a talajokra egyébként leírt szabványos módszerekkel: Sinapis alba (fehér mustár) csírateszt (OECD, 2003) illetve Eisenia fetida (trágyagiliszta) teszt segítségével (OECD, 2003a; GERENCSÉR és mtsai, 2010). A fehérmustár-magokkal végzett teszt során a kiszárított iszapminták rázatásával talajkivonatot készítettünk, desztillált víz felhasználásával. Kontrollként talajoldat helyett desztillált vízet alkalmaztunk. Csoportonként 30-30 mustármagot csíráztattunk. Az inkubálás szobahőmérsékleten és teljes sötétségben történt. Az értékelést 72 óra múlva végeztük, amely során lemértük a kifejlődött gyökerek hosszúságát és abból kiszámoltuk a növekedés százalékos arányát (LASSÚ, 1998; GRUIZ és mtsai, 2001). A kísérletek során a gyökérnövekedés, mind a hévízi, mind a kolopi iszap esetében elmaradt a kontrollhoz képest.. A hévízi iszap gyökérnövekedésgátlásában sem figyelhető meg szignifikancia (p=0,44), még ha a gyökérhosszúságok nagyobb mértékben maradtak is el a hévízi minta esetében, mint a kolopi gyógyiszapnál (29. ábra).
81 Gyökérhosszúságok átlagai
Gyökér hossz mm-ben
35 30 25
21,11
24,03
20
18,88
19,84
kolopi iszap
kolopi kontroll
15 10 5 0 hévízi iszap
hévízi kontroll
Vizsgálati minták
29. ábra A hévízi és a kolopi gyógyiszap a Sinapis alba gyökérnövekedési tesztben (az adatok mm-ben) (GERENCSÉR és VARGA, 2008). A vizsgált minták esetében a képződött gyökereknek nemcsak a hosszúsága maradt el a kontrollhoz képest, hanem a gyökér morfológiája is eltért, az iszapok esetében gyakran figyelhettünk meg hosszú, hajszálvékony, szinte áttetsző gyökereket, amelyek a növényt esetleges további élete során nem tudták volna megfelelően vízzel és tápanyagokkal ellátni. Az észlelt eltérésekért olyan, a mintákban jelenlévő, biológiailag aktív komponensek lehetnek felelősek, amelyek a gyökérképződésre és -fejlődésre negatívan hatnak. Második vizsgálatsorozatunkban a talajok minősítésében használt Eiseniatesztet alkalmaztuk. Tesztállatunk a gyűrűsférgek közé tartozó trágyagiliszta (Oligochaeta, Lumbricidae: Eisenia fetida vagy E. foetida) volt, mely laboratóriumban is könnyen tartható és tenyészthető. Az egyes kísérleti sorozatokat 10 állategyeddel végeztük, minden esetben azonos számú kontrollal. (A kontroll állatokat mesterséges talajban "arteficial soil" tenyésztettük.) Az egyes vizsgálati típusokat 3 esetben ismételtük. Az értékelés alapját általában 30 kezelt egyednek 30 kontrollal végzett összehasonlítása adja (FISCHER,1989; FISCHER és MOLNÁR, 1997). Tesztparaméterként a letalitás alakulását, a testtömegben bekövetkező változások mértékét és a reprodukciós képességet kísértük figyelemmel. A túlélő egyedeket hetente számoltuk és a testsúly csökkenését vagy gyarapodását heti rendszerességgel század mg pontossággal mértük. A szaporodás alakulását a 3. héttől a hetente képződő kokonok (petetokok) számolásával követtük nyomon (GERENCSÉR és VARGA, 2008a). A kísérlet során elhullás nem volt tapasztalható, ebből arra következtetünk, hogy az iszap nem okoz akut toxicitást, mert vagy nem tartalmaz olyan
82 vegyületeket, amelyek az állatokra nézve erősen toxikusak lennének vagy csak nagyon kis koncentrációban lelhetők fel ilyen alkotórészek. A két másik végpont, a testtömeg alakulása és a reprodukció már sokkal jelentősebb eltéréseket mutatott mindkét minta esetében. A testtömegváltozás alakulását a nyolc héten át, hetente történő mérésekkel dokumentáltuk. Megfigyelhetjük, hogy már a kontroll esetében, és a két vizsgált iszap esetében is, a 4-5. héttől egy lassú, de egyenletes testsúlyvesztés indult meg (30. ábra). Mivel ez a testtömeg csökkenés mind a kontroll és mind a minták esetében is bekövetkezett, ezért valószínűsíthető, hogy ennek az oka inkább a tápanyagellátottság hiányával44 indokolható, nem pedig a különböző iszapok kedvezőtlen vagy káros összetételéből adódik. A hévízi iszap és a kontroll testtömegének összehasonlításával megfigyelhetjük, hogy a mért adatokban jelentős különbségeket nincsenek, ezzel ellentétben a kolopi iszapnál az eltérés látványosabb a kontrollhoz képest, de szignifikáns különbség nem mutatható ki. A hévízi és a kolopi mintákban tartott állatok átlag testtömege közötti különbség is jelentősnek mutatkozott (körülbelül 70 mg), ennek oka a hévízi iszap nagyobb szervesanyag-tartalmával magyarázható, mert ebből az állatok azt követően is juthattak valamennyi táplálékhoz, amikor a lótrágya már elfogyott a közegből. TESTTÖMEG
Testtömeg mg-ban
600,00 500,00 400,00
KONTROLL
300,00
HÉVÍZ
200,00
KOLOPI
100,00 0,00 1
2
3
4
5
6
7
8
9
Hetek száma
30. ábra: A kontroll és az exponált csoportok testtömegei. (GERENCSÉR és VARGA, 2008a) A harmadik héttől folyamatosan minden héten megszámoltuk a képződő kokonok mennyiségét, a következő ábrán (31. ábra) jól megfigyelhető a petetokok egymáshoz viszonyított arányának alakulása a 7 hét során, az ábrán egymás 44 Megjegyzendő, hogy a közegekhez előzetesen nagyobb mennyiségű lótrágyát kevertünk (2/5 arányban), hogy a szervesanyag-ellátottság ne lehessen limitáló tényező a vizsgálatban.
83 mellett szerepel a kontroll és a két minta. A számolások első hetében darab pontossággal egyenlő volt a képződő peték mennyisége, ezt követően a kontroll és a hévízi minta esetében egy jelentős mértékű számbeli növekedés történt. A kolopi minta esetében is nőtt a keletkezett peték száma, de csak elhanyagolható mértékben, amely a hetek előrehaladtával csak tovább csökkent, a kontrollhoz (p=0,02) és a hévízi mintánkhoz (p=0,01) képest is a különbség szignifikáns.
KOKONOK SZÁMA 40
Kokonok db-ban
35 30 25 20 15 10 5 0 1
2
3
4 Hetek száma
5
6
7
KONTROLL HÉVÍZ KOLOPI
31. ábra: A tíz egyedre eső átlagos kokonszám az idő függvényében. (GERENCSÉR és VARGA, 2008a) A növényt és alacsonyrendű állatokat is tesztobjektumként alkalmazó ökotoxikológiai vizsgálatokból arra a következtetésre jutottunk, hogy a vizsgált iszapok és a kontroll között jelentős, gyakran szignifikáns eltérések figyelhetők meg, amelyek csak és kizárólag az iszap szervesanyag-tartalmával nem magyarázhatók (GERENCSÉR és mtsai, 2010). Igaz, a vizsgálatokból kitűnik, hogy ez a tulajdonságuk is fontos lehet. Nagymértékben hozzájárulhatnak ezekhez a kapott értékekhez az iszapokban jelenlévő, különböző – még nem ismert – komponensek. A peloidok valószínűleg nemcsak olyan biológiailag aktív anyagokat tartalmaznak, amelyek a gyógyulást segítik elő, s amelyeket már évezredek óta felhasznál az emberiség, hanem olyanokat is melyekkel szemben a humán expozíció inkább kerülendő lenne. Természetesen ezekkel az egyszerű vizsgálatokkal nem mondhatjuk ki, hogy az iszapok toxikusak, de mindenképpen figyelemre méltóak az eredmények, s további toxikológiai és analitikai vizsgálatokat tesznek szükségessé a pontosabb hatás kiderítése érdekében. Ezért
84 genotoxicitási tesztek elvégzésére is vállalkoztunk, ami az iszapok esetében nem egyszerű technikákat igényel. 4.3.2.
A peloidok genotoxicitásának vizsgálata
4.3.2.1. Előinkubációs Salmonella/Ames teszt Iszapok genotoxikológiai vizsgálatát világviszonylatban elsőként végeztük, pedig ez egy igen fontos lépés a balneológia és a balneoterápia "evidence-based" szintre emeléséhez. Célunk a korábban ismertetett két leggyakrabban használt hazai gyógyiszap egészségi kockázatának becslése, valamint olyan módszer kifejlesztése volt, melyben az iszapok eredeti állapotukban vizsgálahatók. Iszapmintáinkat ennek megfelelően először változatlan formában (in toto), majd talajextrakciós módszerekkel vizsgáltuk (LASSÚ, 1998). Miután csak nagyon enyhe hatásokra számíthattunk kis mennyiségű teljes iszapok táptalajba keverésénél, ezért az Ames teszt egy kissé bonyolultabb, de érzékenyebb verzióját, az ún. előinkubációs tesztet alkalmaztuk (MARON és AMES, 1983). A peloidokat eredeti állapotukban tároltuk, a kísérlet előtt autoklávban sterileztük. A steril peloidokat a baktériumtörzsekkel 30-60-120 percig inkubáltuk 37 °C-on. Az előinkubációs Ames teszt során a tesztanyagok és a S. typhimurium baktériumok együtt magasabb koncentrációban inkubálódnak, mielőtt a minimálagar-lemezekre kerülnének, szemben a hagyományos eljárással. A peloidok három koncentrációjával dolgoztunk: 20-40-80 mg/108 baktérium (SZENDI és mtsai, 2011). Statisztikailag szignifikáns mutagenitást nem észleltünk sem a hévízi, sem a kolopi peloid mintáknál az előinkubációs Ames tesztben. (Példaként bemutatjuk a TA 100-as törzs eredményeit a 32-33. ábrán.) Ennek lehetséges oka, hogy a módszer korlátozza a rendszerbe vihető koncentrációmennyiséget.
85
32. ábra: TA 100-as Ames mutagenitási adatok a hévízi in toto mintánál (SZENDI és mtsai, 2011)
33. ábra: TA 100-as Ames mutagenitási adatok a kolopi in toto mintánál (SZENDI és mtsai, 2011) Az in toto vizsgálat negatív eredményeinek finomítására klasszikus talajkivonási eljárásokkal előállított peloidextraktumokkal is (LASSÚ, 1988) is elvégeztük az Ames tesztet. A gyógyiszapok kivonatainak vizsgálatára a konvencionális lemezinkorporációs módszert alkalmaztuk, a tesztet metabolikus aktivációval és anélkül is elvégeztük. A négyféle peloidkivonat elkészítéséhez
86 rendre: desztillált vizet; 0,1 N-os sósavat; metanolt illetve toluolt használtunk. A 20 grammnyi iszapmintákat 100 ml oldószerrel rázattuk. Az extraktumokat három dózisban teszteltük: 100 μl, 66 μl, 33 μl/lemez (108 baktérium). Negatív kontrollnak a megfelelő oldószereket használtuk. Az egész sorozatot – három hónap eltéréssel – megismételtük. A mintákat a 3. hónapos vizsgálatig hermetikusan lezárt tartályokban, szobahőmérsékleten tároltuk. A hévízi iszap egyes szervetlen oldószeres oldatai: sósavas kivonat TA98as törzsben, illetve vizes és sósavas kivonatok TA100-as törzsben metabolikus aktiváció után statisztikailag szignifikáns mutagenitást mutattak.
oldószeres kontroll
* *
minta
* *
oldószeres kontroll minta
vizes
33μl 66μl 100μl
33μl 66μl 100μl
* 33μl 66μl 100μl
200 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0
33μl 66μl 100μl
átlagos telepszám
TA100 - Hévíz
S9+ S9-
sósavas metanolos toluolos
34. ábra: Hévízi kivonatok a bázispár szubsztitúcióra érzékeny törzsnél (* szignifikáns eltérés) (SZENDI és mtsai, 2008) A hévízi iszap egyes szerves oldószeres kivonatai közül: a toluolos extraktum TA 98-as törzsben, metabolikus aktiváció után, illetve a metanolos extraktum TA 100-as törzsben, metabolikus aktivációval és anélkül is (34. ábra) mutagénnek bizonyult (p<0,05). A kolopi iszap vizes és sósavas kivonatai esetében a TA 98-as törzsnél nem észleltünk eltérést. Azonban ezek a kivonatok a TA 100-as törzsnél szignifikáns mutagenitást mutattak metabolikus aktiváció után. A kolopi iszap metanolos és toluolos oldatai enzimatikus aktiváció után mutagénnek bizonyultak a TA 100-as törzs esetében. A TA 98-as törzs alkalmazásakor a szerves anyagokat tartalmazó kivonatokban nem tapasztaltunk eltérést.
