Katonai tevékenységek során a talajba és a talajvízbe kerülő szénhidrogén szennyezések kármentesítésének környezetbiztonsági követelményei

ZRÍNYI MIKLÓS NEMZETVÉDELMI EGYETEM Vezetés- és Szervezéstudományi Kar Katonai Műszaki Doktori Iskola

PhD ÉRTEKEZÉS

Katonai tevékenységek során a talajba és a talajvízbe kerülő szénhidrogén szennyezések kármentesítésének környezetbiztonsági követelményei

dr. univ. Szoboszlay Sándor

2003

ZRÍNYI MIKLÓS NEMZETVÉDELMI EGYETEM Vezetés- és Szervezéstudományi Kar Katonai Műszaki Doktori Iskola

PhD ÉRTEKEZÉS

Katonai tevékenységek során a talajba és a talajvízbe kerülő szénhidrogén szennyezések kármentesítésének környezetbiztonsági követelményei

Készítette:

dr. univ. Szoboszlay Sándor

Tudományos témavezető: Dr. Solymosi József tanszékvezető egyetemi tanár a hadtudomány doktora

2003

TARTALOMJEGYZÉK BEVEZETŐ.............................................................................................................................. 4 A TUDOMÁNYOS PROBLÉMA MEGFOGALMAZÁSA .................................................................... 4 KUTATÁSI CÉLKITŰZÉSEK ....................................................................................................... 6 KUTATÁSI MÓDSZEREK ........................................................................................................... 7 VÁRHATÓ EREDMÉNYEK, AZ ÉRTEKEZÉS FELHASZNÁLHATÓSÁGA .......................................... 7 1. A FÖLDTANI KÖZEGET ÉS A FELSZÍN ALATTI VIZET ÉRŐ SZÉNHIDROGÉN SZENNYEZÉSEK ÉRTÉKELÉSE A KÖRNYEZETBIZTONSÁG ÉS A KATONAI KÖRNYEZETVÉDELEM KAPCSOLATRENDSZERÉBEN ............................................................................ 9 1.1. A TUDOMÁNYOS PROBLÉMA MEGFOGALMAZÁSA .......................................................... 9 1.2. A SZAKIRODALOM KRITIKAI ELEMZÉSE ......................................................................... 9 1.2.1. A biztonság fogalma ............................................................................................ 9 1.2.2. A környezetbiztonság fogalma........................................................................... 10 1.2.3. A környezetbiztonság és a katonai környezetvédelem összekapcsolódása a vízkészletek védelmének területén..................................................................... 12 1.2.4. A környezetbiztonság és a katonai környezetvédelem összekapcsolódása a földtani közeget és a felszín alatti vizet ért szénhidrogén szennyezések kármentesítése területén..................................................................................... 15 1.3. A SZAKIRODALOM KRITIKAI ELEMZÉSE SORÁN FELTÁRT ÖSSZEFÜGGÉSEKBŐL LEVONHATÓ KÖVETKEZTETÉSEK ............................................................................. 21 2. A FÖLDTANI KÖZEG ÉS A FELSZÍN ALATTI VÍZ SZÉNHIDROGÉN SZENNYEZETTSÉGÉNEK FELSZÁMOLÁSÁRA SZOLGÁLÓ BIOLÓGIAI ELJÁRÁSOK KÖRNYEZETBIZTONSÁGI ELEMZÉSE.................................. 22 2.1. A TUDOMÁNYOS PROBLÉMA MEGFOGALMAZÁSA ........................................................ 22 2.2. IRODALMI ÁTTEKINTÉS ............................................................................................... 23 2.2.1. A biodegradáció fogalma ................................................................................... 23 2.2.2. A talajba (földtani közegbe)* került szénhidrogén vegyületek fontosabb környezeti hatásai............................................................................................... 25 2.2.3. A biodegradációs eljárások csoportosítása ........................................................ 26 2.2.4. A biodegradációs eljárások környezetbiztonsági kérdései................................. 28 2.3. LABORATÓRIUMI VIZSGÁLATOK ................................................................................. 35 2.3.1. Feltételezetten patogén mikroszervezetek előfordulásának vizsgálata néhány hazai, szénhidrogénnel szennyezett területen gyűjtött mintában. ...................... 35 2.3.2. Környezeti mintákból tiszta tenyészetben izolált mikroszervezetek szénhidrogén bontó (biodegradációs) képességének vizsgálata garvimetriás méréssel........... 42 2.4. VIZSGÁLATI EREDMÉNYEK .......................................................................................... 44 2.4.1. Környezeti minták közvetlen kémiai és mikrobiológiai jellemzése .................. 44 2.4.2. A környezeti minták szénhidrogén bontó mikroszervezeteinek izolálása dúsítással, szelekcióval ...................................................................................... 45 2.4.3. A dúsítással, szelekcióval izolált szénhidrogén bontó/toleráns laboratóriumi törzsek közül a potenciálisan kórokozó mikroszervezetek kiválogatásának eredménye .......................................................................................................... 45 2.4.4. A Pseudomonas aeruginosa-ként környezeti mintákból azonosított mikroszervezetek antibiotikum rezisztencia vizsgálatának eredményei............ 49 2.5. A VIZSGÁLATI EREDMÉNYEK MEGVITATÁSA ÉS KÖVETKEZTETÉSEK LEVONÁSA ......... 49 2.5.1. A környezeti minták közvetlen kémiai és mikrobiológiai jellemzése ............... 49 2.6. ÖSSZEGZÉS, JAVASLATTÉTEL ...................................................................................... 60 2

3.

2.7. ÚJ EREDMÉNYEK ......................................................................................................... 64 REMEDIÁCIÓS BIZTONSÁGI ÉRTÉKELŐ RENDSZER KIDOLGOZÁSA ..... 67

3.1. A TUDOMÁNYOS PROBLÉMA MEGFOGALMAZÁSA ........................................................ 67 3.2. IRODALMI ÁTTEKINTÉS ............................................................................................... 68 3.2.1. Földtani közeg tisztítására alkalmas in situ biológiai eljárások......................... 69 3.2.2. A földtani közeg tisztítására alkalmas ex situ biológiai eljárások ..................... 72 3.2.3. Talajvíz és csurgalékvíz tisztítására alkalmas in situ biológiai módszerek ....... 74 3.2.4. A talajvíz és csurgalékvíz tisztítására alkalmas ex situ módszerek ................... 77 3.2.5. Biológiai szűrés.................................................................................................. 78 3.3. SAJÁT VIZSGÁLATAIM A KUTATÁSI MÓDSZEREK ALKALMAZÁSÁVAL .......................... 79 3.3.1. A biológiai kármentesítési technológiák közötti választását segítő bioremediációs biztonsági értékelő rendszer kidolgozásának módszerei .......... 79 3.3.2. A talajoltásra (bioaugmentáció) eredményesen használható mikroszervezetek remediációs biológiai biztonsági szempontú kiválogatása ................................ 79 3.4. VIZSGÁLATI EREDMÉNYEK .......................................................................................... 83 3.4.1. A biológiai kármentesítési technológiák közötti választást segítő biztonsági értékelő rendszer kidolgozásának eredményei................................................... 83 3.4.2. A környezeti mintákból izolált mikroszervezetek egyéni szénhidrogén bontási spektrumának vizsgálati eredményei ................................................................. 87 3.4.3. Valós környezeti mintán végzett laboratóriumi próbabontási kísérletek eredményei ......................................................................................................... 89 3.5. VIZSGÁLATI EREDMÉNYEK MEGVITATÁSA ÉS KÖVETKEZTETÉSEK LEVONÁSA ............ 89 3.5.1. Bioremediációs technológiai biztonsági rendszere ............................................ 89 3.5.2. A környezeti mintákból izolált mikroszevezetek egyéni szénhidrogén bontási spektruma ........................................................................................................... 94 3.5.3. Valós környezeti mintán végzett laoratóriumi próbabontási kísérletek............. 96 3.6. ÖSSZEGZÉS, JAVASLATTÉTEL ...................................................................................... 99 3.7. ÚJ EREDMÉNYEK MEGFOGALMAZÁSA ....................................................................... 104 4. ÖSZEFOGLALÁS ....................................................................................................... 106 4.1. AZ ELVÉGZETT TEVÉKENYSÉGEK ÖSSZEGZÉSE .......................................................... 106 4.2. ÖSSZEFOGLALÓ VÉGKÖVETKEZTETÉSEK ................................................................... 109 4.3. AJÁNLÁSOK AZ ÖSSZEFOGLALÓ VÉGKÖVETKEZTETÉSEK ALAPJÁN ........................... 110 4.4. ÚJ TUDOMÁNYOS EREDMÉNYEK ................................................................................ 110 IRODALOMJEGYZÉK...................................................................................................... 112 A TÉMAKÖRBŐL KÉSZÜLT PUBLIKÁCIÓK JEGYZÉKE...........................................................................119 KÖSZÖNETNYILVÁNÍTÁS..............................................................................................................................122 FÜGGELÉK

3

BEVEZETŐ A TUDOMÁNYOS PROBLÉMA MEGFOGALMAZÁSA Az ipari és a mezőgazdasági termelés mellett, a katonai tevékenység a legjelentősebb potenciális környezetszennyezők közé sorolható. Ez elsősorban abból adódik, hogy a honvédelmi feladatok végrehajtása érdekében a magyar haderő objektumokat épít és tart fenn, ill. jelentős számú haditechnikai eszközt üzemeltet. A Magyar Honvédség tevékenysége során nagy mennyiségben kerülnek környezeti szempontból kockázatos anyagok, közöttük kőolaj származékok (benzin, kerozin, gázolaj, fűtőolaj, kenőanyag, oldó- és zsírtalanító szerek) tárolásra, szállításra, felhasználásra. A társadalomtudományi kutatások

szerint a lakosság többsége jelentősebb

veszélyforrásnak tekinti a katonai tevékenységeket és katasztrófákat, mint egy esetleges háborút. Magyarországon ezt az érzést speciálisan felerősítették a szovjet csapatok által hátrahagyott – elsősorban szénhidrogének okozta – súlyos környezetszennyezések, amelyek világossá tették, hogy a katonaság társadalmi ellenőrzöttségtől való elkülönültségét a környezetvédelem területén is fokozatosan meg kell szüntetni, azaz erősíteni kell a civil kontrollt. A katonai kutatások eredményei „átszivárogva” a civil szférába mindig is ösztönző hatással voltak a társadalmi-techikai átalakulásokra, fejlődésre (pl. rakéta- és repüléstechnika, atomenergia stb.). Jelen időszakban, amikor a hadsereg az eddig háttérbe szorult környezetvédelem területén is ki kíván lépni a hosszú időn át berögzült, megszokott társadalmi elkülönültségből, a civil szférán a sor, hogy a katonai tevékenység speciális körülményeit figyelembe véve, átadja azt a tapasztalatot, amit az 1970-es évek óta felhalmozott és technologizált a környezetvédelem területén. Vagyis az a ritka helyzet állhat elő, hogy a megszokott katonai kutatások civil szféra irányú ismeret, ill. technológiai transzfer pl. a környezetvédelmi kármentesítések területén megfordulhat, kiegyenlítődhet, kiváló példát szolgáltatva a katonai és a civil szféra közti kétirányú közeledés társadalmi hasznára. A környezetbiztonsági törekvések magukba foglalják környezetszennyezésekből fakadó

veszélyek

folyamatos

felmérését

(veszélyelemzés),

ill.

a

megelőzésükre,

megszüntetésükre teendő intézkedések számbavételét, végrehajtását.

4

Békeidőben a szénhidrogén vegyületeket tartalmazó szennyező anyagok katonai műveletek során való véletlen kiömlése (helytelen használat, tárolás, szállítás) mellett számot kell vetni a katonai objektumok területén hosszabb ideje meglévő (masszív) talaj, ill. felszín alatti

víz

szennyezésekkel,

a

békeműveletek

során

a

környezet

megvédésével,

helyreállításával kapcsolatos nemzetközi katonai, jogi kötelezettségekkel. A környezeti károk megelőzése és megszüntetése a Magyar Honvédségtől olyan technikai, szakmai és anyagi erőforrásbeli képességek kialakítását igényli, amelyek alapján a parancsnokok és a végrehajtó személyi állomány tiszteletben tudja tartani és alkalmazni képes a többnyire már „EUkonform” hazai környezetvédelmi jogszabályi előírásokat is, a szövetségi rendszerben kialakított katonai környezetvédelmi normákat, missziói során pedig tevékenysége beilleszthető a nemzetközi, ill. helyi környezetvédelmi jogrendbe (környezetvédelmi interoperabilitás). A Magyar Honvédségnek a környezetvédelem területén folyamatosan kialakítandó jog-, ill. normakövető magatartását, a katonai és a civil szféra környezetvédelmi szakmai tudásanyagának közelítésével, kölcsönös egymásrahatásával célszerű a haderőreform koncepciójának megvalósítása során erősíteni, fejleszteni. A katonai környezetvédelem fejlesztését csak a szakmai ismeretek alapjainak széleskörű lefektetésével, folyamatos bővítésével, az anyagi erőforrásoknak a parancsnokok számára a környezetvédelmi követelményeket kielégítő mértékű rendelkezésre bocsátásával és a megfelelően kiképzett szakszemélyzet bevonásával lehet sikeresen megvalósítani. A katonai környezetvédelem sikeres megvalósítása – a katonai erők civil társadalmat támogató tevékenysége (pl. természeti - és ipari katasztrófák hatásainak enyhítése, humanitárius segítségnyújtás, békeműveletek) mellett – jelentősen hozzájárulhat a katonaság társadalmi megbecsülésének növeléséhez. A növekvő társadalmi megbecsülés pedig áttételesen alapja annak, hogy az ország fegyveres erői prioritást élvező feladataikat, vagyis az ország területi integritásának, függetlenségének, a lakosság anyagi javainak, a nemzeti érdekeknek, értékeknek védelmét, ezáltal a katonai biztonság szavatolását teljesíteni tudják. Fenti problémakörökből fakadóan értekezésemben olyan új tudományos eredmények elérését és szakmai igazolását tűztem ki célul, amelyek hozzájárulnak a katonai környezetvédelem szakmai ismeretanyagának bővítéséhez, segítséget nyújtanak a gyakorlati környezethelyreállítási (remediációs) feladatok területén a földtani közeget, ill. a felszín alatti vizet ért szénhidrogén szennyezések felszámolása során a kémiai és biológiai biztonság, összességében a környezetbiztonság javításához.

5

KUTATÁSI CÉLKITŰZÉSEK 1. A földtani közeget és a felszín alatti vizet érő szénhidrogén szennyezések értékelése a környezetbiztonság és a katonai környezetvédelem kapcsolatrendszerében. 2. A földtani közeget és a felszín alatti vizet ért szénhidrogén szennyezések felszámolására, a nemzetközi és a hazai gyakorlatban használt műszaki beavatkozási módszerek közül,

a leginkább környezetbarátnak tekintett biológiai eljárások

kritikai elemzése a kémiai és a biológiai biztonság szempontjából. 3. Az ismert biológiai kármentesítési technológiák (műszaki beavatkozási módszerek) közötti választást/döntést segítő, a kémiai és biológiai biztonság követelményeit kielégítő remediációs technológiai biztonsági értékelő rendszer kidolgozása, amely figyelembe veszi a speciális katonai vonatkozásokat is.

Az értekezés felépítése Célkitűzéseim elérése érdekében az értekezésemet három kifejtő és egy összegző fő fejezetre tagoltam. – Az első fő fejezetben a földtani közeget és a felszín alatti vizet érő szénhidrogén szennyezések

értékelését

a

katonai

környezetvédelem

és

a

környezetbiztonság

kapcsolatrendszerében, az ide vonatkozó szakirodalom elemzése és saját tapasztalataim alapján végztem el. Ezt a fejezetet a további fő fejezeteknek a katonai környezetvédelem oldaláról való szakmai megalapozásának szántam. – A második fő fejezetben a kármentesítések műszaki beavatkozási szakaszában használt módszerek közül a leginkább környezetbarátnak tekintett biológiai eljárásokat, a bioremediációs módszereket elemeztem a szakirodalmi adatok és a saját kísérleteimből származó eredmények alapján. – A harmadik fő fejezetben az előzőekben ismertetett eredményeimet felhasználva, a szakma gyakorlatából megismerhető biológiai kármentesítési technológiák közötti választást elősegítő, a környezetbiztonság követelményeit kielégítő, a katonai környezetvédelem számára hasznosítható formájú értékelő rendszert dolgoztam ki. A felvázolt céljaimnak megfelelően, a második fő fejezettől kezdődően, mindegyik fejezet tartalmazza a tudományos probléma megfogalmazását, a kapcsolódó szakirodalom kritikai feldolgozását, kutatási módszereim bemutatását, saját vizsgálataim eredményeit, megvitatásukat, következtetéseimet, javaslataimat és az új tudományos eredményeim megfogalmazását. 6

– Az értekezés negyedik fő fejezetében – célkitűzéseimmel összhangban – összegeztem az elvégzett tudományos munkámat, végkövetkeztetéseimet, ajánlásaimat és tudományos téziseimet.