87
35. ábra: Frame-shift mutagenitás a hévízi peloid mintánál * szignifikáns eltérés (SZENDI és mtsai, 2011)
A 3. hónapos mintákkal megismételt vizsgálatok érdekes változásokat mutattak. A hévízi peloid kivonatai közül TA 98-as törzsnél a sósavas oldat metabolikus aktiváció nélkül (S9-) szignifikáns mutagenitást mutatott (p<0,05) (35. ábra). A TA100-as törzsnél szignifikáns eltérést nem tapasztaltunk. A kolopi iszap esetén a TA98-as törzsnél, metabolikus aktiváció nélkül (S9) a vizes és metabolikus aktiváció után (S9+) a metanolos kivonat, míg a TA100-as törzsnél, metabolikus aktiváció után (S9+) a sósavas kivonat mutatott statisztikailag szignifikáns különbséget a megfelelő oldószeres kontrollhoz képest. Összefoglalva, mindkét peloidkivonatos kísérletben több, statisztikailag szignifikáns eltérést tapasztaltunk abban az esetben, amikor metabolikus aktivációt (S9+) alkalmaztunk (14 vs. 4). Tehát az indirekt mutagének jelenléte mindkét iszapmintában jelentős. Szervetlen oldószerek (desztillált víz, sósav) használata esetén kétszer több statisztikailag szignifikáns eredményt kaptunk (12 vs. 6), mint a szerves oldószereknél (metanol, toluol), mindkét kísérletben és peloidmintánál. (A szervetlen oldószerek hidrofil szerves anyagokat is oldhatnak.) A Hévízi-tóból származó gyógyiszap szervesanyag-tartalma jelentős, ezért szerves kivonataikban magasabb mutagén aktivitást vártunk. A kolopi gyógyiszap a szervetlen iszapok csoportjába tartozik, rendkívül kevés szerves anyagot tartalmaz. Ennek ellenére a szerves oldószerekkel készített kivonatok esetén tapasztaltunk szignifikáns eltéréseket (p<0,05).
88 A TA100-as tenyészeteknél, metabolikus aktiváció után (S9+) több, statisztikailag szignifikáns mutagenitást figyelhettünk meg mindkét peloidnál. Így feltételezzük, hogy a peloidminták főként bázispár szubsztitúciót okozó indirekt mutagéneket tartalmazhatnak (SZENDI és mtsai, 2012). Magyarországon – ahogyan már fentebb említettük – a hévízi gyógyiszap szervesanyag-tartalma jelentős, de az egyéb hazai gyógyiszapokra ez nem jellemző. VENIALE és munkatársai bizonyították is, ami tapasztalatból tudható: a magas szervesanyag-tartalmú iszapokban magas mikrobiológiai aktivitás várható. Az iszapkivonatos vizsgálataink ismételt eredményeiben fluktuációt tapasztaltunk: első esetben több mutagén frakciót kaptunk, mint másodszorra, és a második kísérletsorozatban a mutagén mintázat szinte teljes mértékben különbözött az előzőtől, csupán minimális átfedés volt megfigyelhető. Az iszapban élő, biológiaimetabolikus aktivitással rendelkező mikroorganizmusok magyarázhatják a fenti eredményeket (VENIALE és mtsai, 2007; SZENDI és mtsai, 2012). Az iszapokban előfordulhatnak potenciálisan veszélyes szervetlen alkotók is (As, Hg, Cd, Pb, Se stb.), valamint az esetenként jelen lévő radioaktivitás is további kérdéseket vethet fel. Napjainkban a széleskörű népszerűségnek örvendő, gyógyiszapokból készült kozmetikai, illetve a gyógyászatban is alkalmazott termékek otthoni felhasználása újabb problémák felmerüléséhez vezet. A háztartásokban használatba kerülő eredeti peloid készítmények – amelyek feltehetően nagyszámú mikroorganizmust tartalmaznak – a kezelést megelőzően, vízzel keverve lehetőséget biztosítanak a mikrobiológiai érési folyamatokhoz. E körülmények fontos szerepet játszhatnak a toxicitásban is. A kockázatbecslés szempontjából, mivel bakteriális rendszerben dolgoztunk, az így kapott eredmények humán viszonyokra közvetlenül nem extrapolálhatók. Ezen kívül peloidkivonatos kísérleteinkben, Ames tesztben, a gyógyiszapok szerves és szervetlen komponenseit magasabb koncentrációban alkalmaztuk, mint amennyivel az emberi szervezet érintkezhet egyszeri iszapkezelés alkalmával. A metabolikus aktivációval kapott eredményeink potenciális, indirekt kockázatot jelentenek, mivel az emberi bőr metabolizmusban betöltött szerepe elhanyagolható a májenzimekkel szemben. Azonban a felszívódó indirekt mutagének már könnyen elérhetik a metabolizáló szerveket. Ismereteink korlátozottak a hámszövet metabolikus aktivitását illetően (MATIS és mtsai, 1996; TATEO és mtsai, 2009).
89 4.3.2.2. A peloidok hatásának vizsgálata üstökös-elektroforézissel, emlőssejtben Vizsgálati módszerünk, a genotoxikológiában már rutinszerűen használt üstökös gélelektroforézis (comet assay), mely elsődleges DNS-károsító (genotoxikus) környezeti komponensek vizsgálatára szolgál. Ehhez általában humán limfocitasejteket használnak objektumként (VARGA, 1996). A teszt a DNSszáltörések vagy azzá alakítható egyéb károsodások detektálására szolgál. A módszer nagy előnye, hogy egyedi sejtekről kapunk eredményeket, ezért legalább 50 sejtet kell értékelnünk ahhoz, hogy elegendő információval rendelkezzünk a DNS-károsodás mértékéről. Ezzel a mikrogél elektroforézis eljárással gyakorlatilag bármilyen eukarióta sejtpopulációt tanulmányozhatunk, mely lehetővé teszi a hatások célszöveteinek/célsejtjeinek megtalálását. Pl. kezelt állatok kipreparált szöveteiből sejtszuszpenziót előállítva, azt egy tárgylemez felületére vitt vékony agarózgélben szuszpendálva, elektroforézissel a sejtmagok DNS-ének töredezettségét vizsgálhatjuk.45 Ha az elektroforézist semleges pH-mellett végezzük, csak a kettős száltöréseket, ha lúgos közeget alkalmazunk, az egyszálas töréseket is kimutathatjuk. Az UV-sugárzás különböző fajtái különböző típusú száltöréseket indukálnak, ezért célszerű a balneoterápia fotobiológiai hatásainak vizsgálati stratégiájába egy ilyen módszert is bevonni. Az első esetben az in toto iszapmintákat közvetlenül az agaróz gélhez kevertük és ehhez adtuk hozzá a vizsgálandó magsabbrendű állat (rágcsáló) sejtjeit (egér- ill. patkánylimfociták), majd ezt követően végeztük el a sejtek lizálását és az elektroforézist (VARGA és mtsai, 1999). A mintát tartalmazó gélréteg 10 mg iszap/1 ml gél koncentrációjú volt. Közvetlenül e fölött helyezkedett el a sejteket tartalmazó réteg. Pozitív kontrollként egy korábban Ames tesztben igen erősen genotoxikusnak bizonyult, szennyezett talajmintát használtunk, továbbá a teszt standard pozitív kontrollját, a hidrogénperoxidot. Az expozíció (inkubáció 37 fokon, nedves kamrában, 60 percig tartott.) Az elektroforézist lúgos közegben végeztük, mely mind a kétszálas, mind az egyszálas DNS-töréseket detektálja. Az etidiumbromiddal festett sejtmagokat fluoreszcens mikroszkóp és képértékelő rendszer segítségével vizsgáltuk. A képanalizáló szoftver sejtenként megmérte a fej (sejtmagban maradt DNS) és a csóva (az elektroforézis során a magból az anód felé mozgó DNS-fragmentumok) arányát, fluorszcenciaintenzitásbeli különbségük alapján ("tail-moment", TM). Ez az arány annál 45
Maratott tárgylemezre 3 réteg agaróz gélt viszünk fel, a középső réteg tartalmazza a o vizsgálandó sejteket. Majd nagy koncentrációjú 4 C-os sóoldattal lizáljuk a sejteket (1 % natriumszarkozinát, 2.5M NaCl, 100 mM Na2-EDTA, 1 % Triton X-100, 10 % DMSO és 10 mM Tris) és a szabaddá tett DNS-t lúgos körülmények között elektroforetizáljuk. Az elektroforézist megelőzően a mintát 20 percig az elektroforézis pufferben (200 mM EDTA, 10 N NaOH, pH 10) hagytuk állni. Az elektroforézist 40 percen keresztül 11 V-tal, 132 mA áramerősséggel, sötétben végeztük. Az elektroforézist követően a mintát etidium-bromiddal (20 µg/ml) megfestjük, amely a gerjesztőfény hatására majd a detektálás során vörösen fog fluoreszkálni. Ezt követően fluoreszcens mikroszkóp segítségével a megfigyelést zöld fényben (520/590 nm) végezzük, felső megvilágítással, 400x nagyítás mellett. Megfelelő számítógépes rendszerrel történik az értékelés (Comet assay IV. – Perceptive Instruments Ltd.).
90 nagyobb, minél nagyobb arányban károsodott a DNS. Ezt az értéket tudjuk objektumonként meghatározni és statisztikailag értékelni.
A
B
C
36. ábra: A DNS-károsodás megjelenítése az üstökös elektroforézis során, egérlimfocitában. Fluoreszcenskép-analízis. Negatív kontroll (A), pozitív kontroll (B) és a hévízi gyógyiszap (C). A fényes terület a sejtmag, mellette a csóva látható. Az objektumok alatt a fluoreszcencia-intenzitás görbéje, mely arányos a DNStartalommal. A hévízi gyógyiszap (36. ábra) nem mutatott statisztikailag értékelhető genotoxikus hatást, TM-átlaga némileg alacsonyabb volt a negatív kontrollénál is. A kolopi gyógyiszap szintén nem mutatott szignifikáns eltérést a negatív kontrolltól, míg a szennyezett talajminta szigifikánsan (p=0,027) genotoxikusnak mutatkozott. (SZENDI és GERENCSÉR, 2011) In vitro–in toto rendszerünkben a hévízi és a kolopi iszap feltételezett DNSkárosító hatása tehát nem igazolható, mert vagy nem tartalmaznak káros anyagokat vagy azok olyan mennyiségben vannak jelen, hogy nem detektálhatjuk károsító hatásukat a rágcsálók limfocitáinak DNS-ére. 4.3.2.3. A peloidok hatásának vizsgálata üstökös-elektroforézissel, Eisenia fetidaban A második esetben egy ökogenotoxikológiai vizsgálatot végeztünk: a korábbi ökotoxicitási vizsgálatainkat kombináltuk a DNS-száltörések nyomonkövetésével: trágyagiliszta (Eisenia fetida) cölomasejteket vizsgáltunk üstökös-elektroforézissel (SANCHEZ-HERNANDEZ, 2006; FOURIE és mtsai, 2007). A gilisztákat 3 hétre kolopi és hévízi iszapba telepítettük, majd a testfal pórusain keresztül testüregi sejteket, azaz cölomocitákat (coelomocyta) vontunk ki. Ehhez REINECKE és REINECKE (2004) módszere szerint guajakol-glicerin-étert használtunk. Az elektroforézist a szokásos módon végeztük (REINECKE és REINECKE, 2004; GERENCSÉR és mtsai, 2011). A kolopi és a hévízi mintákban tartott férgekből is megfelelő mennyiségű sejtet nyertünk az értékeléshez. A kolopi iszap és a negatív kontroll között nem találunk szignifikáns eltérést, viszont a hévízi minta és a negatív kontroll közötti különbség szignifikánsnak adódott (p<0,005) (37-38. ábrák). A teszt alapján a hévízi iszapnak van/lehet tehát DNS-szintű hatása, alacsonyabbrendű sejteken.
91
B
A
C
D
37. ábra: Az Eisenia cölomasejtjeinek DNS-károsodása, fluoreszcenskép-analízis. Kolop (A), Hévíz (B), pozitív kontroll (C) és negatív kontroll (D).
38. ábra: Az in vivo iszapexpozíció hatása az Eisenia cölomasejtekre: tail-moment átlagértékek (csoportátlagok ± SD)
92 Természetesen az ökogenotoxikológiai vizsgálómódszer eredményei elsősorban a környezetterhelés (pl. használt iszap elhelyezése) várható konzekvenciáit jelzik, nem vonatkoztathatók a humán expozícióra. Viszont a giliszták teljes testfelületükön, hosszú időn keresztül vették fel az iszapok anyagait, így expozíciójuk kifejezettebb volt, mint bármelyik másik, általunk vizsgált tesztben. Elképzelhető magyarázat lehet az is, hogy a cölomasejtek az iszap (mikrobiális) érési folyamatainak a krónikus expozíció során a genotoxicitásban bekövetkező változásait jelzik vissza. Az említett körülmények tekintetében az iszapok frakcionált vizsgálata, a kapott mutagén frakciók további kémiai analízise, a komponensek elkülönítése és a toxikus összetevők azonosítása szükséges. A gyógyiszapok otthoni használatát46 megelőző minőségi, aktuális toxicitást felmérő vizsgálatok, gyorstesztek alkalmazása alapvető fontosságú a toxikus mellékhatások elkerülése érdekében. Ehhez az általunk kifejlesztett metodikák hasznos segítséget nyujtanak. Az Eisenia cölomasejtek ökogenotoxikológiai vizsgála a környezetvédelmi (hulladékminősítési, hulladék-elhelyezési) tanulmányok használható, egzakt vizsgálómódszere lehet.
46
Gyakorlatilag ellenőrízetlen/ellenőrízhetetlen expozíciónak minősül.
93 5.
FELSZÍNI VIZEK MINŐSÉGÉNEK ÉS MENNYISÉGÉNEK HATÁSA AZ EMBERI EGÉSZSÉGRE
5.1.
A vizek összetételének és szennyezéseinek toxikológiai vonatkozásai – cianobaktérium eutrofizáció
Toxikus vízvirágzásról abban az esetben beszélünk, amikor a vízvirágzásban előforduló planktonszervezetek olyan anyagcseretermékeket termelnek, amelyek biológiai tesztben, (leginkább egértesztben) mérgezőnek bizonyulnak. Az eukarióta algákkal szemben a cianobaktériumok viszonylag „mentesíteni” tudják magukat a nitrogén és a foszfor limitáló hatásától, mivel több cianobaktérium faj képes a légköri nitrogén megkötésére, illetve a foszfor nagy mennyiségben való elraktározására (REYNOLDS és WALSBY, 1975). Mindemellett a magas oldott nitrogén illetve foszfortartalom elősegíti a vízvirágzások kialakulását.47 Amennyiben a víztér vizét állattartás során itatóvízként, vagy humán fogyasztásra, ivóvízként hasznosítják, úgy állategészségügyi ill. humán egészségügyi problémák is felmerülhetnek. A humán megbetegedések lehetőségét szélesíti, ha a cianobakteriális tömegprodukció szabadidős tevékenység céljából használt természetes víztérben, vagy erre a célra létesített mesterséges víztérben következik be (szabadstrandok, horgász- és halastavak) (BÁCSI és mtsai, 2009a). Egy cianobaktérium törzs toxintermelése genetikailag meghatározott. A szükséges gének megléte azonban nem mindig jár együtt a toxin tényleges termelésével: a környezeti faktorok változásokat indukálhatnak a toxicitás mértékében, a toxin koncentrációban. A cianotoxinok elsősorban a sejtek pusztulása után kerülnek a közegbe, aktív kiválasztásuk az élő sejt által csak ritkán fordul elő. Egészséges, a növekedés logaritmikus fázisában lévő kultúrában a teljes toxinmennyiségnek mindössze 10-20%-a extracelluláris. Felszíni vizekben, a vízvirágzás kibontakozásának kezdeti szakaszában az extracelluláris toxinkoncentráció csupán 0,1-10 g/l. Ez az érték a virágzás összeomlásakor 3000-25000 g/l is lehet. Ez igen fontos adat a vízkezelés szempontjából: a vízvirágzások réz-alapú vagy szerves herbicidekkel való kezelése a környező vizek toxintartalmának óriási mértékű növekedéséhez vezethet (BÁCSI és mtsai, 2009). 1979-ben Palm Island (Queenland, Ausztrália) 138 lakóját kellett hospitalizálni a gasztroenteritisz különböző tüneteivel. Mindannyian gyermekek voltak. Kezdeti tüneteik a hepatitiszre emlékeztettek, a később vesekárosodás és véres hasmenés jelentkezett. Vizeletük fehérjéket, ketonokat és cukrot tartalmazott nagy mennyiségben. 4-26 nap alatt minden páciens felgyógyult, az
47 A jelenség elméleti alapjait (Murdoch-féle inercia, vízvirágzás feltételei) lásd: DÉVAI és mtsai (1981-82) (Derzsi halastó példája).
94 esethalmozódás okát – akkor – nem találták meg. A betegséget elnevezték “Palm Island Mystery Disease”-nek48. A cianobaktériumok különböző – közegészségügyi jelentőségű – biológiailag aktív anyagok (toxinok) termelésére képesek fürdővizekben is. Annak vizsgálatára, hogy milyen egészségkárosító hatása lehet a napsugárzásnak kitett, nyitott termálvizes medencékben vagy szennyezett felszíni vizekben történő fürdőzésnek, egy új ökotoxikológiai teszt kifejlesztésén dolgozunk (VARGA, 2010c). Megfigyeltük ugyanis, hogy a közvetlenül kútfejből, mintavételi csapon át vett termálvízmintáink némelyikében, a tárolás során cianobaktériumutónövekedés észlelhető. A következő nemzetségeket találtuk a tárolóedényekben (VASAS, személyes közlés): Egerszalók: Zalakaros: Tiszakécske: Gyopárosfürdő:
Limnothrix, Oscillatoria Oscillatoria Oscillatoria, Nostoc Limnothrix
Mindegyik fenti genusnak vannak hőkedvelő vagy széles hőmérséklettűrésű fajai. Ettől függetlenül is találhatunk a szakirodalomban olyan közléseket, melyek szerint eredetileg trópusi fajok a mérsékelt öv (pl. Európa) melegebb vizeiben is előfordulnak. Ezek közül kiemelendő a Cylindrospermopsis raciborskii, melyről tudjuk, hogy erősen toxintermelő törzsei is vannak. Leírták közep-európai vizekben is (BLÁHOVÁ és mtsai, 2009), és egyesek a globális felmelegedés egyik indikátorának tartják (SINHA és mtsa, 2012). Ezért elképzelhető, hogy a töltő-ürítő rendszerű termálvizes medencékben lehetőség van az elszaporodásukra, különösen annak fényében, hogy a termálvizek számos szervetlen iont és nem ismert szerves anyagokat tartlamazhatnak relatíve nagy koncentrációban. További lehetőség a vízvirágzások kialakulása a befogadókban, ahová a használt termálvizeket engedik. Ezen az elvi alapon szeretnénk egy a termálvizek toxikológiai potenciálját értékelő tesztet kidolgozni, a veszélyeshulladék-minősítés mintájára (VARGA, 2010c). Az erősen toxintermelő cianobaktérium-törzseket a vizsgált víz mintájából előállított tenyészetben növesztjük. A víz szervetlenanyag-tartalma és összetétele nagyban befolyásolja a szaporodás ütemét, bizonyos szerves vegyületek pedig akár toxikusak is lehetnek a sejtekre. (Synechocystis sp. növekedési görbéit mutatjuk be a 39. ábrán különböző termálvizekben, a teljes tápanyag-ellátottságú médiumhoz [az ábrán: Kontroll2]
48
Mint később kiderült, édevízi cianobaktériumok által termelt egyik cianotoxin: a cilindroszpermopszin (cylindrospermopsin) volt felelős a "rejtélyes betegségért" (BYTH, 1980). FARKAS és mtsai (2008) a Balatonból és a Kis-Balatonból izolált Cylindrospermopsis raciborskii törzsek hatását sórákon (Artemia salina) vizsgálták, és közel azonos toxicitást tapasztaltak, mint az ausztrál törzs esetében. Molekuláris genetikai vizsgálatok viszont nem igazolták a cilindroszpermopszin termeléséért felelős gének aktivitását.
95 képest [VASAS és VARGA, nem közölt adat]. A kakasszéki vízben mutatkozott a legnagyobb növekedés a vízminták közül.)
39. ábra: Synechocystis sp. növekedési görbék termálvízmintákban
A tenyésztést standard vízfertőtlenítő eljárással állítjuk le, mely a sejtek lízise által intracelluláris toxinokat szabadít fel. A különböző vízminták biomassza(és toxin-) termelő képességét a pozitív kontroll- (azaz teljes tápanyag-ellátottságú) tenyészetekhez viszonyítjuk. Azok a fürdővizek, melyek cianobaktérium (vagy toxin-) túltermelődést mutatnak, az egészségkárosító kockázat minimalizálása érdekében csak korlátozott (beltéri) használatra alkalmasak. A Cylindrospermopsis raciborskii cianobaktériumfaj törzsei az előzetes kísérletek alapján a jól használható organizmusoknak tűnnek, mivel jól tűrik a magasabb hőmérsékleteket is. Kísérleti rendszerünket fürdővizek vizsgálatára fejlesztjük, de jól használható, mint ökotoxicitási teszt a környezeti és humán toxikológiai kockázatbecslés más területein is, pl. szennyvizek, használt és elfolyó
96 termálvizek, talajvizek, vagy talaj, iszap, peloid, szennyvíziszap, szilárd hulladék kivonatainak minősítésére.
5.2.
Folyóink árvizeinek és szennyezéseinek higiénés vonatkozásai
Az itt következő részben olyan témákról szólunk (populációk sérülékenységének történelmi-politikai tényezői, környezeti igazságtalanság, stb.), amelyeket a 2. fejezetben már exponáltunk. Hogyan és mitől válhat sérülékennyé egy közép-európai populáció (nemzet) a környező populációk (nemzetek) felelőtlen környezeti politikája (pl. vízgazdálkodása) miatt? Vannak-e ennek a viselkedésnek történeti okokkal magyarázható gyökerei? Illetve, mennyire befolyásolják a vízügyi, vízhigiénés – tehát alapvetően szakmai – döntéseket ezek az attitűdök? 5.2.1.