KUTATÁSI MÓDSZEREK A kutatási célkitűzésekben megfogalmazott feladatokat a vonatkozó katonai, katonai környezetvédelmi,

természettudományi,

műszaki

és

jogi

szakirodalom

mélyreható

áttanulmányozásával alapoztam meg. Az

áttanulmányozott

elektronikus

adatbázisokat,

ill.

hagyományos

információhordozókat az „Irodalomjegyzék” c. fejezetben gyűjtöttem össze. A különböző témakörökben, a különböző forrásokból megszerzett adatokat, eredményeket, tényeket összehasonlító kritikai elemzésnek vetettem alá, analízist és szintézist végeztem és megkeresem azokat az analógiákat, amelyek elvezetnek a polgári és a katonai környezetvédelem közös, ill. sajátos elemeinek feltárásához, leírásához. Az elméleti ismereteket a gyakorlatban kivitelezett kármentesítési eljárások tapasztalatain, eredményességén is le kívántam mérni. Munkám során esettanulmányként vettem figyelembe a tököli és a kiskunlacházi volt szovjet használatú katonai repülőtereken folytatott kárfelmérési (tényfeltárási) és kármentesítési (műszaki beavatkozási) munkák tapasztalatait. Erre azért nyílt lehetőségem, mert az Állami Privatizációs és Vagyonkezelő Rt. megbízásából 1999 óta végzek személyesen műszaki ellenőri feladatokat ezeken a területeken. A biológiai szénhidrogén bontás folyamatát, néhány környezetbiztonsági vonatkozását saját laboratóriumi kísérletek beállításával és értékelésével bizonyítottam, ill. támasztottam alá.

VÁRHATÓ EREDMÉNYEK, AZ ÉRTEKEZÉS FELHASZNÁLHATÓSÁGA A katonai környezetvédelem számára is fontos előírásokat, feladatokat tartalmazó hazai jogi háttér és a NATO szövetségi rendszerében megfogalmazott normák áttekintése segíthet azoknak a technikai, szakmai és anyagi erőforrásbeli képességeknek a tervezésénél és kialakításánál, amelyek alapján a parancsnokok és a végrehajtó személyi állomány alkalmazni képes a környezetvédelem területén is a többnyire már EU-konform hazai környezetvédelmi jogszabályi előírásokat, a szövetségi rendszerben kialakított katonai környezetvédelmi normákat, ill. a Magyar Honvédség missziós tevékenysége a nemzetközi,

7

ill. a helyi (nemzeti) környezetvédelmi jogrendbe beilleszthető (környezetvédelmi interoperabilitás). Az értekezésben áttekintettem és értékeltem a földtani közeg és a felszín alatti víz tisztítására alkalmas biológiai módszereket, megadva az egyes technológiák előnyeit és/vagy hátrányait, különös tekintettel a kémiai és biológiai biztonsági szempontokra. A kritikai elemzés és összegzés során kidolgozott remediációs technológiai biztonsági rendszer a kármentesítési technológiák (műszaki beavatkozások) EU-konform alkalmazási szabályait rögzítő, előkészítés alatt álló miniszteri rendelet egyik szakmai alapját képezi, így már most jelentős segítséget nyújthat a katonai környezetvédelem gyakorlati eljárási szabályzatainak a megalapozásában is. Saját kutatási eredményeim alapján összegeztem a szénhidrogén szennyezések felszámolására

alkalmas

biodegradációs

eljárások

biológiai

biztonságának

az

alapkövetelményeit és a szükséges intézkedések körét, amelyek keretében az életképes mikroszervezeteket a földtani közegbe, a felszín alatti vízbe juttató bioremediációs eljárásokra külön inokulációs szabályokat állítottam fel. A biodegradációs eljárások biológiai biztonságának növelésére a nem patogén, kiemelkedő szénhidrogénbontó képességű mikroszervezetek kiválasztására saját kutatási eredmények alapján laboratóriumi szelekciós és talajmodellt alkalmazó módszert dolgoztam ki. A szénhidrogén szennyezések felszámolására alkalmas eljárások biológiai biztonság szempontjából való elemzése elsősorban a katonai környezetvédelem szakmai alapjainak bővüléséhez járulhat hozzá. Az értekezés tudományos eredményeinek, megállapításainak hasznosítása várhatóan főként azoknak a körét érinti, akik a Magyar Honvédség különböző vezetési, felelősségi és szakmai szintjein – a napi megelőző környezetvédelmi intézkedések megtétele mellett – szembe találják magukat a masszív, hosszabb ideje meglévő szennyezések megszüntetésének kérdéseivel, akár békeidőben, akár alacsony intenzitású hadműveletek (pl. békeműveletek, humanitárius feladatok, katasztrófák következményeinek felszámolása) során.

8

1. A FÖLDTANI KÖZEGET ÉS A FELSZÍN ALATTI VIZET ÉRŐ SZÉNHIDROGÉN SZENNYEZÉSEK ÉRTÉKELÉSE A KÖRNYEZETBIZTONSÁG ÉS A KATONAI KÖRNYEZETVÉDELEM KAPCSOLATRENDSZERÉBEN 1.1. A TUDOMÁNYOS PROBLÉMA MEGFOGALMAZÁSA A környezetbiztonság fogalmának értelmezése mindössze néhány évtizednyire nyúlik vissza az időben és szorosan kapcsolódik a környezetvédelmi problémák globalizációjához. A környezettel kapcsolatos veszélyek globalizációja nemcsak azt jelenti, hogy bizonyos problémák az egész emberiség létét fenyegetik (pl. üvegházhatás-felmelegedésklímaváltozás, az ózon réteg leépülése, savas esők, az erőforrások kizsákmányolása, pazarlása stb.), hanem azt is, hogy bizonyos kihívások különböző mértékben ugyan, de a Föld valamennyi országában egyidejűleg jelen vannak (pl. veszélyes hulladékok halmozódása, a talaj, a felszíni- és felszín alatti vizek elszennyezése, a levegő romló minősége stb.). Ezeknek a környezeti problémáknak a regionális vagy éppen kontinentális összekapcsolódása, felerősödése egyelőre megjósolhatatlan következményekkel járhat biztonságunkra nézve. A NATO intenzíven foglalkozik a fizikai környezet megőrzésének, a természeti erőforrások kezelésének és az egészség védelmének a kérdéseivel, vagyis a NATO tagállamok számára a biztonság fogalomkörében a globális érdekeltség szintjén kiemelt figyelmet és helyet kapnak a környezeti kérdések. A közös elkötelezettség és a kölcsönös együttműködés a környezetvédelem terén azon a felismerésen alapul, hogy a környezet védelme és megőrzése nemzetbiztonsági cél. Mivel a környezetbiztonságban mindig visszatükröződik a környezet védelmének színvonala, ezért minden olyan esetben, amikor a környezet szennyezésével vagy éppen ennek felszámolásával kívánunk foglalkozni, a konkrét témakör helyét – a mi esetünkben a katonai tevékenységekből

eredő

szénhidrogén

szennyezések

problémája

–

célszerű

a

környezetbiztonság és a katonai környezetvédelem kapcsolatrendszerében feltárni, kijelölni. 1.2. A SZAKIRODALOM KRITIKAI ELEMZÉSE

1.2.1. A BIZTONSÁG FOGALMA A biztonság napjainkra komplex fogalommá és állapottá vált, amit a Hadtudományi Lexikon a következőképpen jellemez: „A politikai, gazdasági, katonai, szociális,

9

humanitárius, környezetvédelmi szférákra, valamint a katasztrófa elhárításra egyaránt kiterjed.” A külföldi teoretikusok a biztonság öt szektorát különböztetik meg: a katonait, a politikait, a gazdaságit, a társadalmit és a környezetit (Buzan et al., 1998). A külföldi szakirodalom szerint a biztonság fogalmának legáltalánosabb definícióját az UNESCO társadalomtudományi szótára tartalmazza: „A biztonság a fizikai veszély hiányát, vagy az e veszéllyel szembeni védelmet jelenti” (Halász és Földi, 2001). A Német Szövetségi Köztársaságban (NSZK) 1985-ben megjelent Biztonságpolitikai Szótár három megfogalmazást is tartalmaz: a) A biztonság a veszély hiánya; b) A biztonság az egyes emberek vagy csoportjaik, az államok és államcsoportok bizonyossága a felől, hogy a lehetséges veszélyektől védve vannak; c) A biztonság olyan állapot, amelyben az egyéneket, csoportokat és az államokat komoly veszélyek nem fenyegetik, illetve azoktól védettnek érzik magukat, vagy  pozitívan kifejezve  amelyben biztosak, hogy jövőjüket saját elképzeléseik szerint alakíthatják” (Halász és Földi, 2001). A Magyar Országgyűlés 94/1998 (XII.29.)-i „A Magyar Köztársaság biztonság- és védelempolitikájának alapelveiről” szóló határozat leszögezi: „A Magyar Köztársaság a biztonságot átfogó módon értelmezi, amely a hagyományos politikai és katonai tényezőkön túl magába foglalja a széles értelemben vett biztonság egyéb- gazdasági és pénzügyi, emberi jogi és kisebbségi, információs és technológiai, környezeti, valamint nemzetközi jogidimenzióit is. A globális kihívások, a nemzetközi politikai-gazdasági kölcsönös függőség, a technológiai fejlődés világában az euroatlanti térség biztonsága oszthatatlan.” A biztonság fogalmának sokirányú megközelítésében közös jellemzőnek tekinthetjük, a veszélyeztetettség hiányát, a veszély elkerülhetőségének igényét, a veszélyhelyzetek megbízható kezelésének lehetőségét, ill. a veszély elfogadható mértékű csökkentését. 1.2.2. A KÖRNYEZETBIZTONSÁG FOGALMA Az 1960-as évektől a helyi társadalmi mozgalmak, illetve az értelmiség tudatformáló csoportjai (írók, művészek, tudósok) a média segítségével egyre szélesebb körben hívták fel a figyelmet az új veszélyforrásra, a környezet szennyezésére. Ebben az időszakban az 1962-ben Rachel Carson által jegyzett „Néma tavasz” c. könyv, majd 1972-ben a Római Klub „A növekedés határai” c. jelentése vázoltak fel megdöbbentő képet a népesség rohamos növekedése, a természeti erőforrások egyenlőtlen és 10

gyors felhasználása, valamint a környezetszennyezés közötti összefüggésekről. A környezeti fenyegetettség érzése globális, regionális és nemzeti szinten egyaránt felerősödött és a biztonsági kockázatok egyik meghatározó tényezőjévé vált (Szabó, 1996; Láng, 2002; Lénárt, 2002). A környezetbiztonság fogalmát – a biztonság fogalmához hasonlóan – több irányból, nézőpontból definiálják a különböző szerzők. Az Európai Közösség által elfogadott definíció szerint: „A környezeti biztonság az Európai Közösség azon képességét jelenti, hogy a környezeti erőforrások szűkössége és a környezeti károsodás elkerülésével képes fejlődését biztosítani” (Halász és Földi, 2001). Ez a definíció egybecseng a fenntartható fejlődés Brundtland Bizottság által 19841987 között kidolgozott koncepciójának alapgondolatával. „A fenntartható fejlődés olyan fejlődés, amely kielégíti a jelen generáció szükségleteit anélkül, hogy veszélyeztetné a jövő generációk esélyét arra, hogy ők is kielégíthessék szükségleteiket.” 1992-ben Rio de Janeiro-ban, az ENSZ tagállamainak 97%-os részvétele mellett megrendezett környezetvédelmi világértekezletet követően a környezetkímélés és az erőforrástakarékosság problémakörei, mint a fenntartható fejlődés elsőrendű összetevői, már végérvényesen a globális és a helyi biztonságpolitika, a környezetbiztonság megoldandó feladatává váltak. „A környezetbiztonság a mindenkori környezetvédelem adott állapota, annak egyes elemei vonatkozásában külön-külön és együttvéve: a Föld, a vizek, a levegő, a természetes és mesterséges környezetnek az emberekre, a társadalomra, az egész érintett élő- és élettelen világra, valamennyi értékre gyakorolt negatív hatással szembeni védettségnek a mértékében.” (Nagy Tibor, 2001) A környezetbiztonság fogalmi és tevékenységi köre a környezeti veszélyforrások, a katasztrófák és az ezek ellen való védekezés feltételeivel, lehetőségeivel is foglalkozik, ami magába foglalja a környezeti értékek megóvását, a környezetszennyezések, a környezeti károk csökkentését és megelőzését, vagyis a környezet védelmét, így annak speciális területét, a katonai környezetvédelmet is. A környezetbiztonság megítélésének egyik fontos eleme tehát a jól működő környezetvédelem (Lénárt, 2002; Damjanovich és Radványi, 1997). Egyes szerzők arra is felhívják a figyelmet, hogy a NATO intenzíven foglalkozik a fizikai környezet megőrzésének, a természeti erőforrások kezelésének és az egészség védelmének kérdéseivel, vagyis a NATO-tagállamok számára a kölcsönös biztonság fogalomkörében a globális érdekeltség szintjén kiemelt figyelmet és helyet kap a környezeti kérdések köre. Fontos cél a szövetségen belül, hogy minden NATO-tagállam azonos 11

elkötelezettséget tanúsítson a béke fenntartása iránt, és ehhez szorosan kapcsolódjon a környezet és az élet minősége megőrzésének a felelőssége. A közös elkötelezettség és a kölcsönös együttműködés a környezetvédelem terén azon a felismerésen alapul, hogy a környezet védelme és megőrzése nemzetbiztonsági cél. A biztonsági feladatok sorába illeszkedő

környezetbiztonság

olyan

közös

érdekeket

szolgáló

terület,

amelyben

megvalósítható az erőfeszítések összehangolása (Mátrai és Damjanovich, 1997). A NATO és az Európai Közösség környezetbiztonságát kiemelten az alábbi tényezők fenyegetik: − A külső források elérését veszélyeztető tényezők (az olajszükséglet jelentős része az Arab Öbölből származik, a fejlődő országok versenytársként lépnek fel az erőforrások használatában, a környezet terhelésében), − A határokon kialakuló forrás-szűkösségből, ill. környezeti károsodásból eredő konfliktusok. Főleg a volt Szovjetunióban, Közép -és Kelet -Európa országaiban, a Földközi tenger medencéjében a nagyméretű környezeti károsodás potenciális egészségkárosító forrás; a növekvő ivóvíz hiány, ami 2020-ra az országok kb. 2/3ánál jelentkezik majd; a talaj erózió folytán a termőterületek kiterjedésének és minőségének csökkenése, − A környező területek környezetkárosodása által okozott fizikai fenyegetések (Nagyméretű környezeti károk eredhetnek veszélyes vegyi anyagoktól, radioaktív anyagoktól, üzemanyag származékoktól, nem megfelelő biztonságú nukleáris erőművekből vagy éppen a nukleáris fegyverek megsemmisítéséből), − A globális környezeti változások hatásai .Az emberi tevékenység befolyásolja a Föld klimatikai viszonyait, ezen keresztül az emberi életfeltételeket – üvegházhatás fokozódása, globális felmelegedés, szárazság övezetek terjeszkedése, az ózonréteg elvékonyodása, új betegségformák fellépése stb. (Halász és Földi, 2001). A felsorolt kihívások közül a forrás-szűkösségből eredő és a környezet-károsodás által okozott fizikai fenyegetések közül, az ivóvízbázisok védelme érdekében, a továbbiakban kiemelten foglalkozom a földtani közegbe és a felszín alatti vízbe kerülő szénhidrogén szennyezések kármentesítésének környezetbiztonsági követelményeivel. 1.2.3. A KÖRNYEZETBIZTONSÁG ÉS A KATONAI KÖRNYEZETVÉDELEM ÖSSZEKAPCSOLÓDÁSA A VÍZKÉSZLETEK VÉDELMÉNEK TERÜLETÉN A hazai környezetvédelmi jogi szabályozás alaptörvénye, az 1995. évi LIII. tv. a környezetvédelem fogalmát az alábbiak szerint adja meg: 12

„Olyan tevékenységek és intézkedések összessége, amelynek célja a környezet veszélyeztetésének, károsításának, szennyezésének megelőzése, a kialakult károk mérséklése vagy megszűntetése, a károsító tevékenységet megelőző állapot helyreállítása”. A katonai környezetvédelem a fenntartható fejlődés, ill. a környezetbiztonság szempontjából az alábbiak szerint definiálható: Olyan társadalmi tevékenység, melynek célja az embert körülvevő biológiai rendszerek (ökoszisztémák) és végső soron az egész bioszféra jelenlegi állapotának megőrzése, ahol lehetséges annak javítása, valamint a kedvezőtlen tendenciák megelőzése, korrigálása, a fenntartható fejlődés elvét figyelembe véve. Alapelve a prevenció, vagyis a negatív hatások megelőzése (Jaczó és Solymosi, 2001). Magyarországon

kormányzati

szinten

a

környezetbiztonság

kiemelt

részterületeiként a nukleáris biztonságot, a kémiai biztonságot és a környezetegészségügyet tartják számon (www.ktm.hu/korny/bizt/kornybiz.htm). Ez utóbbi esetében az embert körülvevő környezet jelentősen befolyásolja a lakosság egészségi állapotát és életkilátásait. Ugyanakkor az emberi tevékenység is megváltoztatja a környezetet (környezethasználat: környezet igénybevétele + környezetterhelés) és ez a kölcsönhatás mind az emberi egészségre, mind a környezetre komoly, gyakran káros hatással van. Bár a vezető halálokok és megbetegedések okai közül elsősorban az életmóddal és a táplálkozással kapcsolatos tényezőket kell kiemelni, de igen jelentősek a környezeti ártalmak, a lakó- és munkahelyi környezet egészségkárosító hatásai is.Nemzetközi felmérések szerint a

halálozások

14-16%-át

környezeti

hatások

indukálta

betegségek

okozzák

(www.ktm.hu) . A környezetbiztonságot fenyegető tényezők közül nemzetközi és hazai szinten kiemelkedő szerepet tölt be az ivóvíz hiány témaköre. A víz a bioszféra unikális közege, az élet fenntartója, a fejlődés előfeltétele, a szennyező anyagok oldószere és szállítója – szinte közhelyszerű megállapítások. Az igazi kérdés az, hogy mi is a víz és a fejlődés kapcsolata. Hosszú ideig a fejlődést nem korlátozó „készlet” szemlélet uralkodott, amely, ha némi túlzással is, de feltételezte, hogy bőven áll rendelkezésre „olcsó és tiszta” víz. Ma már másképpen gondolkozunk: a víz csak korlátozottan rendelkezésre álló, sérülékeny közeg, amelynek gazdasági értéke van. A változó szemlélet úttörői már a hatvanas években megjelentek. Több elemző a vízigények mértéktelen növekedését, a korlátozott készleteket, az árvizeket és az eróziót, a vízszennyezést, a vízenergia-termelés költség- haszon viszonyait és az éghajlat- változékonyság hatásait tekintette legfontosabb, ma is releváns problémáknak.