Határon átívelő vízszennyezések egészségi hatásai
A Trianoni szerződésig természetes országhatáraink a Kárpátok gerincén, a vízválasztón futottak. A Kárpát-medence egységének felbomlása katasztrofális következményekhez vezetett, különösen Magyarország számára. Folyóink vízgyűjtő területeinek döntő része az új határokon kívülre került, ezért vizeink mennyisége és minősége döntően a felvízi országok vízügyi tevékenységének függvénye. A magyarországi folyóvizek által évente szállított 120 milliárd m3 víz 95%-a határainkon kívülről érkezik. A történelmi szembenállás sajnos a vízügyi együttműködés területein is érezteti hatását, gyakran meggátolva a kölcsönösen előnyös megoldások kidolgozását. A megoldatlan közös gondokra eklatáns példa a dunai vízlépcsőrendszer Szlovákia és Magyarország közötti lezáratlan ügye. A közös határfolyó elterelésének kivitelezését az tette lehetővé, hogy a második világháborút lezáró békeszerződések során a győztesek még további területeket követeltek Magyarországtól. 1947-ben az ún. pozsonyi hídfő átadására kényszerítették Magyarországot (Oroszvár, Horvátjárfalu, Dunacsúny), ez pedig a Pozsony alatti szakaszon a Duna jobb partjának elvesztését is jelentette. Ennek kései következménye volt, hogy Magyarországnak a projektből történő kihátrálása után a Dunát még szlovák területen el tudták terelni a körtvélyesi tározón keresztül, a már megépült bősi erőmű felé. (Az Öreg-Duna megkerülése a határfolyó jelleg megszűnéséhez, a vízkormányzás feletti egyoldalú kontroll a Szigetköz kiszáradását és a felszín alatti vízbázis sérülését vetítette előre [SZABÓ, 1991; HANKÓ, 1993].) A felek megegyezés hiányában végül a Hágai Nemzetközi Bírósághoz fordultak. Magyarország azzal érvelt, hogy a projekt teljes befejezése ökológiai vészhelyzetet idézne elő, és szeizmológiai, archeológiai, árvízvédelmi valamint tájesztétikai kifogások szintén felmerülnek. Az eredmény ismert (INTERNATIONAL COURT OF JUSTICE, 1997), a két elmarasztalt fél vízmegosztási tárgyalásai pedig megfeneklettek. Szlovákia továbbra is egyoldalúan határozza meg az átadott vízmennyiséget, sőt 2001 januárjában deklarálta, hogy sohasem lesz lehetőség a víztömeg 50%-ának
97 átadására, mert az a C-variáns hidrológiai modelljének összeomlásához vezetne. (A terület áttekintő térképét és a C variánst lásd a 40. ábrán.)
40. ábra: A "C-variáns" (VARGA, 2010b) A projekt rövidtávú hatásait már ma is látjuk a Szigetközben, de hosszabb távú hatásaival is rövidesen szembesülnünk kell. Ki tehát az ügy nyertese és vesztese? Nyertesek azok az európai konzorciumok, akik a C-variáns megvalósítását lehetővé tették, és most olcsó – és számukra tiszta – áramban kapják a törlesztést. A vesztes a magyar Szigetköz, a felszín alatti nagy ivóvízbázisunk, és vesztes a szlovákiai Csallóköz színmagyar lakossága is. Ez utóbbiak elszigetelt helyzetének fokozódását szociológiai tanulmányok vizsgálják. A vízminőség romlását pedig majd az idősoros elemzések bizonyíthatják (VARGA és mtsai, 2012).
98 Kétségtelen, hogy a Kárpát-medence legjelentősebb jelenkori környezeti katasztrófáját (KOVAC, 2000; 2000a) egy Nagybányán termelő ausztrál-román ércbányászati vegyesvállalat okozta. A vállalat egy olyan veszélyes technológiát alkalmazott (és alkalmaz a mai napig is) az arany kitermelésére, melyre pl. Ausztráliában nem kaphatna engedélyt. 2000. januárjában a bánya 100 ezer m3 tömény cianid-oldattal szennyezte el a Szamos vízgyűjtőjét, majd a Tisza magyarországi szakaszát. Az összes érkezett cianid 105-110 tonnára tehető és a szennyező hullám 70-100 t rezet is hozott. A szennyezés a Tisza és a Szamos planktonjának majdnem teljes kiirtását eredményezte. A legszembetűnőbb következmény azonban az 1241 tonnányi hal pusztulása volt (STANDOVÁR és PRIMACK, 2001). A vízi élőlények mellett a szárazföldi ökoszisztéma elemei is károsodtak, és néhány természetvédelmi szempontból fontos terület is érintett volt. Így a Hortobágyi Nemzeti Park részét képező Tisza-tó, mely Ramsari-terület, és része az UNESCO Ember és Bioszféra programjának. A mérgezett halak elfogyasztása miatt madarak és emlősállatok is nagy számban pusztultak el. Szerencsére az ivóvíz célú vízkivételt időben leállították, így emberi megbetegedésekről az érintett településeken nem tudunk. A Tisza vizéből kapja például az ivóvizének jelentős részét Debrecen (230 000 fő), a Keleti-főcsatornán keresztül. A főcsatorna torkolatánál (Tiszalök magasságában) veszélyes cianidkoncentrációk voltak mérhetők, de a zsilipet még a szennyezéshullám megjelenése előtt sikertült lezárni. Így a felszínivíz-tisztítómű a főcsatorna medrében lévő, nagy mennyiségű szennyezetlen vízből még napokig tudott dolgozni, az újbóli zsilipnyitásig. A folyón lejjebb a Tisza-tó hígító hatása azonban már érvényesült. Ennek ellenére Szolnok felszíni vízkivételi művének lezárására is szükség volt. Két hónap múlva Borsabánya felől egy második szennyezés érkezett, mely 2000. március 11-én érte el az országhatárt. Ekkor a tiszabecsi szelvényen kb. 15 t ólom, 20 t réz és 70 t cink haladt át. Ennek több mint kilenc-tizede lebegő anyaghoz kötött szennyező anyagot jelentett. Még egy – kisebb – szennyező hullám érkezett négy nap múlva. Az üledékelemzések szerint az alapértékekhez képest tízszeres koncentrációnövekedést jeleztek a nehézfémekre nézve. A táplálékhálózaton keresztül ezek felhalmozódásra képesek, hosszú távú biológiai hatásokat okozva (MINISTRY FOR ENVIRONMENT, 2000), és az ivóvíz-előállítás során is szükség lesz a nyersvíz és a kezelt víz fokozott ellenőrzésre, elsősorban a vízműlaborokban, mert az ÁNTSZ-nél egyszerűen nincsenek meg a mindennapos ellenőrzés feltételei. A cianidkatasztrófa és a nehézfémszennyezés esetében tehát egy román bánya külföldi tőke segítségével okozott ökológiai és gazdasági károkat, valamint megengedhetetlen egészségi kockázatot a magyar népesség számára, miközben a gazdasági haszon máshol jelentkezett: az invesztíció arányában döntően a külföldi cégnél, de részben a román államnál is. Ez nem egyéb, mint a gyarmatosítás és "környezeti igazságtalanság" egy különleges kombinációja: ökokolonializmus. Egyes tőkéscsoportok a posztkommunista országokat új prédának tekintik, és úgy tűnik, erre sajnos minden alapjuk meg is van. Közben Romániában egy ügyészségi vizsgálat felmentette a jogutód vállalat Transgoldot és az extrém időjárási viszonyokat tette felelőssé a bekövetkezett tragédiáért. Nem mindenütt tekintik tehát bűnnek azt, ha valakik egy vagy több szomszédos (alvízi) ország polgárainak egészségét veszélyeztetik.
99 Teszik ezt annak ellenére, hogy az EU vizsgálóbizottsága egyértelműen kijelentette, hogy az ökológiai katasztrófáért minden felelősség a céget terheli (EUROPEAN COMMISSION, 2001). 5.2.2.
A helytelen környezet- és vízgazdálkodás lehetséges egészségi kockázatai
A mai Magyarországon – a medence- és síkságjelleg miatt – az árvizek és belvizek nagy területeket érintenek. Európában nálunk a legnagyobb az árvizek ellen védett terület aránya. Területünk 15 %-a, 700 településen 2,5 millió ember lakhelye található az árvízszint alatt. A művelhető területek harmada, a vasutak 32%-a, a közutak 15 %-a található itt, és a GDP 30 %-át is itt termelik meg. Az államilag fenntartott védművek hossza 4220 km, melynek mintegy 60 %-a megfelelőnek tekinthető. Az érintett területek 97 %-át védik az árvizektől. Ez a védekezés igen költséges, ezért az ország erőteljesen érintett a szomszéd államok árvízi és vízügyi politikájától (SZALAY és URBÁNYI, 1996). 1970-ben egy egész megyét mosott el a szamosi-tiszai árhullám, csak mert a román hatóságok a védekezés legegyszerűbb módját választva a gátak átvágásával Magyarország felé terelték a hatalmas víztömeget. Évtizedekkel később, 1998 óta Magyarország újra egyre nagyobb áradásokkal kénytelen szembenézni. A sorozatos árvizek a Keleti-Kárpátokból erednek49, melyek aztán napi 100 millió Ft-ba kerülő készenléti állapotot okoznak, 10-15 ezer önkéntes és a hadsereg készültségével egyetemben. Az árvízi károk enyhítésén, a higiéniai mentesítő munkákon, az újjáépítésen túl a Kárpátalja felső-tiszai területén élő magyarság segítése is további költség, ez azonban morális kötelezettségünk a rendkívül hátrányos helyzetű régió lakosaival szemben. Például 2001 márciusában a Tisza 36 óra alatt több mint 7 métert emelkedett és az észak-kelet magyarországi szelvényben példa nélküli magasságot ért el a vízszint. A gyenge gátakat elmosta és kb. 1000 épületet öntött el 3 méter magasan ukrajnai területen. Magyarországon is – a Tisza és a Túr árhulláma miatt – 20 faluból 11 200 lakos kellett evakuálni. A vészhelyzet ellenére az ukrán hatóságok – abszurd módon – jelentősen késleltették a határátlépést, valamint a Magyar Vöröskereszt és a Máltai Szeretetszolgálat segélyadományainak célba juttatását. Például jelentős mennyiségű magyar konzervet fordítottak vissza „higiénés okokból”, annak ellenére, hogy az Állami Népegészségügyi és Tisztiorvosi Szolgálat garantálta a konzervek minőségét. (Tette ezt vészhelyzetben az ukrán állam akkor, amikor saját állampolgárait nem tudta élelemmel ellátni!) (VARGA, 2010b; VARGA, 2011) Az ismétlődő nagy árvizek hátterében több ok állhat. Az átlagos évi középhőmérséklet 1 oC-os emelkedése a Tisza árvízszintjét 1 m-rel emeli meg. Másik lehetséges magyarázat, hogy a Tisza vízgyűjtő területén a megnövekedett vegetáció miatt az üledék a folyómedrekben vastagszik. A meder fenékszintje, következésképp a víz szintje is emelkedik. Továbbá az utóbbi években a hóolvadás egyre gyorsabban, hirtelen zajlik le. 2001. március elején pl. mintegy 2 49
A Felső-Tisza vízgyűjtőjén jelenleg két ország osztozik: 5873 km2 (63,1%) Ukrajnában, 3438 km2 (36,9%) Romániában található (SZIKURA és KOLOZSVÁRI, 2012)
100 milliárd köbméter hó olvadt el néhány nap alatt. Ráadásul volt olyan nap eközben, amikor 55 mm eső is hullott a teljes vízgyűjtő területén (VARGA és mtsai, 2012). Az utóbbi évek szélsőséges meteorológiai-klimatológiai körülményei mellett a nagy árvizeknek más okai is vannak. Annak ellenére, hogy a határon túli vízgyűjtő területek állapotáról részletes adataink nincsenek, feltételezhető, hogy a Kárpátok erdőségeit az ukrán és román hatóságok/vállalatok nem kezelik megfelelően. Az 1950-es évektől intenzíven növekedett a fakitermelés, az erdők 60%-a fiatal telepítésű, vízgazdálkodás szempontjából kevésbé hatékony. Kedvezőtlen az is, hogy az erdőírtások központjai az utak, a patakok és folyók vidéke. Az erdőhatár felső határvonala 100-400 m-rel húzódott lejjebb, ami árvízvédelmi szempontból szintén kedvezőtlen (SZIKURA és KOLOZSVÁRI, 2012). Mindez magyarázhatja a sorozatos áradásokat, még ha az erdőírtások és az éghajlatváltozás szerepének számszerűsíett aránya kérdésében nem is sikerült konszenzusra jutni a kutatóknak. A megoldás a Kárpátokban folyó erdőművelés hidrológiai és ökológiai hatásainak együttes tanulmányozása és előrejelzése lehetne. E téren olyan példa értékű kezdeményezésekre van szükség, mint pl. a TRANS-TISA NETWORK program (DÉVAI és mtsai, 2012). 2007–2008-ban újabb problémák jelentkeztek a Tisza vízgyűjtőjén. Elsősorban Ukrajnából, illegális szemétlerakókból származó hulladék (elsősorban PET-palackok) jelennek meg időnként nagy tömegben a Tiszán. A palackok ukrán nyelvű feliratai egyértelműen jelzik a forrást, ezt azonban az érintettek vonakodnak elismerni. A környezeti csapdahelyzetből kivezető útnak sokáig – a kétoldalú kapcsolatok történelmi terheltsége okán is – a közös EU-csatlakozás látszott. Ma már tudjuk, hogy az EU-tagság sem pánácea, nem oldja meg az összes gondot automatikusan, sőt néha újakat generál. 2004-ben egyszerre csatlakozott Szlovákia és Magyarország, mégsincs előreheladás a Duna elterelésének ügyében. A cianidszennyezés kártérítési eljárását sem gyorsította meg Románia csatlakozása. Ausztriával is vitában állunk a Rába folyamatos, bőrgyártás eretű, szerves szennyezése miatt (LAKOSI, 2008). Mindez már az európai integráció negatív hozadékát képezi, melyet majd későbbi korok szakemberei tudnak elemezni, történelmi perspektívából (VARGA, 2011b; VARGA és mtsai, 2012).