13

A globális aggodalom elsősorban a népesség növekedéséhez kötődik, amely óhatatlanul túlzott mértékű termeléssel és fogyasztással párosul. A növekedés exponenciális, és a 21. század végén a népesség elérheti a Földön a 12,6 milliárdot. A vízhasználatok a népesség növekedéséhez viszonyítva közel kétszeres mértékben nőttek. Becslések szerint a növekedés 1980 és 2000 között 80 % körüli. A Föld népessége különböző mértékben küszködik az elégtelen mennyiségű vízből adódó gondokkal. Leegyszerűsítve azt mondhatjuk, ha a fejenkénti víz mennyisége évente 1000 m3-nél kevesebb, és a használat a rendelkezésre álló készletnek a 60 %-át meghaladja, a gazdálkodás fizikai okok miatt roppant nehéz, a készletek „ínségesek”. Jelenleg a népességnek 4-6 %-a él ilyen körülmények között, de például gazdasági okok miatt mintegy 20 % nem jut biztonságos ivóvízhez, elsősorban a Közép-keleten és Afrikában (Izrael, Jordánia, Kuvait, Szaud-Arábia, Jemen, Algéria, Egyiptom, Kenya, Líbia stb.). 2025-re, miután a népesedés elsősorban a vízben ma is szegény afrikai és ázsiai térségekben nagy, (ahol a kétszereződési idő sok országban 20 év körüli), ez az arány akár tízszeresére is nőhet. A becslés nagymértékben függ az éghajlatváltozás készletekre és igényekre gyakorolt, területileg változó és bizonytalanul számítható hatásaitól (Somlyódy, 2002). Az ivóvízhiány az egyik kritikus probléma a biztonság szempontjából. Az előrejelzések szerint 2020-ra az országok kétharmadánál jelentkezik az ivóvízhiány. Az EU tagországok közül Belgium már most is ivóvíz importőr. A világ számos térségében verseny folyik az ivóvízért, elsősorban ott ahol a vízforrás természetes határt alkot két ország között, pl. Duna (Halász és Földi, 2001). Magyarországra 24 folyón keresztül érkezik a víz és hármon távozik (Duna, Tisza és a Dráva). A felszíni vizek 95 %-a külföldi eredetű, és csupán négy olyan közepes vízgyűjtőnk van (például a Zala), amelyek teljes egészében az országon belül helyezkednek el. A lefolyó víz mintegy háromnegyedét a Duna és a Dráva szállítja, míg az ország területének a felét kitevő Tisza vízgyűjtőjén lévő folyók összesen alig a negyedét. A fajlagos vízkészlet 11 ezer m3/év/fő körüli, az egyik legmagasabb érték Európában. Ugyanakkor az országon belüli lefolyás (600 m3/év/fő) hozzájárulása ehhez messze a legkisebb a kontinensen. Külön gondot okoz, hogy a hozzáférés nehéz, mivel a nagy folyók medréhez kötődik. A felszíni készletekhez adódnak az állóvizek és a tározók, továbbá a felszín alatti vizek. A felszín alatti vizek biztosítják Magyarország ivóvízellátásának több mint 90 %át. Ebben a megközelítésben a felszín alatti vizekhez tartoznak a parti szűrésű vizek, a karszt vizek, a talaj-, réteg és hasadékvíz (Somlyódy,2002/a). Az ún. talaj (felszínközeli)- és rétegvizek hasznosítható készlete 1,4 x 109 m3/év. Az ivóvízellátás szempontjából fontos és 14

érzékeny parti szűrésű vízbázisok potenciálisan kitermelhető készlete ennél mintegy 30 %-kal nagyobb. (Budapest ivóvízellátása ma teljes mértékben innen táplálkozik). A karsztvizek utánpótlódása átlagosan 0,3 x 109 m3/év kitermelést tesz lehetővé (Somlyódy,2002/a). A felszín alatti vizek jelentőségét kiemeli, hogy míg a parti szűrésű vizek országos kihasználtsága csupán 18 %-os, addig a karsztvizeké 62 %, de ezen belül pl. a Tisza vízgyűjtőjén ez az arány 83 %-os, a talaj-, réteg és hasadékvizeké országosan 53 %-os, de a Tisza vízgyűjtőjéhez tartozó területen 88 %-os (Simonffy, 2002). A felszín alatti vizek minősége és állapota katonai stratégiai, ill. hadszíntér előkészítési szempontból is kiemelkedő jelentőséggel bír. A haderő és a lakosság megfelelő minőségű vízzel való ellátása a háborús szint alatti vagy a háborús katonai tevékenységek során könnyen eltolódhat a rombolt, mérgezett ivóvízhálózatok, a viszonylag könnyen szennyezhető felszíni vizek felől a talaj- és rétegvíz kitermelés, hasznosítás irányába. Ezért nagyon fontos a haderő hadrafoghatósága, ellátása szempontjából, hogy az épített objektumok (pl. laktanyák, mozgósítási, támogató, kiszolgáló, ellátó körzetek), ill. azok a területek, amelyeken a haderő mozgatása, nyugvása történik megfelelő minőségű, saját ivóvíznyerő rendszerekkel rendelkezzenek a csapatok. Ennek az az alapvető feltétele, hogy a harctevékenységek által a felszíni vizekhez képest kevésbé szennyezhető felszín alatti vizek (talajvíz, rétegvíz, karsztvíz) tiszták vagy kis ráfordítással, egyszerűen ivóvíz minőségűre tisztíthatóak legyenek a katonai tevékenységek által érintett területeken. A felszíni és felszín alatti vizek minőségének megőrzése és javítása tehát a békeműködés és a készenlét időszakában kiemelt fontosságú feladata a katonai környezetvédelemnek és a környezetbiztonsági törekvéseknek. 1.2.4. A KÖRNYEZETBIZTONSÁG ÉS A KATONAI KÖRNYEZETVÉDELEM ÖSSZEKAPCSOLÓDÁSA A FÖLDTANI KÖZEGET ÉS A FELSZÍN ALATTI VIZET ÉRT SZÉNHIDROGÉN SZENNYEZÉSEK KÁRMENTESÍTÉSE TERÜLETÉN A téma környezetbiztonsági, ill. katonai környezetvédelmi aktualitását egyrészt az adja, hogy Magyarországon a rendkívüli, haváriaszerű szennyezéseknek kb. felét a kőolaj és származékai okozzák. Másrészt a Magyar Honvédség és a szövetséges haderők békeidőben és a békeműveletek, ill. a háborús konfliktusok során a kijelölt feladataik végrehajtása közben nagy mennyiségben készleteznek, málháznak, szállítanak és használnak fel különböző kőolajszármazékokat pl. benzint, kerozint, gázolajat, fűtőolajat, kenő-, karbantartó-, hidraulika-, munka-, és hűtőfolyadékokat, oldó- és zsírtalanító szereket.

15

Az eddig is közismert volt, hogy a kőolajtermékek fedezik a hadseregek energiaigényének háromnegyedét, és ezen belül is a legfontosabb tétel a sugárhajtású repülőgépek üzemanyaga. A világszerte felhasznált kerozin egynegyedét – évi 42 millió tonnát – katonai célokra használják. Ez az arány a 80-as évek végén az USA-ban elérte már a 27 %-ot, a volt Szovjetunióban a 34 %-ot és a volt Nyugat-Németországban az 50 %-ot. Világviszonylatban körülbelül annyi kőolajterméket használnak ma is katonai célokra, amennyi a világ második hatalmának, Japánnak az éves össz-szükséglete (Damjanovich és Radványi, 1997; Halász és Földi, 2001). A problémát tovább fokozza, hogy a világ mintegy 40 millió tonna kenőanyagot használ

fel

az

iparban,

közlekedésben

és

a

hadseregeiben,

döntő

hányadában

ásványolajtermékeket. A kenőanyagok nem elhanyagolható részét (4-15 %-át) veszteséges kenési módban alkalmazzák, így csak Európában kb. 600.000 t/év ásványolaj termék kerül a környezetbe. A haditechnikai eszközök üzembentartása során sokféle, kőolajszármazékot tartalmazó veszélyes hulladék keletkezik, így pl. fáradtolaj, használt olajfelszívó és felitató anyagok (textil, rongy, fűrészpor, faforgács, kovaföld, szűrőföld, homok, perlit), olajos papírszűrők, homokfogóban leválasztott ásványolaj- és más szénhidrogén maradékok, olajos iszapok, szennyezett petróleum, üzemanyag, mosóbenzin, kompresszor kondenzátum, fémmegmunkáláshoz használt emulziók, ásványolaj alapú zsírok, glikoléteres elhasznált fagyálló folyadékok, lakkok, festékek maradékai és iszapjai, olajos, zsíros dobozok, flakonok, olajos fémforgácsok (Lénárt és Molnár, 1999). 1997-ben MH szinten összességében 1650 t veszélyes hulladék keletkezett, amiből 54 t használt kőolaj alapú zsiradék, 324 t fáradt vagy szennyezett olaj, 236 t használt fagyálló folyadék volt, vagyis a szénhidrogén vegyületek tették ki az összes veszélyes hulladék 37 %át (Lénárt és Molnár, 1999). Jelentős környezetvédelmi problémák jelentkezhetnek a repülő csapatok egyes haditechnikai eszközeinek üzemeltetése, üzembentartása során. A tárolt üzemanyag mennyiségének egy hadműveleti repülőtéren biztosítani kell 3 repülőszázadból álló szervezet folyamatos működését. A NATO a hazánk számára megfogalmazott „képességcsomagjában” 30 napos készletet ír elő. A készlet egy részét (7 napnak megfelelő) folyamatosan a repülőtéren, másik részét a repülőtér közelében kell tárolni. Mennyiségét tekintve a repülőtéren tárolt anyag a hazai átlagot figyelembe véve mintegy 2.400 m3 repülőterenként, (és mintegy 8.000 m3 a repülőtéren kívül), aminek elérhetőnek kell lennie szállítóeszközökkel pl. vasút vagy csővezeték. A repülőtéren az üzemanyagokat üzemanyagtároló telepeken, 16

általában fekvőhengeres föld feletti vagy föld alatti tartályokban, a készlet egy részét málházott állapotban üzemanyagtöltő, ill. tartályos gépjárművekben tárolják. A felhasználás ütemében a fekvőhengeres tartályokat újratöltik (Csutorás, 2002). Vagyis a repülőtereken főként a repülőgépek üzemanyagának tárolása, átfejtése, a repülőgépek üzemanyaggal való feltöltése, az üzemanyag leeresztése (tömlő le- és felcsatlakoztatása), az üzemanyagrendszer meghibásodása, az olajrendszer javítása, a hajtóművek ki- és bekonzerválása, a gépek fagyállóval való jégmentesítése okozhatja szénhidrogén vegyületek környezetbe kerülését (Lénárt, 1999). Jelentős a harcjárművek üzemeltetése során igénybe vett üzemanyag mennyisége is. Egy-egy harcászati gyakorlaton kb.10.000 liter benzint és 20.000 liter gázolajat használnak fel (Sipőcz, 1997). Azt, hogy mit jelenthetett az 1960-as évek alapkutatásainak eredményeire épülő műszaki-technológiai színvonalon és a társadalomtól elkülönülten, ellenőrzés nélkül működtetett katonai gépezet, jól példázza a szovjet csapatok által hátrahagyott hazai környezeti károk mértéke, amit 1991-es árakon számolva 60 milliárd Ft-ra becsültek a felmért 173 objektumban (Endrédy, 1992). A szennyezések 340 települést érintettek és 46.000 ha területre

terjedtek

ki.

A

volt

szovjet

katonai

létesítményeknél

tapasztalt

környezetszennyezések közül a legnagyobb a tököli repülőtérnél jelentkezett, amely veszélyeztette a Fővárosi Vízművek 60.000 m3 kapacitású térségi partiszűrésű vízbázisát. A főként kerozinnal szennyezett talajvíz mennyiségét 94.300 m3-re, a talajt pedig 144.000 m3-re becsülték, e mellett 200 m3 szabad fázisú szénhidrogént valószínűsítettek a talajvíz felszínén 1997-ben. Mivel a kármentesítés műszaki beavatkozási szakasza 1997-től kezdődően csak a vízbázishoz legközelebbi részterületekre tudott koncentrálni, 2003-ra a még hátralévő két részterületen (üzemanyagfogadó és töltő, A-terület, ill. a Hőközpont) még annyi szennyezett talajvíz van (~140.000 m3), mint amennyit 1997-ben az egész repülőtér területére becsültek. A másik kiemelkedően nagy szennyezést a kiskunlacházi volt szovjet használatú repülőtér mutatja. 1999-ben a két üzemanyag bázis, az üzemanyagtöltők és vezetékek, valamint a kazánház területén a főleg kerozinnal és kisebb mennyiségben gázolajjal/ fűtőolajjal szennyezett talaj térfogatát kb. 190.000 m3-re, a talajvízét pedig kb. 98.000 m3-re becsülték. Az USA-ban a hadsereg által évente produkált veszélyes hulladék mennyiségét 400.000 - 500.000 t-ra, a szennyezett katonai területek számát pedig 25.000-re becsülik. Az 1996 és 1997-es pénzügyi évben több mint 700 millió dollár szerepelt a Pentagon költségvetésében a környezetvédelmi jogszabályoknak való megfelelés elősegítésére. Az 17

USA Védelmi Minisztériumának adatai szerint a hadsereg 37 millió tonna kőolajnak megfelelő üzemanyagot használ fel évente, vagyis kb. annyit, mint amennyit az egész USA tömegközlekedése 15 év alatt fogyaszt el(Siedel, 2000). Az utóbbi idők háborús hadműveleteinek következtében megtapasztalhatta a világ, hogy a harctevékenységek során jelentős környezetszennyezést okozhat a kőolaj kitermelésével, feldolgozásával, tárolásával, használatával foglalkozó objektumok, műtárgyak támadása, rombolása. Az Öböl-háború idején Kuvaitban az égő és kitörő olajkutakból (összesen 720), a megrongált tartályokból hatalmas mennyiségű kőolaj, kb. 8 millió m3 (60 millió barrel) terjedt szét a talajon.A szétömlött olajból képződött 246 olajtó 49 km2-t borított be. A kőolaj kiömléssel érintett terület teljes nagysága 953 km2 volt, amelyen 40 millió tonna olajjal erősen szennyezett talaj keletkezett. Az olajtüzek oltására 5 milliárd gallon (kb. 19 millió m3) tengerés „brack” vizet (tenger és édesvíz keveredéséből származó tengervíz) használtak fel (Samira A. S. Omar et al., 2000). A Jugoszlávia elleni NATO-légitámadások során a hadszíntér infrastruktúrájában jelentős károk keletkeztek: két olajfinomító teljesen lerombolódott (Újvidék, Pancsova), 28 üzemanyag-tárolót ért támadás és a katonai olajtartalék 41 %-a megsemmisült, kikerült a környezetbe (Jakus és Venicz, 2002). A békefenntartó műveletekben, humanitárius segítségnyújtásban részt vevő katonai erők nem engedhetik meg maguknak, hogy károkat okozzanak a fogadó ország környezetének, lakóinak, kultúrájának. Abban az esetben, ha mégis bekövetkezik a környezetszennyezés, akkor a békefenntartó alakulatok teljes kapacitása készen áll a károk csökkentésére, az eredeti vagy annál jobb állapot megteremtésére. A boszniai SFOR misszióban – a NATO elveknek megfelelően – a környezetvédelmi megelőző intézkedések, erőfeszítések összehangolása a műszaki főnök és törzsének feladata (Padányi, 2000). Békeidőben sok nemzet fenntartja a katonaság civil szabályok alóli mentességét, bár növekvő számban vannak azok az országok, pl. a NATO tagállamok, amelyek követelményként szabják fegyveres erőiknek a civil jogszabályok megtartását, így a környezetvédelmi jogszabályokhoz való alkalmazkodást is (Bruch, 2000). Ennek megfelelő az utóbbi időben a hazai szabályozás is. A NATO fegyveres erői – felismerve a környezeti felelősség súlyát – egyre nagyobb erőfeszítéseket tesznek a környezet megóvása érdekében. Ennek keretében a NATO szabványosítási egyezmény dokumentumai között megjelent a 7141 számú NATO STANAG, ami a hadseregekkel szembeni környezetvédelmi elvárásokat fogalmazza meg és 18

az „Összhaderőnemi NATO doktrína a NATO által vezetett műveletek és gyakorlatok környezetvédelméről” címet viseli (STANAG 7141 EP, 2002 ; Jaczó, 2003). A dokumentum a hadműveletek és hadgyakorlatok környezeti tervezési irányelvei között (környezeti kockázatelemzés és kockázatkezelés)

kiemelten foglalkozik a

szénhidrogén vegyületekkel. A katonai műveletek potenciális hatásai között azonosítja a dokumentum az ellenőrizhetetlen szivárgásokból (pl. kétéltű viziátkelések, csapatépítkezések) olaj, ill. más veszélyes anyagok elfolyásából, csöpögéséből, szivárgásából (környezeti véletlenek) származó környezetszennyezést, amivel a katonai műveletek tervezése folyamán mindenképpen számolni kell. Az elfolyások, csöpögések, véletlen környezeti ártalmak megelőzésének módszereit a tervezés folyamán meg kell határozni. Amennyiben a nemkívánatos csöpögések, ill. elfolyások mégis bekövetkeznének, a hatásuk megszüntetéséről – a hadművelet meghatározott szakaszában – gondoskodni kell. Békeidőszakban és válsághelyzetben végrehajtott katonai műveletek során a csöpögések, szivárgások, elfolyások megelőzése és hatásának megszüntetése érdekében szintén hatásos válaszlépéseket kell tenni (Lénárt és Fierpasz, 2000). A bekövetkezett szennyezések felszámolására és a műveleti területeknek a katonai tevékenység megkezdése előtti állapotba való visszaállításának eszköze a kárelhárítás és kármentesítés folyamata (STANAG 7141 EP, 2002). Ennek rendjét a földtani közeg és a felszín alatti víz vonatkozásában Magyarországon az 1995. évi LIII. évi törvény a környezet védelmének általános szabályairól és a végrehajtása tárgyában megjelent 33/2000 (III. 17.) Korm. rendelet határozza meg. A NATO a parancsnokok és a beosztott szakállomány környezetvédelmi, így a kárelhárítási és kármentesítési témakörben való eligazodását, döntési képességének fokozását nemcsak az oktatás fejlesztésével (Lénárt et al., 2002), hanem különböző kutatási témák támogatásával is igyekszik elősegíteni. A NATO 1969-ben hozta létre a Modern Társadalom Kihívásai Bizottságot (NATO CCMS) azért, hogy a Szövetség tevékenységét kiterjesszék egy új, „társadalmi dimenzióra”. A Szövetség országainak állam- és kormányfői 1991 novemberében, Rómában kezdeményezték a Szövetség „harmadik dimenziójában” tudományos és környezetvédelmi programok megindítását. A CCMS tevékenységek sorában – amelyekbe az Észak-atlanti Együttműködési Tanácson (NACC) keresztül bekapcsolódott jónéhány volt szocialista ország, ill. a Szovjetunió utódállamai – fontos projektként szerepel „A szennyezett talaj és talajvíz kezelésének bevált és kifejlesztés alatt álló technológiái”. A kutatásvezetők a témakörben legnagyobb tapasztalattal rendelkező USA, Németország és Hollandia. A projekt magyar mintaterületeként a volt szovjet 19

használatú tököli repülőtér szerepelt (Sz. Kiss Csaba, 1996), amelyen a tököli (végsősoron Budapest egy részét is ellátó) ivóvízbázist veszélyeztető, főként kerozin, kisebb mértékben fűtő- és gázolaj szennyezést mutattak ki a talajban és a talajvízben. A NATO tudományos programjának a „Csúcstechnológiákkal” foglalkozó fejezete a „Biotechnológia” témacsoporton belül a támogatandó témák között sorolja fel: „Biotechnológia az ipari, mezőgazdasági és házi szemét feldolgozása és a környezet megtisztítása érdekében”, vagyis kiemelten kezeli a biodegradációs folyamatok környezetvédelmi célú felhasználásának, a bioremediációs technológiáknak a kutatását. A „Környezeti biztonság” fejezetben pedig „különös hangsúlyt fektetnek a jelentős környezeti problémákkal foglalkozó alacsony költségű technológiákra” amelyek – többek között – pl. a víz szennyezési gondok, kiemelten a talajvizek esetében támogatandók (NATO Tudományos Programja, 1997). „A katonai védelemnek a társadalom számára hatékonynak és egyben biztonságosnak is kell lennie. Napjainkban a haderőnek már nemcsak a társadalom katonai biztonsággal kapcsolatos igényeit kell kielégítenie, hanem feladatainak végrehajtása során a környezet biztonságát is szavatolnia kell.” (Lénárt, 2002). Ezeknek a követelményeknek és elvárásoknak akkor lehet eleget tenni, ha már a megelőzés szintjén a parancsnokok és a beosztott személyi állomány a katonai műveletek során

fel

tudják

mérni

cselekedeteik

környezeti

következményeit

(hatáselemzés,

hatásvizsgálat útján). A környezeti hatások elemzésének és vizsgálatának alapja, hogy a katonai műveletekben használt hadászati, harcászati eljárásmódok, ill. az eljárásmódokhoz rendelt technika és anyagok alkalmazásának környezetszennyező hatását, az okozható környezeti kár mértékét, ill. az okozható környezeti kár felszámolásának költségeit a parancsnokok és a beosztott személyi állomány helyesen tudja megítélni. Ahhoz, hogy az okozható, ill. az okozott környezeti károk felszámolásának lehetőségeit, költségeit (a társadalmi ráfordítások nagyságát) meg lehessen becsülni, tisztában kell lenni azzal, hogy az adott katonai művelet során felhasznált harceljárások, technikák, anyagok által kiváltott környezetszennyezések milyen

módszerekkel,

technológiákkal

számolhatók

fel

eredményesen.

Mivel

a

környezetvédelmi kármentesítés folyamatai, a műszaki beavatkozás során alkalmazott technológiák

a

környezetbiztonság

helyreállítására

irányulnak,

ezért

a

környezetbiztonsági követelményeket – amelyek alapvetően három területről érkeznek (kémiai biztonság, nukleáris biztonság, környezet-egészségügy) – ki kell elégíteniük.

20

Mivel a környezetbiztonsági elvárások teljesítése során felmerülő költségek egyik fő meghatározó tényezője az alkalmazott technológia, ezért egyre sürgetőbb feladattá válik a katonai környezetvédelem számára is a kármentesítési technológiák környezetbiztonsági szempontú elemzése. 1.3. A SZAKIRODALOM KRITIKAI ELEMZÉSE SORÁN FELTÁRT ÖSSZEFÜGGÉSEKBŐL LEVONHATÓ KÖVETKEZTETÉSEK A környezetbiztonság, a katonai környezetvédelem, a katonai tevékenységek potenciális környezetszennyező hatásának és a felszín alatti víz-szennyezések megelőzésének, kármentesítésének

összefüggéseit

áttekintve,

további

tudományos

kutató

munkám

megalapozásához az alábbi fontosabb következtetésekre jutottam: 1. A környezetbiztonságot fenyegető tényezők közül kiemelkedő szerepet tölt be az ivóvíz hiány veszélye. Magyarország ivóvízellátásának jelentős részét a felszín alatti vizek biztosítják, vagyis ezek minőségének megőrzése és javítása, a szennyező anyagokkal – így a szénhidrogén vegyületekkel – szembeni védelme fontos feladata a katonai környezetvédelemnek. és a környezetbiztonsági törekvéseknek. 2. A felszín alatti vizek állapota hangsúlyos jelentőséggel bír katonai stratégiai és hadszíntér előkészítési szempontból is, hiszen a lakosság és a haderő megfelelő minőségű vízzel való ellátása a háborús szint alatti vagy a háborús katonai tevékenységek során könnyen eltolódhat a rombolt, mérgezett ivóvízhálózatok, a viszonylag könnyen szennyezhető felszíni vizek felől a talaj-, a karszt- és rétegvíz kitermelés és hasznosítás irányába. 3. A NATO tudományos programja a földtani közeg és a felszín alatti víz megtisztítása érdekében kiemelten kezeli a biotechnológiai eljárásokon alapuló bioremediációs kármentesítési technológiák kutatását, fejlesztését, így ezek környezetbiztonsági kérdései is egyre nagyobb jelentőséget kapnak a katonai és a társadalmi dimenziókban.

21

2. A FÖLDTANI KÖZEG ÉS A FELSZÍN ALATTI VÍZ SZÉNHIDROGÉN SZENNYEZETTSÉGÉNEK FELSZÁMOLÁSÁRA SZOLGÁLÓ BIOLÓGIAI ELJÁRÁSOK KÖRNYEZETBIZTONSÁGI ELEMZÉSE 2.1. A TUDOMÁNYOS PROBLÉMA MEGFOGALMAZÁSA A földtani közeget és a felszín alatti vizet szennyező kőolajszármazékok eltávolításának közismerten legkörnyezetkímélőbb kármentesítési technológiái a biológiai módszereket alkalmazó eljárások. Mivel a Honvédség is nagy mennyiségben használ, mozgat, tárol ilyen anyagokat (kerozin, benzin, gázolaj, fűtőolaj, kenő- és hidraulika olajok, konzerváló-, zsírtalanító- és oldószerek, stb.) a katonai környezetvédelem számára kiemelkedő fontosságú az ezekkel a szénhidrogénekkel szemben

alkalmazható,

hatékony

kármentesítési

eljárások

megismerése

és

környezetbiztonsági értékelése. A biológiai eljárások során a szénhidrogén vegyületeket mikroszervezetek bontják le, ezért ezeknek a módszereknek a környezetbiztonsági megítélésénél a közreműködő mikrobák tulajdonságaiból kell kiindulni. Sajnos ezek a tulajdonságok a biológiai eljárások biztonsága szempontjából hátrányosak is lehetnek, pl. a lebontási folyamat idő előtt leállhat, olyan közti-, vagy végtermékek keletkezhetnek, amelyek még mérgezőbbek, oldékonyabbak, mint a kiindulási szénhidrogén vegyület volt, ill. az emberi egészségre veszélyes mikroszervezetek szaporodhatnak fel a kármentesítés kivitelezése során. Fentiek alapján fontosnak és célravezetőnek ítéltem, hogy a szakirodalomban közölt ismereteket hazai kárhelyekről számazó saját, mikrobiológiai vizsgálati eredményeinkkel kiegészítve értékeljem annak érdekében, hogy a biológiai kármentesítési módszereket pontosabban lehessen jellemezni a környezeti (a kémiai és a biológiai) biztonság szemszögéből. A biodegradációs eljárások biológiai biztonságának növelése érdekében adatokat gyűjtöttem arra vonatkozólag, hogy néhány hazai, reprezentáns kárhelyről származó, kőolajtermékekkel (elsősorban benzinnel, kerozinnal, gázolajjal, fűtőolajjal) szennyezett földtani közegből, felszín alatti vízből származó mintákból, milyen gyakorisággal

tenyészthetők

ki

fakultatív

patogén/patogén

szénhidrogén

bontó/toleráns mikroszervezetek, közöttük különös figyelemmel a Pseudomonas aeruginosa baktériumra. 22

2.2. IRODALMI ÁTTEKINTÉS

2.2.1. A BIODEGRADÁCIÓ FOGALMA A biodegradáció fogalomkörébe sokféle, lefolyásában és következményeiben különböző folyamat tartozik. Tágabb értelemben a mikroszervezetek által végzett, biológiaibiokémiai történések sorozatán keresztül megvalósuló, lebontási (katabolitikus), ill. átalakítási (transzformációs) folyamatokat foglalják össze ezzel a kifejezéssel. A biodegradáció lehet teljes és részleges. A teljes biodegradáció vagy mineralizáció során a kiindulási szerves vegyületek, enzimkatalizált reakciók egymásra épülő sorozatán keresztül, szén-dioxidra és vízre oxidálódnak. Anaerob körülmények között, alternatív elektronakceptorok segítségével döntően metán képződik. Ezek a folyamatok a lebontást végző mikroszervezetek számára szén-és/vagy energiaforrásul szolgálnak a sejt növekedése, ill. szaporodása során. A részleges biodegradáció három alapvető típusa ismeretes. Az egyik típus esetében a lebontást, átalakítást végző enzimek közül valamelyik hiányzik, ezért a folyamat megreked valamilyen közti terméknél, vegyületnél, a képződött energiát a biodegradációban résztvevő mikroszervezet energiaforrásaként hasznosítja. A másik típus a kometabolizmus, amely során a kiindulási vegyület részleges oxidációja bekövetkezik ugyan, de a biodegradációt végző mikroszervezet a folyamatból származó energiát nem használja fel. A részleges biodegradáció harmadik típusába azok a folyamatok tartoznak, amelyek során polimerizáció vagy más szintézis folyamatok révén a kiindulási anyagoknál összetettebb és/vagy stabilabb vegyületek keletkeznek. A részleges biodegradációs folyamatok termékei gyakran akkumulálódhatnak, felhalmozódhatnak az átalakítást végző szervezetben vagy beépülhetnek a közeg (pl. talaj) természetes rendszerébe, anyagaiba (pl. humusz). Döntően az extracelluláris enzimek által katalizált folyamatok során olyan, közti termékek keletkezhetnek, amelyek önmagukban, egymáshoz kapcsolódva vagy a közeg más vegyületeivel reagálva, akár a kiindulási anyagoknál is toxikusabbak, veszélyesebbek lehetnek a környezetre (Maier, 2000). Abban az esetben, ha a szénhidrogén lebontás, átalakítás körülményeit, feltételeit megjavító emberi beavatkozással felgyorsítjuk a biodegradációs folyamatokat, akkor stimulált (irányított) biodegradációról beszélünk (Atlas és Barta, 1973; Atlas, 1977; Bartha és Atlas; 1977; Szoboszlay et al., 1995; Török et al., 1996). Bioremediáció alatt azokat a gyakorlatban kivitelezett, felhasznált biodegradációs folyamatokat foglalják össze, amelyek segítségével a talajokba, vizekbe, üledékekbe került,

23

közegészségügyi szempontból veszélyt jelentő környezetszennyező anyagokat eltávolítják vagy méregtelenítik, detoxikálják (Crawford, 1998). Leegyszerűsítve: a bioremediáció tárgya a biodegradációs folyamatok felhasználása a szennyezett területek kármentesítésére, megtisztítására (Maier, 2000). Bár a szénhidrogén (CH) vegyületek biodegradációjáról több, mint száz éve számoltak be először (Miyoshi, 1895), ez a témakör még a mai napig is sok megoldandó kutatási és alkalmazási (technológiai) problémát tartogat. Abban az esetben, ha a kőolaj, ill. származékai a talajba (földtani közegbe), felszín alatti vizekbe jutnak, a szénhidrogén szennyezések felszámolásának költségtakarékos, hatásos, egyben környezetbarát módja lehet a biodegradáció. A folyamatot elsődlegesen azért tartják környezetbarátnak, mivel a sokféle szénhidrogén vegyület optimális körülmények között

ténylegesen

lebomlik

és

veszélytelen

anyagokká

(CO2

és

H2O)

alakul

(mineralizálódik), míg például a fizikai-kémiai talaj és talajvíz tisztítási eljárások során fő tömegük csak más közegbe (pl. extraháló-szerbe, adszorbensbe, levegőbe) helyeződik át (Simon,1999).

Ráadásul

a

biodegradáció

során

képződő

szén-dioxid

és

víz

a

talajkapillárisokban marad, és bekapcsolódik a talaj biológiai-kémiai rendszerébe. A fentiek, és a technologizált módszerek költséghatékonyságára való tekintettel pl. az U.S.A. Környezetvédelmi Hivatala (E.P.A. = Environmental Protection Agency), minden olyan esetben, ahol ez lehetséges, a biodegradációs eljárásokat ajánlja a szénhidrogén szennyezések felszámolására (U.S. EPA, 1994 és1995; Boyer and Holló, 1994, Chhatre et al., 1996). A szénhidrogének gyors biodegradációját anaerob körülmények között eddig nem sikerült igazolni (Maier, 2000), az aerob (oxigén jelenlétében történő) szénhidrogén bontás intenzitása, hatékonysága általában nagyságrendekkel meghaladja az anaerob dekompozícióét (Anton és Simon, 1999).Ennek fő oka az, hogy az intenzíven bontó mikroszervezetek oxigenáz enzimeik működéséhez oxigént igényelnek a környezetből. Anaerob körülmények között, (nitrát vagy szulfát redukáló, metanogén, stb. mikroszervezetek) sokféle, főleg aromás gyűrűs vegyület (benzol, toluol, xilol, metilbenzol, naftalin) lebomlását figyelték meg, de ezeknek a vegyületeknek a lebontási rátája is messze elmarad az aerob környezetben mérhető értékektől (Atlas, 1981; Leahy és Colwell, 1990; Song et al., 1990; Stroo, 1992; Roffey, 1994; Hickey, 1995; Fenchel and Finalay, 1995; Freijer, 1996; Bregnard et al., 1996, Yamane et al., 1999, Armon et al., 2000).Sugárzó anyagok tárolóhelyének bitumen szigetelését vizsgálva pl. azt találták, hogy a szénhidrogén bontási ráta anaerob körülmények között 0,3-0,6 g/m2/év, aerob viszonyok mellett pedig 27-55 g/m2/év értéket vett fel (Wolf és Bachofen, 1991). Más

24

kísérletekben a különféle szénhidrogének lebomlási üteme 50-70-szer nagyobbnak bizonyult oxigénnel jól ellátott közegben, mint oxigénhiányos környezetben (Atlas, 1981). 2.2.2. A TALAJBA (FÖLDTANI KÖZEGBE)* KERÜLT SZÉNHIDROGÉN VEGYÜLETEK FONTOSABB KÖRNYEZETI HATÁSAI *A talaj és a földtani közeg fogalma nem azonos. A talaj a földfelszín legfelső, termékeny vagyis tápanyagszolgáltatásra képes rétege. A földtani közeg fogalmába a 33/2000 (III. 17.) Kormány rendelet alapján a Föld felszíne és felszín alatti rétegei tartoznak, így a talaj, a kőzetek, beleértve az ásványokat és ezek természetes és átmeneti formáit. Amikor a jelen tanulmányban a talajt említjük, akkor a talajt és az alatta rétegrendben, esetleg kiékelődésekkel következő kőzeteket értjük, úgy, ahogyan azt a környezetvédelmi gyakorlat napi szóhasználata helyesen vagy helytelenül követi. A talaj fogalmába beleértjük annak háromfázisú (víz, levegő, szilárd fázis) és kétfázisú zónáját.