101 6.
ÚJ KIHÍVÁSOK: NANOTOXIKOLÓGIA, ENDOKRIN DISZRUPTOROK
A kémiai analitika ugrásszerű fejlődésével együtt újabb ismereteket szerzünk a különböző vizekben megtalálható anyagokról, és ezek az eddig elvégzett vizsgálatok eredményeire is adhatnak újabb, eltérő magyarázatokat. Ma már jól tudjuk, hogy növekszik felszíni vizeink terhelése farmakológiai hatékonyságú molekulákkal, azaz különböző gyógyszermaradványokkal az antibiotikumoktól a fájdalomcsillapítókon keresztül a hormonhatásúakig. Ezek ma már hazai vizekből, pl. a Duna vizéből és üledékéből is kimutathatók (DOBOR, 2011). Régről ismert környezetszennyező anyagok, mint pl. DDT, a poliklórozott bifenilek, a policiklusos aromás szénhidrogének stb. feltételezetten ösztrogénszerű hatással is rendelkeznek. Endokrin diszruptoroknak azokat az anyagokat nevezzük, amelyek megváltoztatják a hormonális rendszert hormonszerű vagy antagonista hatásukkal, így okozhatnak például korai pubertást, vagy specifikus tumorokat (petefészek, emlő, here, prosztata) (BACH és mtsai, 2011). Felmerült pl. a PET-palackoknál tárgyalt ftalátok kapcsán az összefüggés az anogenitális fejlődési rendellenességekkel (SWAN és mtsai, 2005), az obezitással, illetve az inzulinrezisztenciával (GRÜN és BLUMBERG, 2009), és a csökkent tesztoszteronszinttel (PAN és mtsai, 2006). HAUSER és CALAFAT (2005) felveti a kapcsolatot a sperma minőségromlása, az emlőfejlődési zavar és a ftálsavészter-expozíció között. Ezeket a hatásokat azonban nemcsak a ftalátok okozhatják: oka lehet antimonnal való szennyezettség, vagy a vizek biszfenol A tartalma is (BACH és mtsai, 2011). Újabb kihívást jelentenek a környezettoxikológiában, így előbb-utóbb a víztoxikológiában is a nanotermékek. Ezek esetében a mérettartomány determinálja toxicitásukat. Némely nanotermék (pl. szénnanocsövek) esetében a méret és az alak megegyezik az azbesztrostokéval, amely egybeesés már intő jel lehet. Ma még nincs olyan volumenű termelés ezekből, mely mérhető vízszennyezést eredményezne, de a jövőben ezzel is számolnunk kell (SZENDI és VARGA, 2006; 2006a).
102 6.1.
Zárszó
A környezethigiéne itt vázolt szupraindividuális attitűdje persze nem jelentheti azt, hogy az emberi közösségek környezeti ártalmakkal szembeni megvédéséhez ne lenne szükség az individuális és infraindividuális szinteken bekövetkező változások alapos ismeretére. Más azonban a megközelítés, illetve más a paradigma is. A környezethigiéne alaptudomány, amelyre felépülhet a környezetegészségügyi cselekvési stratégia, a prevenció érdekében meghozott intézkedések összessége. Célunk eléréséhez a modern tudomány minden eszköze bevethető és minden területe felhasználható: a kísérletes ökológiától a környezetkémián és -toxikológián keresztül a különböző "omikákig" (omics), nem ignorálva közben olyan tényezőket sem, melyek a populációk sérülékenységének vagy fokozott érzékenységének, fogékonyságának determinánsai. Mert vannak naponta újabb felfedezések a biológiai tényezőket illetően50, de a determinánsok között már nagyon sok olyan tényezőt is találunk, amely nem az ember biológikumából fakad, hanem a társadalom-egészségtan vagy a történeti egészségtan által feltárt összefüggésekkel magyarázható. Tanuljuk hát meg a kérdéseket a maguk komplexitásában kezelni. Ha holisztikusan szemléljük az emberiség fő problémáit, sokkal többre jutunk, mintha szemléletünk leragad egy még oly fontos részletkérdés végletesen analitikus megközelítésénél. Ma a környezethigiéne fő gondjai – a teljesség igénye nélkül – a bioszféra degradációjából, a klímaváltozásból, az iható víz hiányából, és az emberi népesség kváziexponenciális növekedéséből fakadnak. Ha ezekben a fő kérdésekben apró haladást érünk el, már több emberi életet menthetünk meg, mint bármilyen briliáns orvosi technika kidolgozásával.
50
Az emberi bélrendszer mikrobiális közösségei reprezentálják az ember genetikai és metabolikus diverzitásának egyik forrását. YATSUNENKO és mtsai (2012) legfrissebb Nature-közleményükben számolnak be arról, hogy az egyes emberi populációkra jellemző bélflóra mennyire különböző. 531 egyén székletmintáiból azonosították a baktériumfajokat, ill. 110-ből a génösszetételt is. A vizsgált kohorszban venezuelai Amazonas-menti populáció, Malawi vidéki lakosság és az USA metropoliszaiban élők képviseltették magukat, valamint egy- és kétpetéjű ikreket is bevontak a vizsgálatba. A születés utáni első három évben a "mikrobiom" fejlődését (érését) figyelték meg mindhárom földrajzi mintában és ezek között a vitamin-bioszintézisben és a metabolizmusban érintett gének életkorral párhuzamos változásait írták le. Konzekvens különbséget találtak a baktériumfaj-összetétel és a működő génrepertoár tekintetében az amerikai nagyvárosi minta és a másik kettő között. A különbségek kora gyermekkortól felnőttkorig minden életkorban jellemzőek voltak. Az eredmények aláhúzzák a mikrobiom sajátságainak fontosságát, többek között a táplálkozás és egyéb környezeti hatások kockázatának értékelésénél is. A bélflóra összetételének életkori és geográfiai különbözőségével tehát két újabb biológiai tényezőt illeszthetünk az érzékenységet/sérülékenységet befolyásoló faktorok sorába.
103 Az itt felvetett témákat alapvetően szupraindividuális módon megközelítő biológus ilyen irányú gondolatainak visszajelzését örömmel érzékeli a "másik oldalról", a legfrissebb orvosi szakirodalomból. (Csak utalunk itt a holisztikus szemléletmód megjelenésére, a transzlációs medicinára, az Ecohealth modellre [BARKIN és SCHLUNDT, 2011], vagy említhetjük az egyik legújabb a legújabb "omikát": a teljes emberi élet során összegyűjtött expozícióval fogalkozó expozomikát.)
104 6.2.
Köszönetnyílvánítás
A szerző szeretne elsősorban köszönetet mondani egykori tanárának, Dévai György emeritus professornak, aki ennek a monográfiának a megírására buzdította. Másrészt köszönetet szeretne mondani mindazon kollégájának, főnökének, beosztottjának, tanárának és hallgatójának, akik az évek során – bármilyen formában – támogatták munkáját, vagy legalábbis nem gátolták azt. A monográfia technikai szerkesztéséért külön köszönet illeti Szabolcsi Péter kollégámat. A kutatások és a publikálás pénzügyi támogatásáért a PTE ÁOK 34039 számú pályázatát, illetve a Magyar Balneológiai Egyesület segítségét kell megköszönnöm.
105 7.
HIVATKOZÁSOK
65/2004 (IV.27.) FVM-ESzCsM-GKM együttes rendelet a természetes ásványvíz, a forrásvíz, az ivóvíz, az ásványi anyaggal dúsított ivóvíz és az ízesített víz palackozásának és forgalomba hozatalának szabályairól. 59/2006. (VIII. 14.) FVM-EüM-SZMM együttes rendelet a természetes ásványvíz, a forrásvíz, az ivóvíz, az ásványi anyaggal dúsított ivóvíz és az ízesített víz palackozásának és forgalomba hozatalának szabályairól szóló 65/2004. (IV. 27.) FVM-ESZCSM-GKM együttes rendelet módosításáról. Abels DJ, Kattan BJ (1985) Psoriasis treatment at the Dead Sea: a natural selective ultraviolet phototherapy. J Am Acad Dermatol 12: 639–643. Aggazzotti G, Fantuzzi G, Righi E, Predieri G (1995) Environmental and biological monitoring of chloroform in indoor swimming pools. J. Chromatography, 710: 181-190. Aggazzotti G, Fantuzzi G, Righi E, Predieri G (1998) Blood and breath analyses as biological indicators of exposure to trihalomethanes in indoor swimming pools. Sci Total Environ., 217: 155-163. Agyagási, D. (1983) Különböző típusú vízminták szerves komponenseinek vizsgálata. Balneológia Gyógyf Gyógyid, 4: 261-268. Ames BN, McCann J, Yamasaki E (1975) Methods for detecting carcinogens and mutagens with the Salmonella/mammalian-microsome mutagenicity test. Mutat Res. 31:.347–364. ÁNTSZ-OKI (2012) [oki.antsz.hu] Bach C, Dauchy X, Chagnon M, Etienne S (2012) Chemical compounds and toxicological assessments of drinking water stored in polyethylene terephthalate (PET) bottles: A source of controversy reviewed. Water Res, 46: 571-583. Bácsi I, B-Béres V, Vasas G (2009) Cianotoxinok; humán megbetegedések, hatásmechanizmus. Magyar Epidemiol, 6: 269-284. Bácsi I, Surányi Gy, Gonda S, Gyémánt Gy, Szőnyi A, Vasas G (2009) Toxintermelő Microcystis fajok megjelenése egy szegedi kerti tóban. Hidrol Közl, 89 (6): 90-93. Barbooti MM, Bolzoni G, Mirza IA, Pelosi M, Barilli L, Kadhum R, Peterlongo G (2010) Evaluation of quality of drinking water from Baghdad, Iraq. Sci World J, 5 (2): 35-46.
106 Barkin S, Schlundt D (2011) The challenge facing translation of basic science into clinical and community settings to improve health outcomes. Environ Health Persp, 119:A418-419. Biscardi D, Monarca S, De Fusco R, Senatore F, Poli P, Buschini A, Rossi C, Zani C (2003) Evaluation of the migration of mutagens/carcinogens from PET bottles into mineral water by Tradescantia micronuclei test, Comet assay on leukocytes and GC–MS. Sci Total Environ, 302: 101–108. Bláhová L, Oravec M, Marsálek B, Sejnohová L, Simek Z, Bláha L (2009) The first occurrence of the cyanobacterial alkaloid toxin cylindrospermopsin in the Czech Republic as determined by immunochemical and LC/MS methods. Toxicon, 53: 519-524. Bull RJ (1980) Health effects of alternate disinfectants and their reaction products. J AWWA 77:299-303. Byrne PG (1982) Environmental asbestos analysis in: Euroanalysis IV. (Niinistö L ed.) Akadémiai kiadó, Budapest, pp. 237-254. Byth S (1980) Palm Island mystery disease. The Medical J Austral 2 (1): 40-42. Calafat AM, Ye X, Wong L-Y, Reidy JA, Needham LL (2008) Exposure of the U.S. population to bisphenol A and 4-tertiary-octylphenol: 2003–2004. Environ Health Perspect 116: 39–44. Calafat AM, Weuve J, Ye X, Jia LT, Hu H, Ringer S, Huttner K, Hauser R (2009) Exposure to bisphenol A and other phenols in neonatal intensive care unit premature infants. Environ Health Perspect 117: 639–644. Ceretti E, Zani C, Zerbini I, Guzzella L, Scaglia M, Berna V, Donato F, Monarca S, Feretti D (2010) Comparative assessment of genotoxicity of mineral water packed in polyethylene terephthalate (PET) and glass bottles. Water Res. 44: 1462-1470. Cheh AM, Skochdopole J, Koski P, Cole L (1980) Nonvolatile mutagens in drinking water: production by chlorination and destruction by sulfite Science 207: 90-92. Conforti PM, Kanarek MS, Jackson LA, Cooper RC, Murchio JC (1981) Asbestos in drinking water and cancer in the San Francisco Bay Area 1969-74. J. Chronic. Dis., 34: 211-224. Cook MP, Glass EG, Tucker JH (1974) Asbestiform amphibole minerals: Detection and measurement of high concentrations in municipal water supplies. Science, 185: 853-855.
107 Cook PM, Olson GF (1979) Ingested mineral fibers: elimination in human urine. Science, 204: 195-198. Commins BT (1983) Asbestos Fibres in Drinking Water, Scientific and Technical Report STR–1. Commins Associates. Maidenhead, UK, pp 1-98. Commins BT (1984) Asbestos fibres in drinking water with special reference to asbestos-cement pipe usage. Pipes Pipelines Int. 29 (3): 7-13. Csanády M (1989) Vízhigiéne (egyetemi jegyzet). Orvostovábbképző Egyetem, Budapest, pp. 1-167. Csanády M, Kárpáti Z, Kádi I (1986) Trihalometán vegyületek képződése mélységi vizek klórozásakor. Egészségtudomány, 30: 69-74. De Fusco R, Monarca S, Biscardi D, Pasquini R, Fatigoni C (1990) Leaching of mutagens into mineral water from polyethylene terephthalate bottles. Sci Total Environ, 90: 241–248. Dévai Gy (2000) A vízszennyezés ökológiai következményei. 43. Országos Biológus Napok, Révfülöp, pp. 147-167. Dévai Gy, Juhász-Nagy P, Dévai I (1981-82) Javaslat a vízminőség fogalomrendszerének egységes értelmezésére. Acta Biol Debr 18: 53-81. Dévai Gy, Juhász-Nagy P, Dévai I (1992) A vízminőség fogalomrendszerének egy átfogó koncepciója. I. rész: A tudománytörténeti háttér és az elvi alapok. Acta Biol Debr Oecol Hung, 4: 13-28. Dévai Gy, Juhász-Nagy P, Dévai I (1992a) A vízminőség fogalomrendszerének egy átfogó koncepciója. II. rész: A hidrobiológia és a biológiai vízminőség fogalomkörének értelmezése. Acta Biol Debr Oecol Hung, 4: 29-47. Dévai Gy, Fehér I, Grigorszky I, Miklós L, Nagy SA, Sárkány-Kiss E, SinórosSzabó B, Szikura J (2012) Prologue to Trans-Tisa Network program. Acta Biol Debr Oecol Hung, 27: 7-14. DiGioia ML, Leggio A, LePera A, Liguori A, Perri A (2006) Occurrence of organic compounds in the thermal sulphurous waters of Calabria, Italy. Chromatographia 63: 585-590. Dobor J (2011) Gyógyszermaradványok analitikai meghatározása szilárd mintákból (Duna-üledék és szennyvíziszap) gázkromatográfiás tömegspektrometriás csatolt technikával. PhD értekezés, ELTE, Budapest Domahidi J, Csiszér A, Buksa C, Jeszenszky K, Tarcea M, Butiurca Z, Menyhárt E, Oroian M, Vitályos O, Farcas O, Palcu C, Moldovan S,
108 Sandru A, Varga C (2009) Monitoring of mineral waters for the cure in Mures County. Int J Hygiene Environ Health, 59: 97-106. Doyle TJ, Zheng W, Cerhan JR, Hong CP, Sellers TA, Kushi LH, Folsom AR (1997) The association of drinking water source and chlorination byproducts with cancer incidence among postmenopausal women in Iowa: A prospective cohort study. Am. J. Public Health 87: 1168-1176. Dyck R, Sadiq R, Rodriguez MJ, Simard S, Tardif R. (2011) Trihalomethane exposures in indoor swimming pools: a level III fugacity model. Water Res. 45: 5084-5098. Emri G (2004) UV irradiációt követő DNS-károsodás és reparáció a bőr sejtjeiben. In vitro vizsgálatok. PhD értekezés, DEOEC, Debrecen Ergene S, Celic A, Cavas T, Koleli N, Aymak C (2008) The evaluation of toxicity and mutagenicity of various drinking waters in the human blood lymphocytes (HULYs) in vitro. Food Chem Toxicol, 46: 2472–2475. Evandri MG, Tucci P, Bolle P (2000) Toxicological evaluation of commercial mineral water bottled in polyethylene terephthalate: a cytogenetic approach with Allium cepa. Food Additives Contam, 17: 1037—1045. Evandri MG, Tucci P, Bolle P (2001) Pharmaco-toxicological screening of commercially available Italian natural mineral waters. Il Farmaco 56: 475– 482. European Commission (2001) Report of the International Task Force for Assessing the Baia Mare Accident. Brussels: European Commission Environment. Farkas A, Kovács WA, Paulovits G, Vehovszky Á (2007) Balatoni és kis-balatoni kékalgák toxikusságának vizsgálata In: A Balaton kutatásának 2006. évi eredményei (Mahunka S, Banczerowski Jné szerk.). Magyar Tudományos Akadémia, Budapest, pp. 130-138. http://mta.hu/fileadmin/2008/01/13Farkas2006.pdf Fischer E (1989) Effects of atrazine and paraquat-contining herbicides on Eisenia fetida (Annelida, Oligochaeta). Zool. Anz. 223: 291-300 Fischer E, Molnár L (1997) Growth and reproduction of Eisenia fetida (Oligochaeta, Lumbricidae) in semi-natural soil containing various metal chlorides. Soil Biol Biochem 29: 667-670. Fourie F, Reinecke SA, Reinecke AJ (2007) The determination of earthworm species sensitivity differences to cadmium genotoxicity using the comet assay. Ecotoxicol Environ Safety 67: 361-368.
109 Freire MT, Castle L, Reyes FG, Damant AP (1998) Thermal stability of polyethylene terephthalate food contact materials: formation of volatiles from retain samples and implications for recycling. Food Additives Contam, 15: 473–480. Gale RW, Timbrell V (1980) Practical application of magnetic alignment of mineral fibres for hazard evaluation. IARC Sci Publ. 30: 53-60. Gerencsér G, Varga Cs (2008) Magyarországi gyógyiszapok ökotoxikológi vizsgálata fehér mustár gyökérnövekedési teszttel. Balneológia Gyógyf Gyógyid, 27 (1-2): 43-47. Gerencsér G, Varga Cs (2008a) Hévízi és kolopi gyógyiszapok ökotoxikológiai minősítése Eisenia-teszttel. Balneológia Gyógyf Gyógyid, 27(1-2): 48-56. Gerencsér G, Szendi K, Murányi E, Varga C (2010) Ecotoxicological studies on Hungarian peloids (medicinal muds). Applied Clay Science, 50, 47-50 Gerencsér G, Szendi K, Varga Cs (2011) Gyógyiszapok ökogenotoxikológiai vizsgálata. Magyar Epidemiol, 8: 123-127. Gonzales-Barreiro C, Cancho-Grande B, Araujo-Nespereira P, Cid-Fernández JA, Simal-Gándara J (2009) Occurrence of soluble organic compounds in thermal waters by ion trap mass detection. Chemosphere 75: 34-47. Gottlieb MS, Carr JK (1982) Case-control cancer mortality study and chlorination of drinking water in Louisiana. Environ Health Perspect. 46: 169-177. Gruiz K, Horváth B, Molnár M (2001) Környezettoxikológia. Műegyetem Kiadó, Budapest Grün F, Blumberg B (2009) Endocrine disruptors as obesogens. Mol Cell Endocrinol, 304:19-29. Gyarmati J (1988) Iszapkezelések és iszapkutatások. Balneológia Gyógyf Gyógyid, 8: 14-26. Gyarmati J, Tóth A (2000) Az új hévízi standard Pannon gyógyiszap tudományos alapjai. Balneológia Gyógyf Gyógyid, 21 (1): 27. Hankó Z (1993) Néhány megjegyzés. Hidrol Közl, 73:389. Harkány Spa (2007) [http://www.harkanyfurdo.hu/medicalbath.html]. Hassanien MA, Dura Gy, Kárpáti Z (1999) Potential health effects of exposure to volatile organic compounds occurence of natural origin in thermal water. Centr. Eur. J. Occup. Environ. Med. 5:160-172.
110 Hauser R, Calafat AM (2005) Phthalates and human health. Occup Environ Med 62: 806-818. Hildesheim ME, Cantor KP, Lynch CF, Dosemeci M, Lubin J, Alavanja M, Craun G (1998) Drinking water source and chlorination byproducts. II. Risk of colon and rectal cancers. Epidemiology 9: 29-35. Hincu M, Surdu O, Leon A, Mateescu G, Niculescu Z, Durbala I, Zamfirescu S (2010) Cellular and molecular alterations in skin submitted to ultraviolet radiations. Romanian Biotechnol Lett. 15 (3): 62-69. IARC (1977) Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risk to Chemicals on Man. Vol 14.: Asbestos, pp. 1-106, IARC, Lyon IARC (1991) Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Vol 52.: Chlorinated drinking water, 1991, pp. 1-359, IARC, Lyon IARC (1999) Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Vol 71/3.: Re-evaluation of some organic chemicals, pp. 931-1586, IARC, Lyon IARC (2004) Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Vol 84.: Some drinking-water disinfectants and contaminants, including arsenic, pp. 1-512, IARC, Lyon IARC (2006) Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Vol 88.: Formaldehyde, 2-butoxyethanol and 1-tert-botoxyporopan-2-ol, pp. 1478, IARC, Lyon Infante-Rivard C, Amre D, Sinnett D (2002) GSTT1 and CYP2E1 polymorphisms and trihalomethanes in drinking water. Environ Health Perspect. 110: 591593. International Court of Justice, the Hague (1997) Case Concerning the Gabcikovo-Nagymaros Project (Hungary v. Slovakia). General List No. 92. 25 September 1997. Jacobs H, van Rooy GBGJ, Meliefste C, Zaat VC, Rooyackers JM, Heederik D, Spaan S (2007) Exposure to trichloramine and respiratory symptoms in indoor swimming pool workers. Eur Respiratory J, 29: 690-698. Jo WK, Weisel CP, Lioy PJ (1990) Routes of chloroform exposure and body burden from showering with chlorinated tap water. Risk Analysis, 10: 575580. Jo WK, Weisel CP, Lioy PJ (1990a) Chloroform exposure and health risk associated with multiple uses of chlorinated tap water. Risk Analysis, 10: 581-585.