A talajból kipárolgó szénhidrogének: − A levegő oxigénjével elegyedve tűz-, ill. robbanásveszélyes helyzetet teremthetnek. − A bőrön, a nyálkahártyákon, a tüdőn keresztül is felszívódhatnak, irritáló, szenzibilizáló, ill. toxikus hatásúak (pl. hexán, ciklohexán, triklór-etilén, tetraklór-etilén) vagy daganatos betegségek indukálói lehetnek (pl. benzol). A talajban elszivárgó szénhidrogének: − Hosszabb-rövidebb ideig perzisztálnak a talajban (változatlan kémiai és biológiai reakcióképességgel), kémiai szerkezetük, koncentrációjuk, biológiai hozzáférhetőségük és lebonthatóságuk, továbbá a talaj hidraulikus vezetőképessége, szerves anyag és agyagásvány tartalma függvényében. − Apoláros jellegüknél fogva a talaj kapillárisaiból a vizet, levegőt kiszoríthatják, így éppen azok az oxidatív folyamatok gátlódnak, amelyek a talajok biodegradációs öntisztulásához vezetnek. − Hatásukra gátlást szenvedhetnek a biológiai anyagkörforgalmi rendszerek, így pl. a cellulóz, (Crow et al., 1975), - a fehérje, és a kitinbontó (Walker et al., 1975) mikroszervezetek száma és aktivitása csökken a talajban. − Potenciális felszíni- és felszín alatti vízszennyezők. A talajvízbe kerülve, azzal messzire eljuthatnak, ivó- és öntözővíz bázisokat, ill. a természetes vizek élővilágát veszélyeztetve (Nyer,1993). − A bizonyos alifás, monoaromás és poliaromás (PAH) vegyületek toxikus, mutagén, teratogén és karcinogén hatásúak lehetnek (Wilson and Jones, 1993; Kertész et al., 1997). − Beépülhetnek a különböző élőlényekbe, a táplálékláncba (Wild and Jones, 1992; Wild et al., 1992; Lodovici et al., 1994). 25

2.2.3. A BIODEGRADÁCIÓS ELJÁRÁSOK CSOPORTOSÍTÁSA A gyakorlati kármentesítések során alkalmazott biodegradációs eljárásokat a mikroszervezetek használata szerint két fő csoportra oszthatjuk. Az egyik fő csoportba a definiálatlan faji összetételű és tulajdonságú mikroszervezetekkel végzett technológiák tartoznak, amelyek további három alcsoportba sorolhatók: -spontán biodegradáció vagy természetes lebomlás, -támogatott spontán biodegradáció -talajoltás nem szelektált, helyben előforduló mikroszervezetekkel vagy más néven ösztönös talajoltás (Szoboszlay et al., 2002/a). A spontán biodegradáció (természetes lebomlás, öntisztulás) során a szennyezett közegben megjelenő szénforráshoz alkalmazkodva (adaptálódva) a kárhelyen meglévő mikroszervezetek közül azok szaporodnak fel, amelyek képesek a szénhidrogén vegyületek hasznosítására. A szennyezés lassan és rossz hatásfokkal, bizonyos koncentrációk felett pedig egyáltalán nem degradálódik. A folyamat végén gyakran nagy, a környezetvédelmi intézkedési szennyezetttségi határértéket meghaladó koncentrációjú szénhidrogén vegyületek maradnak a kárhelyen. Ez legtöbbször arra vezethető vissza, hogy a helyben lévő (bennszülött) mikroba populáció tagjai nem képesek a szennyező szénhidrogén vegyületek teljes spektrumát lebontani, abból csak a számukra viszonylag könnyen hasznosíthatóakat alakítják át, ill. limitáló tényezővé válik (kimerül) a talaj szénhidrogén degradációhoz elengedhetetlen nitrogén, foszfor, kálium (N, P, K) forrás, ill. elektron akceptor (pl. O2, NO3-, SO42-, CO2, Fe3+) szolgáltató képessége. A támogatott spontán biodegradációs eljárásokkal a talaj adott CH-bontó mikroszervezeteit tápanyaggal (N, P, K), nedvességgel és főként oxigénnel vagy más, sejtlégzést támogató, fent említett elektron megkötő (redukálódó) anyagokkal látják el. Az oxigént nemcsak levegő bekeverésével, áramoltatásával vagy nyeletésével, hanem más vegyületeknek pl. H2O2 (hidrogén-peroxid)-nak a közegbe keverésével szokták pótolni. Ez utóbbi esetében semmi biztosíték sincs arra, hogy a H2O2 a közegben kémiailag nem reagál az ottlévő szennyező anyagokkal vagy túlméretezett adagolás esetén nem tizedeli meg éppen a szénhidrogén bontó mikroba populációt. Különösen kevert (sokkomponensű) szennyezések esetén a H2O2 hatására sok, részlegesen oxidált (átalakult) szerves vegyület keletkezhet, mind a szennyező anyagokból, mind a talaj adott szerves anyagából (humusz), amelyek egymással vagy a kiindulási anyagokkal reagálva ökotoxikológiailag kockázatos, időlegesen vagy véglegesen ellenőrizhetetlen és nehezen befolyásolható helyzetet teremthetnek a kárhelyen.

26

A nem szelektált, helyben előforduló mikroszervezetekkel végzett talajoltás (ösztönös talajoltás) során az adott kárhely mikrobái közül kitenyésztik azokat, amelyekről szénhidrogénbontást feltételeznek, majd lombikokban, tartályokban (fermentorokban) felszaporítják és visszajuttatják őket a talajba (talajoltás vagy inokulálás) anélkül, hogy a mikroszervezetek tulajdonságait pl. patogenitás, hatékonyság, ténylegesen ismernék. A talaj oltása vagy inokulálása azt jelenti, hogy valamilyen alkalmas technológiával, általában 105 – 1010 /ml élő sejtszámban mikroszervezeteket tartalmazó szuszpenziót (inokulumot vagy oltóanyagot) juttatnak a kezelendő közegbe. A nem szelektált, helyben előforduló mikroszervezetekkel végzett talajoltás során a tápanyag, a nedvesség és oxigén kiegészítést (támogatást) is rendszeresen alkalmazzák. A támogatott spontán biodegradáció és a talajoltások során gyakran ajánlanak, ill. alkalmaznak a szénhidrogén vegyületek biológiai elérhetőségét megnövelő szintetikus felületaktív anyagokat, detergenseket, amelyek emulzifikálják („oldatba viszik”) az apoláros, hidrofób vegyületeket. Ezek az anyagok többnyire szintetikus termékek és egyáltalán nem bizonyítottak környezetbarát tulajdonságaik, ill. a konkrét kárhelyeken való eredményes alkalmazhatóságuk. A biodegradáció során a mikroszervezetek is szintetizálnak ún. biodetergenseket, amelyek segítik őket a szénhidrogén vegyületekhez való hozzáférésükben (Maier, 2000). A detergensek mesterséges alkalmazásának veszélye is van, megkönnyíthetik a szennyezés szétterjedését, oldatba vihetnek addig nem mobilis anyagokat. A spontán biodegradáció, a támogatott spontán biodegradáció és a kárhelyen lévő szénhidrogén bontó populáció felszaporításával végzett talajoltás környezetbiztonsági kockázataként a szakirodalom kiemeli, hogy az adott kárhelyen élő mikróba közösség legtöbbször nem rendelkezik azzal a teljes faji összetétellel, ill. enzim kapacitással, amit a szénhidrogén szennyezés összetétele, ill. hatásos biodegradációja megkövetel. (Leahy and Colwell, 1990; Chaineau et al., 1996; Korda et al., 1997; Margesin és Schinner, 2001). A biodegradációs eljárások másik fő csoportját a faj-szinten azonosított (identifikált), ismert tulajdonságokkal rendelkező, a kárhelyről vagy laboratóriumi törzsgyűjteményből származó mikroszervezeteket alkalmazó módszerek alkotják. Ezeket tudatos talajoltásnak vagy bioaugmentációnak nevezik. Ebben az esetben megvan az esélye annak, hogy a talajba juttatott, ismert tulajdonságú (pl. nem patogén, ismert szénhidrogén bontási spektrumú, szennyező anyag tűrésű), nagy számú (106-108 élő sejt/g kezelt talaj) mikroszervezet

viszonylag gyorsan és hatékonyan, sok esetben a helyi

mikrobióta szénhidrogén bontó fajait háttérbe szorítva, elvégezze a kárhelyen a kívánt eredményű

biodegradációt.

A

laboratóriumi

törzsgyűjteményből

kiválasztott 27

mikroszervezetekkel szemben a gyakorlatban megfigyelhető némi idegenkedés, kétkedés. Ennek egyik oka az, hogy a „kárhelyidegen” mikroszervezetek, legyenek genetikailag tervezettek vagy a természetes élőhelyükről kiválasztottak, nem biztos, hogy eredményesen tudnak alkalmazkodni a szennyezett területen meglévő környezeti (biológiai, fizikai, kémiai) viszonyokhoz. A másik ok az, hogy jelenleg sok tekintetben hiányosak az ismereteink a mikrobák talaj-környezetben való mozgásáról, transzportjáról és megtelepedéséről. A problémakör egyik fő összetevője az, hogy a mikroorganizmusok a talaj szilárd fázisához erős kötődésre képesek, ami a szennyezett talaj benépesítését (kolonizációját) akadályozhatja (Korda et al., 1997; Piotrowski and Cunningham, 1996). Fentiek miatt technológiai szempontból nagyon fontos a kárhely, a szennyezés összetételének, a használt mikroszervezetek származásának, tulajdonságainak a pontos ismerete, ill. az oltás hatékonyságának a helyszíni nyomon követése a kármentesítés során (pl. a szénhidrogén bontó mikrobák számának és faji összetételének alakulása, a talaj légzés aktivitása, a szénhidrogén tartalom mennyiségi és minőségi változása), ill. az esetleges pótlólagos intézkedések megtétele (pl. a kiegészítő tápanyagok pótlása, a nedvességtartalom és az oxigén ellátottság javítása, a közeg újraoltása). A biodegradációs eljárások gyakran elérik a talajvíz-táblát is. Az in situ módszerek esetében a leszivárgó csapadékvíz, a talajba drénekkel vagy nyelető kutakkal visszavezetett, tisztított talajvíz közvetve vagy közvetlenül a talajvíz-táblába juttathatja a szénhidrogén bontásra képes, helyben meglévő mikroszervezeteket. Ezekben az esetekben önmagában a nyeletett vízben megjelenő oxigén többlet is stimulálhatja a kétfázisú talajrendszer mikrobiális életét. Saját vizsgálataink szerint pl. a 1314 oC hőmérsékletű talajvíz kitermelése, majd kilevegőztetéssel (sztrippeléssel) való tisztítása után a visszanyeletett vízben az oxigén koncentrációja 5-10-szerese is lehet az eredeti talajvízének (Szoboszlay et al., 2002). Bizonyos esetekben – ha ezt a szennyezett talajvíz mikrobákra gyakorolt toxikus, gátló hatása már megengedi – oltóanyagot, tápanyagokat, levegőt vagy „oxigénképző” vegyületeket (pl. H2O2) is juttatnak a talajvíz táblába. 2.2.4. A BIODEGRADÁCIÓS ELJÁRÁSOK KÖRNYEZETBIZTONSÁGI KÉRDÉSEI A kármentesítési eljárások esetében lényeges követelményként fogalmazható meg, hogy a technológia kivitelezése során a környezet (valamennyi elemét egységesen kezelve) veszélyeztetése vagy károsítása ne növekedjen, sőt folyamatosan csökkenjen, ill. megszűnjön.

28

Ezért nagyon fontos, hogy az egyes technológiákat aszerint is minősítsük, hogy milyen időszakos vagy végleges környezetterhelő vagy környezetszennyező hatásuk lehet. Mivel a biodegradációs folyamatokat mikroszervezetek végzik, ezért az ilyen technológiáknak a biológiai és kémiai biztonságát alapvetően ezeknek a mikrobáknak a tulajdonságai szabják meg. A kémiai biztonság vizsgálatánál a biodegradációs folyamatok során a mikrobiális anyagcsere jelenleg ismert köztes és végtermékeit, valamint a felhasznált technológiai segédanyagokat célszerű környezeti, ill. egészségügyi veszélyesség szempontjából áttekinteni. A feladat olyan hatalmas, hogy pillanatnyilag csak utalni lehet arra, hogy mely részterületek vizsgálata érdemelhet a jövőben különös figyelmet. A mikrobiális anyagcsere során pl. epoxi, dihidro-diol, merkapturonsav, aldehid, zsírsav, fenol vegyületek (katechol), vinil-klorid, 1,2 diklór-etán, ill. a kooxidációs folyamatokban egyéb, részlegesen oxidált vegyületek keletkezhetnek (Szabó,1986; Madigen et. al., 2000; Wiegel és Wu, 2000). A felsorolt vegyületek közül jónéhányat toxikus, ill. rákkeltő anyagokként tartanak számon. Ezeknek a vegyületeknek a talajban való időleges vagy tartós (halmozódó) megjelenéséről, a keletkezésüket befolyásoló tényezőkről és tényleges környezeti hatásaikról csak szegényes információink vannak. Egyesek szemében ezeknek a témáknak a művelése szélmalomharcnak tűnhet addig, amíg pl. az ólommentes benzint, az emberben bizonyítottan rákkeltő hatású benzollal lehet adalékolni 1 v/v% erejéig. (MSZ EN 228:2000). Korábban ez az érték 3 m/m% volt (MSZ 11793:1993). A biodegradációs eljárások biológiai biztonságának a megítélésénél abból az alapvető és a szakirodalom által is jelzett tételből célszerű kiindulnunk, hogy a talaj szénhidrogén bontó mikroszervezetei között nem elhanyagolható számban és arányban fordulnak elő megbetegedést okozó, vagyis patogén mikroszervezetek. A legfontosabb szénhidrogén bontó baktériumok (ill. aktinomiceták) a követező 11 nemzetségbe tartoznak: Achromobacter, Acinetobacter, Alcaligenes, Arthrobacter, Bacillus, Corynebacterium, Flavobacterium, Norcardia, Rhodococcus, Pseudomonas és Vibrio (Cooney és Summers, 1976; Sorkhoh et al., 1990; Leahy and Colwell, 1990; Utkin et al., 1991; Rosenberg, 1992; Radwan és Sorkhoh, 1993; Fan és Krishnamurthy, 1995; Rosenberg és Ron, 1998) . Az e nemzetségekbe tartozó 301 faj közül 69-et (23 %) úgy minősítettek, hogy a velük érintkezésbe kerülő embereknél betegséget okozhatnak (Claus, 1992). Óvatosságra int az a tény is, hogy pl. a Michigan State University által fenntartott, különböző környezetszennyező anyagok biodegradációjára képes mikroszervezetek gyűjteményében 29

(Biodegradative Strain Database) faj szinten meghatározott törzseinek közel egyharmada közegészségügyi szempontból aggályos lehet, (www.bsd.cme.msu.edu/bsd) betegséget okozhat. A környezet által közvetített patogén (betegséget okozó) mikroszervezeteket két nagy csoportra oszthatjuk. Az első csoportba az obligát patogének tartoznak. Ezek a baktériumok „nem válogatnak”, az egészséges és a legyengült immunrendszerű személyekben egyaránt betegségeket képesek okozni, ilyenek pl. Salmonella typhi, Shigella dysenteriae, Yersinia enterocolitica, Vibrio cholerae. A másik nagy csoportba a fakultatív vagy alkalomszerűen patogén mikroszervezeteket sorolhatjuk. Ezek a mikrobák csak legyengült immunrendszerrel rendelkező személyekben képesek betegséget kiváltani (pl. megégett, sebesült, frissen operált, antibiotikum kezelés alatt álló, lélegeztetett embereknél). Ilyen mikroszervezeteket pl. az Acinetobacter, Aeromonas és a Pseudomonas nemzetség tagjai között találunk. A fakultatív patogén baktériumok közül veszélyességével és a legkülönfélébb környezethez való eredményes alkalmazkodó képsségével különösen kiemelkedik ezek közül a Pseudomonas aeruginosa (Ps. aeruginosa).