111 Kárpáti Z, Sajgó C, Vető I, Klopp G, Horváth I (1999) Organic matter in thermal waters of the Pannonian Basin – a preliminary report on aromatic compounds. Organic Geochem, 30: 701-712. Kaszás A (1994) Kútvíz-methemoglobinémia. Dr. med. diplomamunka, DOTE Közegészségtani és Járványtani Intézet, Debrecen pp. 1-34. Keresztes S, Tatár E, Mihucz VG, Virág I, Majdik C, Záray G (2009) Leaching of antimony from polyethylene terephthalate (PET) bottles into mineral water. Sci Total Environ, 407: 4731–4735. Kilburn KH (2007) Asbestos and other fibers. In: Maxcy-Rosenau-Last Public Health and Preventive Medicine (Wallace RB, ed.) 15th edition, pp 567582, McGraw Hill, New York Kim YH, Kim CS, Park S, Han SY, Pyo MY, Yang MH (2003) Gender differences in the levels of bisphenol A metabolites in urine. Biochem Biophys Res Commun 312: 441–448. King WD, Marrett LD, Woolcott CG (2000) Case–control study of colon and rectal cancers and chlorination by-products in treated water. Cancer Epid. Biomarkers Prev. 9: 813-818. Kiss
I (2007) Környezeti és genetikai tényezők kölcsönhatása. in: Népegészségügyi Orvostan (Ember I. szerk.) Dialóg-Campus Kiadó, pp 384-393.
Kiss I, Görgényi F, Kerkovits L (2009) Ásványvízfogyasztás Magyarországon – kinek miért és miért ne javasoljuk? Hypertonia és Nephrologia 13: 259– 269. Koivusalo M, Pukkala E, Vartiainen T, Jaakkola JJK, Hakulinen T (1997) Drinking water chlorination and cancer – A historical cohort study in Finland. Cancer Causes Control 8: 192-200. Kontár Zs (2012) Genotoxikológiai vizsgálatok palackozott ásványvizekkel. Dr. med. diplomamunka (előkészületben), PTE ÁOK Környezet-egészségtani Tanszék Kovac C (2000) Cyanide spill threatens health in Hungary. Brit Med J 320: 536. Kovac C (2000a) Cyanide spill could have long term impact. Brit Med J 320: 1294. Kowbel DJ, Malaiyandi M, Paramasigamani V, Nestmann ER (1984) Chlorination of ozonated soil fulvic acid: mutagenicity studies in Salmonella. Sci Total Environ. 37: 171-176.
112 Lakosi I (2008) A 2008. évi Rába vízminőségi hossz-szelvény vizsgálat tapasztalatai. [http://www.hidrologia.hu/vandorgyules/27/dolgozatok/01lakosi_ilona.htm] Lambert B, He SM (1988) DNA and chromosome damage induced by acetaldehyde in human lymphocytes in vitro. Ann NY Acad Sci, 534: 369376. Lassú L (1998) Környezetvédelmi vizsgálatok. Nemzeti Szakképzési Intézet, Budapest. László M (2012) UV-sugárzás elleni védelem termálvizekkel? Vizsgálatok bakteriális mutagenitási tesztben. Biológus/MSc diplomamunka, PTE ÁOK Környezet-egészségtani Tanszék, Pécs, pp. 1-47. Levesque B, Duchesene JF, Gingras S, Lavoie R, Prud’homme D, Bernard E, Boulet LP, Ernst P (2006) The determinants of prevalence of health complaints among young competitive swimmers. Int Arch Occup Environ Health, 80: 32-39. Maron DM, Ames BN (1983) Revised methods for the Salmonella mutagenicity test. Mutat Res, 113:173–215. Matis EI, Reshetova GG, Novikova SV (1996) Experimental validation of the administration into the body of the lipids from therapeutic muds by means of vibration. Vopr Kurorto Fizioter Lech Fiz Kult, 4:22-24. McKone TE (1987) Human exposure to volatile organic compounds in household tap water. The indoor inhalation pathway. Environ Sci Technol., 12: 11941202. Meinhardt PL (2007) Water quality management and water-borne disease trends. In: Maxcy-Rosenau-Last Public Health and Preventive Medicine (Wallace RB, ed.) 15th edition, pp 863-900, McGraw Hill, New York Ministry for Environment of the Republic of Hungary (2000). Preliminary evaluation of cyanide pollution in the rivers Szamos and Tisza. Report. 9 May 2000. Monarca S, De Fusco R, Biscardi D, De Feo V, Pasquini R, Fatigoni C, Moretti M, Zanardini A (1994) Studies of migration of potentially genotoxic compounds into water stored in PET bottles. Food Chem Toxicology 32: 783–788. Montuori P, Jover E, Morgantini M, Bayona JM, Triassi M (2008) Assessing human exposure to phthalic acid and phthalate esters from mineral water stored in polyethylene terephthalate and glass bottles. Food Additives Contam, 25: 511–518.
113 Mutsuga M, Kawamura Y, Sugita-Konishi Y, Hara-Kudo Y, Takatori K, Tanamoto K (2006) Migration of formaldehyde and acetaldehyde into mineral water in polyethylene terephthalate (PET) bottles. Food Additives Contam, 23: 212–218. Nagy S, Dévai Gy, Czégény I (2000) Javaslat egy új mutató, a veszélyeztetettségi állapot (perniciozitás) bevezetésére a vízminősítésben és a halászatbiológiában. XXIV. Halászati Tudományos Tanácskozás, Szarvas, pp. 184-191. Nawrocki J, Dabrowska A, Borcz A (2002) Investigation of carbonyl compounds in bottled waters from Poland. Water Res., 36: 4893–4901. OECD (2003) Guideline 207, 2003. Earthworm, Acute Toxicity Test. OECD (2003a) Guideline 208 for the Testing of Chemicals, 2003. Seedling Emergence and Seedling Growth Test. OEK (2006) Johan Béla Országos Epidemiológiai Központ: Ivóvíz által terjesztett járvány Miskolcon II. Epinfo 13: 310-313. Okun DA (1992) Water quality management. In: Maxcy-Rosenau-Last Public Health and Preventive Medicine (Last JM, Wallace RB, eds.) 13th edition, pp 619-648, Prentice-Hall International Inc., Englewood Cliffs, New Jersey Page BD, Conacher HB, Salminen J, Nixon GR, Riedel G, Mori B, Gagnon J, Brousseau Y (1993) Survey of bottled drinking water sold in Canada. Part 2. Selected volatile organic compounds. J AOAC Int. 76(1): 26-31. Pan G, Hanaoka T, Yoshimura M, Zhang S, Wang P, Tsukino H (2006) Decreased serum free testosterone in workers exposed to high levels of din-butyl phthalate (DBP) and di-2-ethylhexyl phthalate (DEHP): a crosssectional study in China. Environ Health Perspect, 114: 1643–1648. Parvez S, Rivera-Núñez Z, Meyer A, Wright JM (2011) Temporal variability in trihalomethane and haloacetic acid concentrations in Massachusetts public drinking water systems. Environ Res., 111: 499-509. Pécs MJV (2008) Integrált városfejlesztési stratégia, melléklet, pp. 182-183. Plózer I (1977): A Hévízi-tó forrásbarlangjának feltárása. Karszt és Barlang, 1977. (I-II). 65-66. Reinecke SA, Reinecke AJ (2004) The comet assay as biomarker of heavy metal genotoxicity in earthworms. Arch Environ Contam Toxicol, 46: 208–215. Reynolds CS, Walsby AE (1975) Water-blooms. Biol Rev, 50:437-481.
114 Richardson SD, Plewa MJ, Wagner ED, Schoeny R, DeMarini DM (2007) Occurrence, genotoxicity, and carcinogenicity of regulated and emerging disinfection by-products in drinking water: a review and roadmap for research. Mutat Res, 636: 178-242. Rivera-Núñez Z, Wright JM, Blount BC, Silva LK, Jones E, Chan RL, Pegram RA, Singer PC, Savitz DA (2012) Comparison of trihalomethanes in tap water and blood: a case study in the United States. Environ Health Perspect. 120: 661-667. Sajgó C, Kovács K, Kárpáti Z, Tombácz E, Brukner-Wein A, Fekete J (2007) Organic geochemical characterization of humic and fulvic acids of thermal waters in deep aquifers of the Pannonian Basin (SE Hungary). 23rd International Meeting on Organic Geochemistry Torquay, England. September 9th-14th, 2007, P93-MO pp. 225-226. Sajgó C, Kárpáti Z, Horváth I, Fekete J (2007a) Geochemical study on organic compounds of thermal waters in deep aquifers of the Pannonian Basin. 23rd International Meeting on Organic Geochemistry Torquay, England. September 9th-14th, 2007, P332-WE pp. 563-564. Sanchez-Hernandez JC (2006) Earthworm biomarkers in ecological risk assessment. Rev Environ Contam Tox, 188: 85–126. Sax L (2009) Polyethylene terephthalate may yield endocrine disruptors. Environ Health Perspect, 118: 445-448. Schulhof Ö (1957) Az ásvány- és gyógyvizek külső alkalmazása. in: Magyarország ásvány- és gyógyvizei (Schulhof Ö, szerk.) Akadémiai Kiadó, Bp. pp. 701-828. Schulhof Ö (1976) Balneotherapia, in: Physiotherapia (Bozsóky S, Irányi J. szerk), Medicina, Bp. pp. 225-259. Sinha R, Pearson LA, Davis TW, Burford MA, Orr PT, Neilan BA (2012) Increased incidence of Cylindrospermopsis raciborskii in temperate zones – is climate change responsible? Water Res, 46: 1408-1419. Standovár T, Primack RB (2001) A természetvédelmi biológia alapjai. Nemzeti Tankönyvkiadó, Budapest Sujbert L, Kollár G, Öllös G, Ribári M (1993) Measuring the genotoxic potential in two drinking water resources of Budapest in Salmonella/microsome system. Bull Environ Contam Toxicol, 51: 349-355. Sujbert L, Rácz G, Szende B, Schröder HC, Müller WEG, Török G (2006) Genotoxic potential of by-products in drinking water in relation to water
115 disinfection: Survey of pre-ozonated and post-chlorinated drinking water by Ames-test. Toxicology 219: 106-112. Swan SS, Main KM, Liu F, Stewart SL, Kruse RL, Calafat AM (2005) Decrease in anogenital distance among male infants with prenatal phthalate exposure. Environ Health Perspect, 113:1056–1061. Szabó IM (1991) A nagymarosi vízlépcső lehetséges hatásai a Duna mikrobiológiai-biokémiai dinamikájára és a folyó vízminőségére. Hidrol Közl, 71:133-141. Szalai Gy, Urbányi A. (1996) Waters. in: F. Németh (szerk.) National Nature Policy Plan. Prospects of the environment and nature friendlyregional planning 1996, IUCN Gland, Budapest, Hungary, pp. 87-93. Szalay T, Nádasdy G, Beck M (1987) Felszíni vizek derítése polialuminátokkal. Magyar Kém Lap, 42: 441-447. Szendi K, Varga Cs (2006) Nanotechnológia, egy új kihívás a környezethigiéne számára: Szén nanocsövek. Magyar Epidemiol 3, 59-66 Szendi K, Varga Cs (2006a) Előkísérletek a szén nanocsövek potenciális genotoxicitásának és mesothelioma-indukciójának vizsgálatára. Egészségtudomány, 50, 73-82. Szendi K, Murányi E, Gerencsér G, Varga Cs (2008) Gyógyiszapokból készült kivonatok mutagenitásának vizsgálata Salmonella Ames-tesztben. Balneológia Gyógyf Gyógyid, 27 (3-4): 72-78. Szendi K, Gerencsér G, Murányi E, Varga Cs (2011) A balneoterápia lehetséges kockázatai: Peloidok mutagén aktivitásának vizsgálata bakteriális mutagenitási tesztben. Magyar Epidemiol, 8: 109-121. Szendi K, Gerencsér G, Murányi E, Varga C (2012) Mutagenic activity of peloids in the Salmonella Ames test. Applied Clay Science 55: 70–74. Szikura J, Kolozsvári I (2012) Környezeti változások a Felső-Tisza kárpátaljai vízgyűjtőjén. Acta Biol Debr Oecol Hung, 27: 187-194. Szuetta J, Varga Cs (2008) A gyógyvizek új osztályozásának szükségességéről. Balneológia Gyógyf Gyógyid, 27 (3-4): 7-12. Tarján V, Sujbert L, Dombay M (1981) Különböző, a Duna vizéből származó vízminták mutagén szennyezettségének vizsgálata. Orvosi Hetilap, 122: 2961-2962.