2.2.4.1. A Pseudomonas aeruginosa közegészségügyi jelentősége A Pseudomonas aeruginosa, mint fakultatív patogén mikroszervezet égési sérülések, gennyes sebek, műtéti hegek társfertőzőjeként szövődményeket idézhet elő. Önállóan okozhat középfülgyulladást, szemfertőzéseket, de meningitist, légúti betegségeket, tüdőgyulladást is (Govan és Deretic, 1996). Hemodialízis során a kezelt betegben szepszist idézhet elő (Hirakata et al., 1993; Matsumoto et al., 1999). Ugyanakkor igen gyakori, hogy emberi szervezetbe kerülése semmilyen tünettel sem jár (Némedi et al., 1998). A Ps. aeruginosa gyakran kitenyészthető különböző kórházi eszközökről, felszerelési tárgyakról (pl. desztilláló készülékek, altató- és légzőkészülékek csövei, csatlakozói, edényzetek, mosdók, WC-k, katéterek, dréncsövek stb.), valamint nem kellőképpen sterilizált folyadékokból (pl. gyógyszerek, szemcseppek, kézfertőtlenítő oldatok, infúziós folyadékok). Egyes szerzők szerint az orvosi beavatkozásokból származó (iatrogén) fertőzések mintegy 15 %-át a Ps. aeruginosa okozza (Némedi et al., 1998). Más szerzők szerint a lélegeztetőkészülékek használata során kialakuló, a

Ps. aeruginosa által okozott

tüdőgyulladások esetében 40-60 %-os a halálozási arány (Schultz, 2001). Az Amerikai Egyesült Államokban a kórházi eredetű (noszokomiális) fertőzések ~10%-át okozzák pl. műtét utáni sebfertőzések, húgyúti fertőzések, vérmérgezések, 30

tüdőgyulladás formájában. A noszokomiális tüdőgyulladások (pneumónia) kezelésére évente 1,2 milliárd dollárt költenek (Madigan et al., 2000). Magyarországon a noszokomiális tüdőgyulladások 80 %-át baktériumok okozzák, az esetek egyötödét pedig a Ps. aeruginosa. Sajnos tény, hogy a noszokomiális tüdőgyulladásban megbetegedetteknek átlagosan egyharmada meghal. Ennek okai között szerepel, hogy a kórokozó infektív (fertőző) csíraszáma meglehetősen alacsony, 102 küszöbértékű (Némedi, 1998). Másrészt a Ps. aeruginosa - elsősorban R-faktoros plazmid átvitellel – képes a különböző antibiotikumokkal, fertőtlenítő szerekkel szembeni rezisztenciát setből sejtbe átadni (Madigen, 2000) és rendkívül ellenálló a számára kedvezőtlen egyéb környezeti hatásokkal szemben is (Orosi és Farkas, 1997). Az orvosi gyakorlatban nem ritka, hogy a leggyakrabban használt 30 antibiotikum 90 %-ára rezisztens (multirezisztens) a betegséget kiváltó törzs (Török et al. 1996). A Ps. aeruginosa extracelluláris fehérje toxinjai (exotoxinok) révén fejti ki humán patogén hatását. A legtöbb exotoxin, mint virulencia faktor, három fő csoportba osztható: citolitikus toxinok, A-B toxinok, szuperantigén toxinok. A Ps. aeruginosa infekcióban részt vevő toxin az exotoxin A az A-B toxinok csoportjába tartozik. Ezeknek a toxinoknak a közös sajátossága, hogy két kovalens kötéssel kapcsolódó alegységből álló fehérjék. Általában a „B” alegység kapcsolódik hozzá a megtámadott sejt felületi receptoraihoz, lehetővé téve az „A” alegység számára a célsejt membránján való bejutást, majd a sejt elpusztítását. Figyelemre méltó, hogy A-B típusú toxinnal rendelkezik a Bacillus anthracis (lépfene) protektív antigénje (PA), a Bordatella pertussis (szamárköhögés) pertussis toxinja, a Clostridium botulinum (botulizmus) neurotoxinja, a Clostridium tetani (tetanusz) neurotoxinja, Corynebacterium diphteriae (diftéria) diftéria toxinja, az enteropatogén Escherichia coli enterotoxinja, a Salmonella (szalmonellózis) enterotoxinja, a Shigella dysenteriae (vérhas) enterotoxinja, a Vibrio cholerae (kolera) enterotoxinja. A Ps. aeruginosa exotoxin A-ja a sejtbe jutva inaktiválja a fehérjék polipeptid láncának felépítésében szerepet játszó „elongációs faktor 2” elnevezésű fehérjét, hasonlóan a diftéria toxin hatásmechanizmusához (Khan and Cerniglia, 1994; Somerville, 1999; Martinko, 2000; Wieland et al., 2002;). További hasonlóság fedezhető fel az anthrax toxin protektív antigénjének, a pseudomonas exotoxin A és a diftéria toxin között abban is, hogy az emberi szervezetben való aktiválásukhoz egy furin típusú eukarióta proteolitikus enzim szükséges (Gordon et al., 1997). A Ps. aeruginosa által termelt, exotoxin A-t a potenciális biológiai harcanyagok között is számontartják (Faludi et al., 2001).

31

Egyes szerzők egyenesen a harmadik évezred egyik legnagyobb orvosi kihívásának tartják

a

multirezisztens

Ps.

aeruginosa

törzsek

világméretű

szétterjedésének

a

megakadályozását (Arakawa et al., 2000).

2.2.4.2. A Pseudomonas aeruginosa előfordulása a környezetben A Ps. aeruginosa az emberi környezetben közönségesen előforduló, (ubikviter) baktérium. Megtalálható házi szennyvízben, mélyfúrású kutak vizében, székletben, növényeken, élelmiszerekben (mélyhűtött tejet, húst, halat, rákot stb. is ideértve). Elterjedését a környezeti hatásokkal és a fertőtlenítőszerekkel szembeni fokozott ellenálló-képességének köszönheti. Sejtszámára jellemző adatok: folyókban, patakokban 102-103/ml, víztározókban 101-102/ml, házi szennyvízben 105/ml, székletben 103-105/g, (Némedi et al., 1998), biogazdák által használt növényi kivonatban 105/ml (Hartman et al., 1995). Az USA-ban (Dél-Karolina) végzett vizsgálatok szerint a begyűjtött természetes állapotú, nem szennyezett talajok kb. 16 %-ában lehetett a Ps. aeruginosa baktériumot kimutatni (Ferguson et al., 2001). Annak ellenére, hogy a Ps. aeruginosa-t számos környezeti forrásból izolálták, így vízből (Pellet et al., 1983; Grobe et al., 1995; Leitao et al., 1996), talajból (Shirkot et al., 1994), növényekről pl. árpa gyökérzetről (Iswandi, 1987), raktározott hagymáról (Tomlinson, 1985) és benzinnel szennyezett talajból és talajvízből (Ridgway, 1990; Foght, 1996), a Ps. aeruginosa fő élőhelye(i) vitatott(ak). Bár a Ps. aeruginosa-t a környezetben közönségesen előforduló, ubikviter baktériumként tartják számon, a környezetből való kitenyészthetőségi gyakorisága alacsony (Pellet, 1983; Grobe et al., 1995). A Pseudomonas nemzetség tagjai változatos anyagcsere útjaik, széles spektrumú katabolikus potenciáljuk révén szinte valamennyi elem anyagforgalmában, mind aerob, mind anaerob körülmények között részt vesznek (Houghton és Shanley, 1994; Kriszt et al., 1996; Némedi, 1998). A Ps. aeruginosa a környezetszennyező anyagok széles skáláját képes lebontani, ill. átalakítani, pl. n-alkánokat (Al-Hadhrami et al., 1997; Chayabutra és Kwang Ju, 2000) összetett szénhidrogéntartalmú anyagokat pl. dízel olaj (Eriksson et al., 2001), olajos iszap (Mishra, 2001), bitumen (Wolf és Bachofen, 1991), policiklusos aromás vegyületeket (Selifonov et al., 1996, 1998; Kanaly és Harayama, 2000), poliklórozott bifenileket (Tsoi et al., 1999), klórozott alifás vegyületeket pl. vinil-kloridot (Verce et al., 2000).

32

Figyelembe véve a Ps. aeruginosa széleskörű szénhidrogénbontó képességét, patogenitását, elterjedt előfordulását a környezetben, átértékelendő az a külföldi gyakorlat, hogy a kereskedelmi forgalomban bioremediációs célra ajánlott mikroszervezet készítmények között több esetben is találtunk olyat, amelyik faj szinten azonosítatlan Pseudomonas sp. törzset tartalmaz (Korda et al., 1997). A legújabb hazai szabályozás ennél sokkal szigorúbb és körültekintőbb, igaz, hogy csak a mezőgazdasági célra használatos termésnövelő anyagokra, és nem általános vagy éppen környezetvédelemi alkalmazásra állapít meg fontos szabályokat a 8/2001 (I.26.) FVM rendelet. A termésnövelő mikrobiológiai készítmények vonatkozásában a rendelet előírja a higiénés mikrobiológiai vizsgálatokat (fekál coliform, fekál streptococcus, humán parazita bélféreg pete szám meghatározása, Salmonella sp. kimutatása), a GMO (genetikailag módosított szervezet) mentesség igazolását, a törzsgyűjteményben való letétbe helyezést és a mikroorganizmusok legalább faj szerinti „megnevezését”. A rendelet azt is kimondja, hogy a mikrobiológiai készítmény nem tartalmazhat a biológiai körforgásba nem vihető idegen anyagot, csírázást, növekedést gátló anyagokat, zárlati gyomok magvait, illetve ezek vegetatív részeit, humán-, állat- és növényegészségügyi szempontból káros, fertőző makro- és mikroszervezeteket,

mérgező,

szennyező

és

radioaktív

anyagokat.

Ugyanezek

a

követelmények érvényesek az ásványi trágyákra, komposztokra, szerves műtrágyákra, giliszta humuszokra, termesztő közegekre, de nem követelmény a műtrágyákkal, talajjavító anyagokkal, talajkondicionáló és növénykondicionáló készítményekkel szemben. A jogszabály nem definiálja, hogy a különböző termésnövelő anyagok esetében milyen humán-, állat- és növényegészségügyi szempontból káros, fertőző makro- és mikroszervezetek jelenlétét, számát kell vizsgálni, ill. ezt a KöM és a Fodor József Országos Közegészségügyi Központ állásfoglalására bízza. A figyelem felkeltése céljából utalunk arra, hogy a környezeti mintákból izolált szénhidrogénbontó mikroszervezetek között a Ps. aeruginosa-n kívül gyakran felbukkannak patogén/fakultatív patogén Mycobacterium, Burkholderia (Grosser et al., 1995; Juhász et al., 1997; Lee et al., 1998; Solano-Serena et al., 2000; Kanaly és Harayama, 2000; Coleman et al., 2002) és Acinetobacter (Motosugi and Soda, 1983; Rosenberg, 1992; Baldi et al., 1999) nemzetségbe tartozó fajok. Nagyon fontos kérdés, hogy a talajban, talajvízben élő mikroszervezetek mennyire helyhez

kötöttek.

Az

általános

felfogás

szerint

a

természetes

rendszerekben

a

mikroorganizmusok 99%-a különböző felületeken megtapadva él (Loosdrecht et al., 1990; Sikkema et al., 1995). 33

Ehhez az alapvetéshez kapcsolódóan más szerzők saját vizsgálataik során arra megnyugtató következtetésre jutnak, hogy a talajvízben a patogén pszeudomonaszok még jelentősen felszaporodva, nagy egyedsűrűség esetén sem lépnek ki működési rendszerükből, hanem a kőzetszemcsék felületén telepbevonatot képeznek (Orsovai, 1999). Más szerzők viszont olyan vizsgálatokról számolnak be, amikor a Ps. aeruginosa ATCC 9027 törzsének talajszemcsékhez való kötődését vizsgálták 3H-mal jelzett baktérium szuszpenzióval és különböző koncentrációjú, a Ps. aeruginosa által termelt biodetergens, rhamnolipid jelenlétében, talajoszlop kísérletekben, azt tapasztalták, hogy a rhamnolipid megszünteti a sejtek felületi töltését és megakadályozza, ill. oldja a sejtek adszorpcióját a talajszemcsékhez. Hasonló eredményre jutottak abban a kísérletben, amikor

Ps.

pseudoalcaligenes talaj mátrixon való átjutását, abban való terjedését vizsgálták egy anionos detergens, a Na-dodecil-benzo-szulfát hatására (Newby et al., 2000). Ezek a vizsgálatok azt bizonyítják, hogy bizonyos mikroszervezetek – közöttük a Ps. aeruginosa – esetében létezik egy olyan hatásos mechanizmus, nevezetesen az általuk termelt felületaktív anyagok (biodetergensek) környezetükbe való kiválasztása, amelynek révén meg tudják szüntetni a talajszemcséhez való kötődésüket, így ki tudnak lépni egyrészt a talajvíz áramlásával, másrészt aktív mozgással az eredeti működési helyükről. Ráadásul a baktérium sejtek a felületaktív anyagok kiválasztását akkor intenzifikálják, amikor a poláros oldószerben apoláros vegyületek jelennek meg szubsztrátként, pl. szénhidrogének, mivel ezek hatékony hasznosítására csak emulzifikálódásuk után kerülhet sor (Dyke et al., 1991; Sheibenbogen et al., 1994; Bai et al., 1997; Desai és Banat, 1997; Holden et al., 2002; Iwabuchi et al., 2002). A Ps. aeruginosa környezetben való túlélését segíti biofilm képző képessége. A biofilm a baktériumsejtek térben kiterjedt és exopoliszaharid réteggel védett aggregátumait, bevonatait jelenti, amelyek a legkülönbözőbb környezetben pl. ipari csővezetékek, tartályok, implantátumok felületén jöhetnek létre. A kialakult biofilm védi a sejteket a környezeti változásokkal pl. kiszáradás, tápanyaghiány, kémiai ágensek, így a hidrogén-peroxid (H2O2), az antibiotikumok hatásával (Elkins et al., 1999) vagy az UV-sugárzással szemben (Elasri és Miller, 1999), ugyanakkor kedvező körülmények között a sejtek bármikor kiszaporodhatnak a biofilmmel érintkező folyadékba (pl. talajoldat, ivóvíz, fertőtlenítő oldat, élelmiszer stb.). 2.2.4.3. A természetes és a klinikai környezetből származó Pseudomonas aeruginosa törzsek hasonlósága Jelenleg még nem teljesen tisztázott, hogy a természetes és a klinikai környezetből származó Ps. aeruginosa izolátumok különböznek-e egymástól (Leitao et al., 1996). Az egyik 34

vizsgálatban a genetikai rokonság, kapcsolat megállapítása céljából 573 Ps. aeruginosa törzset hasonlítottak össze, ezeknek kb. 15 %-a származott természetes és 85 %-a klinikai környezetből. A genom vizsgálatok eredményeként szoros genetikai kapcsolatot találtak, sok esetben egymástól térben és időben távoli természetes, ill. klinikai környezetből származó Ps. aeruginosa izolátumok között (Römling et al., 1994). Más szerzők étkezési gomba előállító üzem termesztő közegéből, a gombák felületéről, csomagoló anyagáról, a felhasznált szalmáról, vízből 47 izolátum, 13 talajból származó izolátum és 12 klinikai környezetből származó Ps. aeruginosa törzs flagellin génjének

nagyfokú

következményeire

is

hasonlóságát rámutattak.