116 Tateo F, Ravaglioli A, Andreoli C, Bonina F, Coiro V, Degetto S (2009) The invitro percutaneous migration of chemical elements from a thermal mud for healing use. Applied Clay Science 44:83-94. Thickett KM, McCoach JS, Gerber JM, Sadhra S, Burge PS (2002) Occupational asthma caused by chloramines in indoor swimming-pool air. Eur Respir J, 19: 827-832. Timbrell V (1980) Measurement of fibres in human lung tissue. IARC Sci Publ, 30: 113-126. Varga Cs (1987) Felszíni vízből előállított ivóvíz genotoxicitás-vizsgálata in vitro SCE és in vivo kromoszóma aberrációs teszttel. Magyar Hidrológiai Társaság VII. Orsz. Vándorgy., Vol. 3, pp 197-205. Varga Cs (1988) Chlorinated drinking water XAD isolates do not affect the sister chromatid exchange frequency. Int. Arch. Occup. Environ. Health, 61: 147149. Varga Cs (1988a) A testvérkromatid-csere (SCE) analízis alkalmazása a vízminőség-vizsgálatban. I. Klórozott ivóvíz XAD-frakcióinak vizsgálata humán perifériás limfocita rendszerben. Hidrol. Közl. 68: 230-236 Varga Cs (1989) Az ivóvíz azbeszttartalmának higiénés megítéléséről. Hidrol. Közl., 69: 172-179. Varga Cs (1990) Azbesztrostok az ivóvízben: elektronmikroszkópos vizsgálatok. Hidrol. Közl., 70: 108-113. Varga Cs (1991) Ivóvizek genotoxicitás-vizsgálatának irányelveiről. Hidrol. Közl., 71: 343-349. Varga Cs (1991a) Az ivóvíz, mint környezeti mutagén-karcinogén anyagok közvetítője. Egészségtudomány, 35: 309-317. Varga Cs (1991b) Genotoxicologic evaluation of ozonated/chlorinated drinking water: Cytogenetic effects of XAD-fractions on cultured human cells. Environ. Toxicol. Chem., 10: 1029-1035. Varga Cs (1991c) Ivóvíz és rákkeltés? pp. 1-54. NEVI–DMJV–GeneRációk Alapítvány, Debrecen Varga Cs (1991d) Rákkeltő ivóvíz? I. Alapfogalmak. Környezet és Fejlődés 1991/11: 58-60. Varga Cs (1991e) Rákkeltő ivóvíz? II. Környezet és Fejlődés 1991/12: 43-47.
117 Varga Cs (1992) A testvérkromatid-csere (SCE) analízis alkalmazása a vízminőség-vizsgálatban. II. Ózonozott-klórozott ivóvíz XAD-frakcióinak genotoxicitás-vizsgálata humán perifériás limfocita rendszerben. Hidrol. Közl., 72: 3-8 Varga
Cs (1993) Az ivóvizeinkben Közegészségügy, 25: 156-158.
jelenlévő
azbesztrostokról.
Bp
Varga Cs (1996) A tápcsatornába jutó amfibol azbesztrostok genotoxicitása és környezethigiénés értékelése, MTA Kandidátusi értekezés, Debrecen pp 182. Varga Cs (1999) Kutatási jelentés az Országos Műszaki Fejlesztési Bizottság és a Hajdú-Bihar m. Innovációs Konzorcium VNTT-71/1998 pályázatáról, pp 1125. Varga Cs (2000) Asbestos fibres in drinking water: are they carcinogenic or not? Med Hypotheses, 55: 225-226 Varga Cs. (2002) Kémiai biztonság I-II, Kémiai biztonsági kézikönyvek Vol. 2. pp 1-ÁNTSZ HBMI, Debrecen Varga C (2005) Can one assess genotoxic and carcinogenic risk of asbestos without mentioning ingested fibres? Mutat Res, 572, 173-174 (2005) Varga Cs. (2006) A talaj szennyezettségének hatása az egészségre. in: Környezet-egészségtan (Ember I. szerk.) Dialóg-Campus 2006, pp. 271278. Varga Cs (2006a) A balneológia tudományos alapjairól. Lege Artis Medicinae 16: 391-392 Varga Cs. (2007) A vizek szennyezettségének hatása az emberi egészségre. in: Népegészségügyi Orvostan (Ember I. szerk.) Dialóg-Campus Kiadó, 2007. pp. 446-451. Varga Cs. (2007a) Hygiénés toxikológiai vizsgálatok. in: Népegészségügyi Orvostan (Ember I. szerk.) Dialóg-Campus Kiadó, 2007. pp. 409-411. Varga Cs (2007b) Balneoprevenció. in: Népegészségügyi Orvostan (Ember I. szerk.) Dialóg-Campus Kiadó, pp 502-503. Varga C (2010) Problems with classification of spa waters used in balneology. Health 2: 1260-1263. Varga Cs (2010a) Történeti egészségtan. A történelem, a környezethigiéne és az emberi egészség érintkezési pontjai. In: Történeti egészségtan (Ember I, Molnár FT, Varga Cs. szerk.) Dialóg–Campus Kiadó, 2010. pp. 30-33.
118 Varga Cs (2010b) Határok és betegségek: betegség és egészség a nagypolitika erőtereiben. Környezeti egyenlőtlenségek és igazságtalanságok a Kárpátmedencében. Trianon hosszú távú hatásai. In: Történeti egészségtan (Ember I, Molnár FT, Varga Cs. szerk.) Dialóg–Campus Kiadó, 2010. pp. 159-171. Varga, C (2010c): Cyanobacterial production potency as an ecotoxicity test – Application to aquatic toxicology and public health. Press. Therm. Climat. 147 (1): 100-101. Varga C (2011) A History-based Environmental Health: On The Frontiers Of Ecology, Public Health And History. WebmedCentral ECOLOGY 2(3):WMC001701 Varga C (2011a) The Balneology paradox. Int J Biometeorol 55:105–106. Varga C (2012) Environmental injustices in Central and Eastern Europe: The minority pitfall. World Environment, 2 (3): 35-37. Varga C (2012a) Balneoprevention: new approaches. Int J Biometeorol, 56:195– 197. Varga C (2012b) Volatile organics in thermal spa waters: active ingredients or environmental toxicants? Thermae & Spa Medicine, 2: 1-8. Varga C (2012c) Solid-phase environmental genotoxicity: In Vivo Veritas! WebmedCentral TOXICOLOGY, 3(1):WMC002932 Varga Cs, Groska L (1989) Azbesztanalízis ivóvízből: módszertani útkeresés. Magyar Hidrológiai Társaság VIII. Orsz. Vándorgy., Vol. 4, pp 510-520. Varga C, Piko B (2012) An urgent need of super-individual approach in human studies. Population toxicology – an example. World Environment, 2 (4): 5661. Varga Cs, Szendi K (2006) A karcinogén 1-nitropirén in vivo mutagenitása, egy potenciális azbesztexpozíció modellje. Magyar Onkol, 50, 337-340. Varga Cs, Szuetta J (2008) A balneológia prevenciós aspektusairól. Balneológia Gyógyf Gyógyid, 27 (1-2): 87-92. Varga C, Pocsai Z, Horváth G, Timbrell V (1995) Urinary and serum mutagenicity studies with rats orally exposed to amphibole asbestos. Anticancer Res, 15: 1822-1823.
119 Varga Cs, Pocsai Z, Horváth G, Timbrell V (1996) Studies on genotoxicity of orally administered crocidolite asbestos in rats: Implications for ingested asbestos induced carcinogenesis. Anticancer Res, 16: 811-814. Varga C, Horváth G, Timbrell V (1996a) In vivo studies on genotoxicity and cogenotoxicity of ingested UICC anthophyllite asbestos. Cancer Lett, 105: 181-185. Varga C, Horváth G, Pocsai Z, Timbrell V (1998) On the mechanism of cogenotoxic action between ingested amphibole asbestos fibres and benzo(a)pyrene: I. Urinary and serum mutagenicity studies with rats. Cancer Lett, 128: 165-169. Varga C, Horváth G, Timbrell V (1999) On the mechanism of cogenotoxic action between ingested amphibole asbestos fibres and benzo(a)pyrene: II. Tissue specificity studies using comet assay. Cancer Lett, 139: 173-176. Varga C, Szendi K, Ember I (2006) An in vivo model for testing genotoxicity of environmental fibre-associated nitroarenes. In Vivo 20, 539-542. Varga C, Ember I, Murányi E, Kiss I (2012) Historical public health in Central Europe with special reference to Hungary. Long-term environmental effects of a historical cataclysm. J Pub Health Res, 1: 45-50. Vartiainen T, Liimatainen A, Kauranen P, L. Hiisvirta L (1988) Relations between drinking water mutagenicity and water quality parameters. Chemosphere, 17: 189–202. Veniale F, Bettero A, Jobstraibizer PG, Setti M. (2007) Thermal muds: Perspectives of innovations. Applied Clay Science, 36:141-147. Wallace L (1989) Major sources of benzene exposure. Environ Health Persp, 82: 165-169. Wallace L (1996) Environmental exposure to benzene: An update. Environ Health Persp, 104 (Suppl. 6): 1129-1136. Wagner M, Oehlmann J (2011) Endocrine disruptors in bottled mineral water: estrogenic activity in the E-Screen. J Steroid Biochem Mol Biol, 127: 128– 135. Wegelin M, Canonica S, Alder AC, Marazuela D, Suter MJ, Buchell TH, Haefliger OP, Zenobi R (2001) Does sunlight change the material and content of polyethylene terephthalate (PET) bottles? J Water Supply: Research and Technology–AQUA, 50 (3): 125–133. WHO (1946) World Health Organization: Constitution.
120 WHO (1984) Health promotion: A WHO discussion on the concept and principles. WHO (1993) Guidelines for Drinking-water Quality. WHO
(2000) Disinfectants and Disinfectant By-products. World Health Organization, Geneva, Switzerland (Environmental Health Criteria 216)
WHO (2004), Guidelines for Drinking Water Quality, Chapter 8, Geneva WHO (2005) Trihalomethanes in Drinking-water. Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality, 05.08/64 Yatsunenko T, Rey FE, Manary MJ, Trehan I, Dominguez-Bello MG, Contreras M, Magris M, Hidalgo G, Baldassano RN, Anokhin AP, Heath AC, Warner B, Reeder J, Kuczynski J, Caporaso G, Lozupone CA, Lauber C, Clemente JC, Knights D, Knight R, Gordon JI (2012) Human gut microbiome viewed across age and geography. Nature, 468: 222-227.