állapították A

kísérletek

meg,

aminek

eredményeit

élelmiszerhigiénés

ugyanakkor

komoly

figyelmeztetésnek tartják mindazok számára, akik a természetes környezetben élő Ps. aeruginosa-t bioremediációs ágensként vagy növényi növekedés serkentésre kívánnák felhasználni (Morgan et al., 1999). Más szerzők, figyelembe véve az exotoxin A (ETA) strukturális gén 396-bp régiójának általános amplifikálhatóságát, olyan univerzális módszert ajánlanak, amely a természetes és a klinikai környezetből származó mintákban, a Ps. aeruginosa sejtszámot már 5-10 sejt/10 ml alsó határral képes jelezni (Khan és Cerniglia, 1994). Az áttekintett szakirodalom alapján feltételezhető, hogy a bioremediációs eljárások biológiai biztonságának megítélésekor a Ps. aeruginosa mikrobiológiai veszélyforrásként szerepelhet, ezért a veszélyeknek a kármentesítési/remediációs tevékenység során való kialakulásában olyan központi szerepe lehet, ami további vizsgálatokat igényel. 2.3. LABORATÓRIUMI VIZSGÁLATOK

2.3.1. FELTÉTELEZETTEN PATOGÉN MIKROSZERVEZETEK ELŐFORDULÁSÁNAK VIZSGÁLATA NÉHÁNY HAZAI, SZÉNHIDROGÉNNEL SZENNYEZETT TERÜLETEN GYŰJTÖTT MINTÁBAN. 2.3.1.1. Mintavétel A különböző szennyezett közegek mintázását az alábbi szabványok szerint végeztem: Talaj MSZ 21470-1:1998. Környezetvédelmi talajvizsgálatok. Mintavétel Felszín alatti víz

35

MSZ 21464:1998. Mintavétel felszín alatti vizekből Szennyvíz MSZ ISO 5667-10:1995. Vízminőség. Mintavétel. 10. rész: A szennyvízből végzett mintavétel előírásai Szennyvíziszap MSZ 318-2:1985. Szennyvíziszap vizsgálata. Mintavétel Érdemesnek tartom hangsúlyozni, hogy a talaj és a szennyvíziszap esetében a talajfúróval, ill. iszapmintavevővel a kiemelt talajhenger, ill. iszaptest közepéből steril késekkel/kanállal metszettem ki a mintát, a talajvízből és a szennyvízből pedig sterilezett acél bailerrel merített mintát vettem. A szénhidrogén vegyületekkel huzamosabb ideje szennyezett minták fontosabb tulajdonságait (a mintavétel helyét, a mintázott közeget, a közeget szennyező anyag típusát, koncentrációját, a minta jelzését) a 2.1. sz. táblázatban mutatom be. 2.3.1.2. Szerves szennyezőanyagok kémiai analízise A

mintázott

közegekből

az

egyes

szennyező

anyagok

koncentrációjának

megállapítását a 10/2000 (VI.2.) KöM-EüM-FVM-KHVM együttes rendeletben megkövetelt módszerek alapján, a Bálint Analitika Kft. (cím: 1116 Budapest, Fehérvári út 144.) és a Dr. E. Wessling Kémiai Laboratórium Kft. akkreditált mérő laboratóriumok végezték (Akkreditációs okiratok száma: DAR/DAP-PL 3432.00/2001, ill. NAT-1-1009/2002). 2.3.1.3. Mikrobiológiai vizsgálatok A.) Összes élő sejt szám megállapítása A különböző kárhelyekről, létestményekből begyűjtött mintákból a mikroszervezetek összes élő sejt számát az MSZ ISO 8199 (Általános irányelvek. A mikroorganizmusok számának meghatározása tenyésztéssel), az MSZ 21470/77-1988 (Környezetvédelmi talajvizsgálatok. Mikrobiológiai vizsgálatok), az MSZ 318-27: 1986 (Szennyvíziszap és szennyvizek vizsgálata. Bakteriológiai vizsgálat) és az MSZ 448/44-1990 (Ivóvízvizsgálat. Bakteriológiai vizsgálat) szabványok előírásai alapján végeztem, lemezöntés és MPNmódszer alkalmazásával. A vízminták membránszűrés utáni tenyésztéséhez MILLIPORE, 3 állású, sterilezhető, rozsdamentes acélból készült vákuum szűrőt (MIAC 03 P01) és 47 mm átmérőjű, 0,45 mikronos, 250 ml térfogatú mintatartóba épített membránszűrő lapot (MIHA WGO 90) használtam.

36

2.1. számú táblázat Szénhidrogén vegyületekkel huzamosabb időn keresztül érintkező területekről gyűjtött minták fontosabb tulajdonságai

A mintázott közeg

Szennyezőanyag típusa

Szennyezőanyag koncentrációja

Minta jelzése

Talaj; 4,3 m mélységből, homokos kavics

Kerozin

TPH 4270 mg/kg

TÖK1

Talaj; 3,6 m mélységből, homoklisztes homok

Kerozin (TPH+BTEX)

TPH 16800 mg/kg BTEX 947 mg/kg

TÖK2

Talaj; 2 m mélységből, homokliszt

Fűtőolaj

TPH 7540 mg/kg

TÖK3

Talaj; 1 m mélységből, homokos, salakos feltöltés

Motorolaj / gépolaj

TPH 20042 mg/kg

CHl

Talajvíz

Benzin

TPH 1020 µg/l

KÖBAL

Olajos szennyvíz Talaj; 1m mélységből, homokos feltöltés Olajos iszap Talaj; 4-5 m közötti rétegből, agyagos homok Felitató fűrészpor, homokos talajjal keveredve

Gázolaj

TPH 974 µg/l

SZL

Gázolaj / kenőolaj

TPH 14600 mg/kg

ZALA

Gázolaj / kenőolaj / benzin

TPH 42472 mg/kg

TAK

Gázolaj

TPH 7870 mg/kg

MOM

Gázolaj

TPH 18190 mg/kg

MOF

Gázolaj / kenőolaj

TPH 2520 mg/kg

LB

Klórbenzolok

Összes klórbenzol 1555 mg/kg

TCB

Benzin / kenőolaj

TPH 4430 mg/kg

BF

BTEX VOCl Klórbenzol PAH BTEX VOCl Klórbenzol PAH

BTEX 2150 µg/l VOCl 1320 µg/l Klórbenzol 129 µg/l PAH 12,2 µg/l BTEX 132 µg/l VOCl 165 µg/l Klórbenzol 1210 µg/l PAH 0,4 µg/l

Iszapszerű

gázolaj / fűtőolaj / benzin

TPH 4820 mg/kg

TSZ

Talajvíz

Transzformátorolaj

TPH 17400 µg/l (emulziós minta) PCB 13,2 µg/l

NEL

Talaj; 2 m mélységből, homok

Kerozin / benzin

TPH 2360 mg/kg

KKL

Talaj, 2 m mélységből, sárga futóhomok

Kenőolaj

TPH 10200 mg/kg

CSA

A mintázás helyszíne Tököl, volt szovjet használatú repülőtér 1000 m3-es kerozin tartályának környezete „A” terület Tököl, volt szovjet használatú repülőtér, „D” terület, föld alatti tartályok környezte Tököl, volt szovjet használatú repülőtér, Hőközpont, fűtőolaj tartály, „H-terület” Budapest, gyógyszergyár telephelye Budapest, Kőbánya, alumíniumipari üzem Szlovákiai szennyvíztisztító Zalaszentlászló, olajtároló Tata, harckocsimosó Mátészalka, üvegcsiszoló telep Mátészalka, üvegcsiszoló telep Lovasberény, harckocsimosó és javító volt szovjet használatú laktanya Garé, felhagyott hulladéktároló Csillaghegy, autójavító műhely Budapest környéke, gyógyszergyári felhagyott égető területén talajvíztisztító, sztrippelő berendezés Budapest környéke, gyógyszergyári felhagyott égető területét figyelő monitoring kút Tiszafüred, benzinkút, sztrippelő berendezés üledéke Budapest, ELMÜ trafóállomás Kiskunlacháza, volt szovjet használatú repülőtér, üzemanyag vezeték Szigetszentmiklós, volt hadiüzem, repülőgép és autógyár

Talaj; 2 m mélységből, iszapos homok Talaj; 2 m mélységből, világos barna, agyagos kőzetliszt Talaj; 0-1 m mélységből, homokos feltöltés Tisztított talajvíz

Talajvíz

MSU

MSE

BTEX = Benzol és alkilbenzolok TPH = Összes alifás szénhidrogén VOCl = Halogénezett alifás szénhidrogének PAH = Policiklikus aromás szénhidrogének

37

B.) Szénhidrogénbontó mikroszervezetek számának közvetlen meghatározása A szénhidrogénbontó mikroszervezetek számát a természetes mintákból határhígításos és lemezöntéses eljárás segítségével az alábbi, (Rosenberg, 1992 által ismertetett tenyésztő közegek alapján általam összeállított) OAM-IV. táptalajon vizsgáltam. OAM-IV. táptalaj összetétele: 1000 ml OIR-III. ásványi tápoldat, 10 g olaj-gél, 9 g bakteriológiai agar (OXOID, Agar No. 1.). Az OIR-III. ásványi tápoldat összetétele: 1000 ml desztillált víz; 5,0 g (NH4)2 SO4; 0,5 g KH2PO4; 1,0 g K2HPO4; 0,5 g MgSO4; 0,2 g CaCl2 x 2H2O; 0,01 g FeSO4. Olajgél összetétele: 10 g 3:2 arányban elegyített gázolaj-kőolaj keveréket feloldunk 30 ml dietiléterben és összekeverjük 0,2-0,5 mm átmérőjű szilikagéllel, majd az oldószert ROTADESZT készülékben elpárologtatjuk, a visszamaradt porszerű anyagot használjuk az egyedüli szénforrás (gázolaj, kőolaj) OAM-IV. táptalajba vitelére. Az OAM-IV. táptalaj pH-ját 7,07,2-re állítjuk, a sterilezést autoklávban 121 oC-on, 20 percig végezzük. C.) A természetes mintákból szénhidrogén bontó mikroszervezetek izolálása dúsítással, szelekcióval A begyűjtött mintákból a szénhidrogén bontó mikroszervezetek dúsítását, szelekcióját laboratóriumi körülmények között az alábbi módszerrel végeztem el. 250 ml térfogatú Erlenmeyer lombikokba 90 ml 0,02 % TWEEN-80-at tartalmazó csapvizet és a lombikok alját kitöltő mennyiségű, d=3 mm üveggyöngyöt helyeztem, majd autoklávban 121 oC-on, 20 percig sterileztem őket. Lehűlés után a lombikokba steril körülmények között bemértem 10 g talajt / iszapszerű anyagot, ill. 10 ml szennyvizet / talajvizet. A begyűjtött mintákkal oltott lombikokat sík-kör rázógépen 28 oC-on, n= 200 / min fordulat mellett inkubáltam 72 órán keresztül. A levegőztetés hatására az aerob, szubmerz tenyészetben az élő sejtek felszaporodnak, a speciális és korlátozott C, N-forrás pedig a szénhidrogén bontóknak kedvez. Az így dúsított talaj / iszap szuszpenzió, ill. szennyvizet / talajvizet tartalmazó oldat 10 ml-ével beoltottam 90 ml steril OIR-III. alaptáptalajt és 2 ml sterilre szűrt, 3:2 arányban elegyített gázolaj-kőolaj keveréket tartalmazó 250 ml-es Erlenmeyer lombikot. Az OIR-III. alaptáptalaj összetétele: 1000 ml OIR III. ásványi tápoldat; 0,5 g pepton; 0,5 g élesztőkivonat. Az alaptáptalaj pH-ját 7,0-7,2-re állítjuk be, a sterilezést autoklávban 121 oC-on, 20 percig végezzük. A gázolaj-kőolaj keverékkel kiegészített, a dúsított mintákat tartalmazó, OIR-III. alaptáptalajos lombikokat 120 órán keresztül 28 oC ± 0,5 oC-on, n=200/ min fordulaton sík-

38

kör rázógépen inkubáltam, így a tenyésztés végére a szénhidrogén bontásra képes mikroszervezetek szelektálódnak, felszaporodnak. Bizonyos esetekben kerozint (TÖK1, TÖK2, KKL) benzint (KÖBAL, BF, KKL), tetraklór-etilént (MSU), klórbenzolt (TCB, MSU, MSE) adagoltam a gázolaj-kőolaj kiegészítéssel párhuzamosan az OIR-III. alaptáptalajhoz és így végeztem a 120 órás rázatást. Ezeknek a szennyezőanyagoknak a koncentrációja max. 0,01 v/v % volt az OIR-III. alaptáptalajban. Az alaptáptalajhoz adagolt kőolajat, gázolajat, kerozint, benzint a MOL Rt Százhalombattai Finomítójától, a klórbenzolt és a tetraklór-etilént a MERCK Kft-től (katalógus szám: 801791, ill. 100964) szereztem be. Ezeknek az anyagoknak a sterilre szűrését speciális MILLIPORE GVHP 04700 típusú hidrofób membránszűrőn, ill. G5 jelű ún. jénai szűrőn végeztem. Az átszűrt oldatok sterilitását minden esetben Nutrient Agar (OXOID, CM 0003) táptalajon való szélesztéssel ellenőriztem. A 120 órás, rázógépen való inkubálás után az előbbiekben leírtak szerint újabb rázott tenyészetet indítottam, immáron a szelektált szuszpenzió 10 ml-ével, és ezt a tenyészetet 72 órán keresztül az eddigiekkel megegyező módon inkubáltam. Az inkubáció után az egyedüli szénforráshoz (szénhidrogének) adaptálódott, szelektálódott és dúsult szénhidrogén bontó mikroszervezeteket OAM-IV. és TGE táptalajjal való határhígításos és lemezöntéses eljárás segítségével izoláltam. A TGE táptalaj összetétele: 5,0 g Bacto tripton; 2,5 g Bacto Yeast Extract; 1,0 g glükóz; 20 g szálas agar; 1000 ml desztillált víz, pH= 7,0-7,2, sterilezés autoklávban, 121 oC-on, 20 percig. Az eltérő telepmorfológiájú és mikroszkópikus képet mutató telepeket először OAM-IV, majd TGE táptalaj lemezeken szélesztettem, ahonnan a homogén képet mutató telepeket ferde TGE agarra oltottam. Az izolátumokat (tiszta tenyészeteket) kifejlődésük után +4 ± 2 oC-on hűtőszekrényben tároltam. D.) A szénhidrogén bontó izolátumok előszelekciója, a potenciálisan kórokozó (patogén) izolátumok elkülönítése Az izolátumok identifikálásának magas költsége miatt bevezettem

néhány

laboratóriumi körülmények között elvégezhető előszelekciós lépést, amelynek során a tiszta tenyészetben izolált, szénhidrogén bontásra képes törzsek közül szelektív táptalajok felhasználásával bizonyos patogén, a környezetükre potenciálisan veszélyt hordozó mikroszervezeteket kiválogattam és a további munka alól kivontam. A „The Prokaryotes: A Handbook on Habitats, Isolation and Identification of Bacteria II. Kézikönyv

(Bergan,1992) szerint a 0,03 v/v % cetrimidet tatalmazó ún. Acetemid-

Cetrimid-Glycerol-Mannitol (ACGM) agaron mindössze 6, a Pseudomonas nemzetségbe

39

tartozó faj, így a Ps. aeruginosa, a Ps. fluorescens, a Ps. putida, a Ps. cepacia, a Ps. pseudoalcaligenes és a Ps. alcaligenes fejlődik ki, 42 oC-on pedig csak a fakultatív patogén Ps. aeruginosa szaporodik. Az ACGM táptalaj összetétele: 0,2 g pepton; 10,0 g K2SO4; 1,4 g MgCl2 x 6H2O; 0,3 g cetrimid; 5 ml glicerin; 5,0 g D-mannitol; 15 g agar, desztillált víz 900 ml, pH= 7,0; sterilezés autoklávban 121 oC-on, 20 percig. A Magyar Nemzeti Szabványok, az MSZ 21470/77:1998 és MSZ 448/44-1990 a Ps. aeruginosa szám meghatározásánál ettől némileg eltérő összetételű cetrimid tartalmú táptalajt írnak elő. MSZ szerinti cetrimid táptalaj: 16 g proteóz-pepton, 10 g hidrolizált kazein, 10 g K2SO4, 1,4 g MgCl2; 0,2 g cetrimid (N-cetil-N,N,N,-trimetil-ammónium-bromid); 0,015 g nalidixsav, 10 ml glicerin, 10 g agar (OXOID No.1.), 1000 ml desztillált víz, pH= 7,2, sterilezés autoklávban 121 ± 5 oC-on, 15 percig. Harmadikként a MERCK Kft által forgalmazott cetrimid portáptalaj (katalógus szám: 105284) használtam. A MERCK cetrimid táptalaj összetétele: 20 g pepton (zseletinból) 10 g K2SO4; 1,4 g MgCl2; 0,3 g cetrimid; 10 ml glicerin; 13 g agar; 1000 ml desztillált víz, pH= 7,0 ± 0,2, sterilezés autoklávban 121 oC-on, 20 percig. A táptalajok szelektivitását az alábbi autentikus törzsekkel vizsgáltam: Ps. aeruginosa típus törzs NRRL-B-771 (ATCC 10145) és NCAIM B 01876 (ATCC 27853), Ps. fluorescens típus törzs NRRL-B 14678 (ATCC 13525), Ps. putida típus törzs ATCC 12633, Ps. cepacia típus törzs NRRL-B-14810, (ATCC 25416) syn. Burkholderia cepacia, Ps. pseudoalcaligenes típus törzs ATCC 17440, Ps. alcaligenes típus törzs ATCC 14909. Alkalmazott törzsgyűjtemény rövidítések: NRRL = United States Department of Agriculture, Agricultural Research Service Culture Collection (korábban Northern Regional Reserch Laboratory), ATCC = American Type Culture Collection, NCAIM = National Collection of Agricultural and Industrial Microorganisms (Budapest). A felsorolt mikroszervezetek közül a Ps. aeruginosa-t, a Ps. / Burkholderia cepacia-t és a Ps. alcaligenes-t tekinti a Claus (1992) rendszer fakultatív patogénnek, a másik három szervezet, így a Ps. fluorescens-t, a Ps. putidat és a Ps. pseudoalcaligenes-t közegészségügyi szempontból nem tartja aggályosnak. A Ps. aeruginosa faj sajátossága, hogy 0,02-0,03 m/v% cetrimidet tartalmazó táptalajokon 42 oC-on is fejlődik és a telepek körül először sárgászöld, majd egyre sötétedő (barnuló / feketedő) pigment (pyocyanin) képződik, ezért már az előszelekció során nagy biztonsággal elkülöníthető más szénhidrogén bontó mikroszervezetektől. A tiszta tenyészetben izolált szénhidrogén bontó mikroszervezetek közül a potenciális patogének kiválogatására további szelektív táptalajokat is felhasználtam.

40

Baird-Parker

agar

(MERCK

105406)

koaguláz

pozitív

sztafilokokkuszok

elkülönítéséhez, Blood agar táptalaj (MERCK 110886) kiegészítve steril juh vérrel, hemolizáló mikroszervezetek kiválogatására, Campylobacter szelektív agar (MERCK 102248, 102249), Bacillus cereus szelektív agar (OXOID CM 0617B, BR 0050A), Enterococcus szelektív agar (MERCK 105289), MacConkey agar (MERCK 105465) koliform baktériumok kiválogatására. A

szelektív

táptalajokra

a

tesztelendő,

feltételezett

szénhidrogén

bontó

mikroszervezetek 24-48 órás ferde agar tenyészetéből 0,02 v/v%-os TWEEN 80-at tartalmazó steril, fiziológiás sóoldat segítségével szuszpenziót készítettem. A szuszpenzióból ezután steril üvegbottal 6-6 párhuzamos szélesztést végeztünk a szelektív táptalajt tartalmazó agar lemezre, kontrollként 3-3 párhuzamos csíkolást végeztem TGE lemezekre. A táptalajokhoz előírt tenyésztési körülmények betartása után a lemezeken kialakuló makroszkópikus telepmorfológiai jelleget és a mikroszkópikus képet értékeltem. A patogén/fakultatív patogén mikroszervezetekre szelektív táptalajokon nem szaporodó izolátumok faj szintű identifikálását a Mezőgazdasági és Ipari Mikroorganizmusok Nemzeti Gyűjteménye végezte. E.) A Ps. aeruginosa számlálása, izolálása és identifikálása a begyűjtött környezeti mintákból A Ps. aeruginosa számot közvetlenül a begyűjtött környezeti mintákból az MSZ 21470/77-1988 7.5. pontja szerinti eljárással, aszparaginos dúsítás után, cetrimidagartáptalajra való kioltást követő, acetamidból ammónia termelődés (Nessler-reagens) kimutatása alapján, MPN-módszerrel

végeztem. A Ps. aeruginosa meghatározásához

szükséges megerősítő reakciókat elsődlegesen az API 20 NE tesztsorozat felhasználásával végeztem (BIOMÉRIEUX, 1996; Morgan et al., 1999). A reakciók értékelése az APILAB PLUS V.3.3.3. verziójú szoftver segítségével történt. Kétséges esetekben további differenciáló biokémiai vizsgálatokat végeztem a „The Prokaryotes Vol. II Human- and Animal- Pathogenic Members of the Genus Pseudomonas” p. 666-700. (Bergan, 1992) kézikönyvben tárgyalt azonosító bélyegek alapján. A környezeti mintákból izolált Ps. aeruginosa törzsek identifikálása során az azonosítási reakciókat összehasonlításként minden esetben elvégeztem az autentikus Ps. aeruginosa típus törzzsel (NRRL-B-771 = ATCC 10145) és a Ps. aeruginosa NCAIM B 01876 = ATCC 27853 törzzsel.

41

F.) A környezeti mintákból izolált Ps. aeruginosa törzsek antibiotikum rezisztencia vizsgálata A környezeti mintákból izolált Ps. aeruginosa törzsek rezisztencia vizsgálatát a National Committee for Clinical Laboratory Standards (USA, Suite, Wayne, Pennsylvania) nemzetközileg elfogadott metodikai és értékelési rendszer szerint végeztem (NCCLS, 2000; NCCLS, 2001). Az antibiotikum teszt korongokat a MAST DIAGNOSTICA (Hamburg) cégtől szereztem be, táptalajként pedig Mueller- Hinton agart (MERCK 105435) használtam. A környezeti mintákból származó Ps. aeruginosa törzsek antibiotikum érzékenységét az NCCLS által standardként használt Ps. aeruginosa NCAIM B 01876 = ATCC 27853 törzsével és egy hazai klinikai anyagból származó „multirezisztens” Ps. aeruginosa izolátuméval hasonlítottam össze. 2.3.2. KÖRNYEZETI MINTÁKBÓL TISZTA TENYÉSZETBEN IZOLÁLT MIKROSZERVEZETEK SZÉNHIDROGÉN BONTÓ (BIODEGRADÁCIÓS) KÉPESSÉGÉNEK VIZSGÁLATA GARVIMETRIÁS MÉRÉSSEL A környezeti mintákból egyedüli szénforrásként szénhidrogéneket tartalmazó, rázott, szubmerz tenyésztés, szelekció és dúsítás után kitenyésztett, a patogén/fakultatív patogén mikroszervezetekre szelektív táptalajokon negatívnak bizonyult izolátumok, valamint a Ps. aeruginosa baktériumok szénhidrogén bontó (biodegradációs) képességét szubmerz tenyésztéssel kombinált gravimetriás mérésekkel határoztam meg.

2.3.2.1. Gravimetriás gyorsmódszer szénhidrogén tartalom rázott, szubmerz tenyészetből való mennyiségi meghatározására A módszer alkalmazása során a rázott, szubmerz tenyészet (fermentlé) 100 ml-ét 250 ml-es rázótölcsérben 3 x 50 ml petroléterrel (fp = 40-70 oC) és 1x 50 ml kloroformmal kiráztam. A felúszó fázisokat Düren 619 G ¼ szűrőpapíron szűrtem, majd gyűjtöttem és desztilláltam, a maradékot századgramm pontossággal visszamértem. A maradékot mérés előtt 50 oC-on súlyállandóságig szárítottam az esetlegesen a desztillálás során visszamaradt víz eltávolítása céljából. Kontrollként és számítási viszonyítási alapként, a szénhidrogént ugyanilyen arányban tartalmazó, oltatlan, de rázatott szubmerz tenyészetet, fermentlevet használtam.

42

2.3.2.2. A környezeti mintákból izolált mikroszervezetek szénhidrogén bontási aktivitásának vizsgálata, a bontási spektrum gázkromatográfiás felvételének előkészítése A.) Törzsinokulum (oltóanyag) előállítása a szénhidrogén bontási vizsgálatokhoz A törzsek 24 órás ferde agar tenyészetéből készült szuszpenzió 1 ml-ével beoltottam 250 ml Erlenmeyer lombikban lévő 50 ml TGE-5 táptalajt, és 72 órán keresztül 28 oC ± 2 oCon rázógépen 200/perc fordulaton inkubáltam. A TGE-5 táptalaj összetétele: 5,0 g bacto tripton; 2,5 g bacto yeast extract; 5,0 g glükóz; 1000 ml desztillált víz, pH = 7,0 ± 0,2, sterilezés autoklávban 121 oC-on, 20 percig. Az így kapott rázott tenyészetből sterilen mintát vettem és határhígításos lemezöntéssel elvégeztem az inokulum élő sejt számának meghatározását. Ez a tapasztalat szerint 108-109 CFU/ml nagyságrend tartományba esett. Amennyiben az inokulum sejt száma ennél kisebb volt, felvettem a törzs szaporodási görbéjét és ez alapján meghatároztam azt az optimális inkubálási időtartamot, amely megfelelő induló sejt számot biztosít a további műveletekhez. B.) Az izolált mikroszervezetek szénhidrogén bontó aktivitásának vizsgálata Alkalmazott szénhidrogén forrás: gázolaj-kőolaj keveréke OIR III. alaptáptalajból 300 ml-es Erlenmeyer lombikba 100-100 ml-t mértem, majd ehhez gázolaj-kőolaj 3:2 arányú keverékéből 2 ml-t adagoltam. Zárás után a lombikokat 121 o

C-on, 30 percig sterileztem. Ezután a 2.3.2.2.A. pont alattiak szerint előállított

törzsinokulumból 5-5 ml-rel a lombikokat beoltottam. Inkubáció:120 óra, 28 oC ± 2 oC, fordulat: 200/perc. A maradék szénhidrogén meghatározását a 2.3.2.1. pont alatt leírt gravimetriás gyors módszerrel végeztem el. A munka során szerzett tapasztalatok azt mutatták, hogy a 3 x 50 ml-es petroléteres extrakció önmagában nem mindig képes a meglehetősen stabil emulzióba bevitt maradék szénhidrogén 100 %-ának kinyerésére, ezért a 3 x 50 ml-es petroléteres kirázás után bevezettem 1 x 50 ml-es kloroformos extrahálást is. A vizsgálatok azt bizonyítják, hogy ezzel a kétféle oldószeres extrahálással a maradék szénhidrogének közel 100 %-a kinyerhető, és ellentétben a 3 x 50 ml-es petroléteres extrakcióval, a CH-bontásból keletkezett zsírsavak nem okoznak számottevő értékmérési hibákat. Alkalmazott szénhidrogén forrás: paraffinmentes hidrogénezett középolaj (kőolaj helyett)

43

A kőolajban a szénhidrogének közül jelentős mennyiségben megtalálhatóak a normál paraffinok (CnH2n+2). Ugyanakkor ezek a vegyületek a mikroszervezetek számára a legkönnyebben hozzáférhetőek és lebonthatóak. Munkám egyik célja az volt, hogy olyan nem patogén baktérium fajokat izoláljak, amelyek a kőolajban lévő, (ill. abból kinyert) nehezebben lebontható frakciókat is feldolgozzák. Ehhez a kísérletsorozathoz használtam szénhidrogén forrásnak a szokványos kőolaj helyett az ún. paraffinmentesített hidrogénezett középolaj finomítványt, amely ≈ 20 %-ban tartalmaz aromás vegyületeket, ≈ 20 %-ban pedig egyéb szénhidrogéneket, pl nafténeket, cikloparaffinokat, szulfid- és tiofénszármazékokat. A paraffinmentes középolaj használata során, ellentétben a kőolajjal, amely több ezer vegyületet tartalmaz, a benne lévő frakciók tömeg %-a gázkromatográfiás illetve tömegspektroszkópiás módszerrel könnyebben megállapítható. Így a mikrobiális tevékenység után visszaextrahált maradék középolaj elemzésével egy-egy baktérium faj bontási spektruma behatárolható a C5→C28 tartományban, azaz megállapítható, hogy a normál paraffinok mellett pl. az egygyűrűs, kétgyűrűs, többgyűrűs aromás vegyületeket, szulfidszármazékokat, cikloparaffinokat stb. bontják-e, és ha igen milyen %-ban. Ugyanezen adatok szokványos kőolaj esetében az igen sok zavaró vegyület miatt pontosan csak igen nehezen állapíthatóak meg. A szénhidrogén bontás aktivitásának vizsgálata úgy történt, hogy az OIR III. alaptáptalajhoz hozzáadott szénforrás nem gázolaj-kőolaj keverék, hanem 2 ml gázolaj és paraffinmentesített hidrogénezett középolaj (szállító: MOL Rt. Százhalombattai Finomító) 3:2 arányú keveréke volt 100 ml táptalajra számítva.. A középolajos fermentáció során 120 óra alatt olyan mértékű emulzió keletkezik a víz, az átalakulatlan olaj valamint a folyamat melléktermékei között, hogy a micellákban lévő olajcseppekhez a petroléter már nem tud a kívánt mértékben hozzáférni, ezért 3 x 50 ml kloroformot használtam extraháló oldószerként. 2.4. VIZSGÁLATI EREDMÉNYEK

2.4.1. KÖRNYEZETI MINTÁK KÖZVETLEN KÉMIAI ÉS MIKROBIOLÓGIAI JELLEMZÉSE A begyűjtött környezeti minták jelzését, származási helyét, a szennyezőanyag típusát és koncentrációját a 2.1. sz. táblázatban, a rájuk jellemző összes élő sejt számot, a szénhidrogén bontó baktérium számot és a Ps. aeruginosa számot pedig a 2.2. sz. táblázatban, tüntettem fel.

44

A minták kémiai analitikai vizsgálatát a 2.3.1.2. pont alatt leírt, az összes élő sejt szám, a szénhidrogén bontó mikroszervezetek számának, a Ps. aeruginosa szám megállapítása a 2.3.1.3.A, B, és E pontok alatt közölt módszerek szerint történt. A 2.2. sz. táblázat minden esetben az adott mintából származó 3-3 párhuzamos vizsgálat átlageredményeit tartalmazza. 2.4.2. A KÖRNYEZETI MINTÁK SZÉNHIDROGÉN BONTÓ MIKROSZERVEZETEINEK IZOLÁLÁSA DÚSÍTÁSSAL, SZELEKCIÓVAL A környezeti mintákból a szénhidrogén bontó/toleráns mikroszervezetek tiszta tenyészetben való izolálását egyedüli szénforrásként gázolaj és kőolaj 3 : 2 arányú keverékét tartalmazó szubmerz tenyészetben való dúsítás, szelekció után a 2.3.1.3.C pont alatt bemutatott módszer szerint végeztem. A folyamat végén összesen 137 szénhidrogén bontó/ toleráns mikroszervezetet sikerült tiszta tenyészetben izolálnom a további vizsgálatok céljaira. A tiszta tenyészetben izolált szénhidrogén bontó/toleráns mikroszervezet környezeti mintánkénti, számszerinti eloszlását a 2.3. sz. táblázat tartalmazza. 2.4.3. A DÚSÍTÁSSAL, SZELEKCIÓVAL IZOLÁLT SZÉNHIDROGÉN BONTÓ/TOLERÁNS LABORATÓRIUMI TÖRZSEK KÖZÜL A POTENCIÁLISAN KÓROKOZÓ MIKROSZERVEZETEK KIVÁLOGATÁSÁNAK EREDMÉNYE A kiválogatás első lépéseként a különböző típusú cetrimid agarokat hasonlítottam a szakirodalom által jelzett 6-féle pszeudomonasz, köztük a Ps. aeruginosa szaporodásának támogatása/gátlása szempontjából.A kísérlet eredményeit a 2.4. sz. táblázatban mutatom be A tiszta tenyészetben izolált 137 szénhidrogén bontó/toleráns mikroszervezet közül a potenciálisan kórokozók kiválogatását 2.3.1.3.D pont alatt bemutatott szelektív táptalajokon végeztem és a vizsgálatok eredményeit a 2.3. sz. táblázat tartalmazza. A táblázatból megállapítható, hogy a 15 helyszínről származó 19 környezeti mintából 13 helyszín 16 mintájából azonosítható volt a Ps. aeruginosa baktérium. Ezen felül 55 izolátum mutatott szaporodást kórokozókra szelektív táptalajokon, vagyis összesen 16+55=71 izolátum bizonyult a 137 izolátumból potenciálisan szénhidrogén bontó/ toleráns kórokozónak. A cetrimid agaron szaporodó és a 2.3.1.3.E pont alatti módon azonosított Ps. aeruginosa törzsek (16 db) kivételével a többi, potenciálisan kórokozó baktériumokra

45

szelektív táptalajokon szaporodást mutató mikroszervezeteket (55 törzs), a további szénhidrogén bontási képesség és identifikációs vizsgálatokból kizártam.

2.2. számú táblázat A környezeti mintákból kimutatott összes élő sejt szám, a szénhidrogén bontó mikroszervezetek és a Ps. aeruginosa szám (A sejt szám megállapítási módszerek 2.3.1.3.A, B és E pontok alatt).

Minta jelzése

Összes élő sejt szám

Szénhidrogén bontó

Pseudomonas

mikroszervezetek

aeruginosa

száma

szám

TÖK1

6,12*104 CFU/g

2,21*104 CFU/g

2,18*102 CFU/g

TÖK2

8,63*104CFU/g

1,13*104 CFU/g

4,46*103 CFU/g

TÖK3

9,24*105 CFU/g

3,49*105 CFU/g

6,18*103 CFU/g

CHI

2,43*104 CFU/g

1,18*104 CFU/g

1,42*103 CFU/g

KÖBAL

2,81*104 CFU/ml

5,16*102 CFU/ml

1,03*102 CFU/ml

SZL

9,12*108 CFU/ml

3,19*102 CFU/ml

1,24*102 CFU/ml

ZALA

3,44*106 CFU/g

8,34*105 CFU/g

3,6*101 CFU/g

TAK

4,26*104 CFU/g

3,13*104 CFU/g

2,24*104 CFU/g

MOM

4,23*104 CFU/g

3,23*104 CFU/g

nem mérhető

MOF

1,31*105 CFU/g

4,69*104 CFU/g

1,1*101 CFU/g

LB

3,82*104 CFU/g

8,18*102 CFU/g

2,14*102 CFU/g

TCB

4,14*104 CFU/g

6,98*103 CFU/g

8,62*102 CFU/g

BF

9,13*105 CFU/g

4,18*102 CFU/g

nem mérhető

MSU

8,23*108 CFU/ml

2,14*106 CFU/ml

6,93*103 CFU/ml

MSE

2,89*106 CFU/ml

1,14*105 CFU/ml

8,2*101 CFU/ml

TSZ

5,93*106 CFU/g

7,23*104 CFU/g

6,43*102 CFU/g

NEL

4,12*104 CFU/ml

3,84*103 CFU/ml

nem mérhető

KKL

6

7,12*10 CFU/g

4

2,93*10 CFU/g

5,94*103 CFU/g

CSA

3,29*105 CFU/g

2,23*105 CFU/g

7,89*103 CFU/g

CFU = telepképző egység

46

2.3. számú táblázat A környezeti mintákból szelektív, szubmerz tenyésztés után izolált szénhidrogén bontó / toleráns izolátumok és ezek közül a potenciálisan kórokozókra szelektív táptalajokon (lásd 2.3.1.3. D. pont alatt) szaporodók száma

Minta jelzése

Szénhidrogén bontó mikroszervezetekre szelektív, szubmerz tenyésztés után tiszta tenyészetben elkülönített izolátumok száma

TÖK1

17

6+ Ps. aerug. (TÖK1/5)*

TÖK2

7

4+ Ps. aerug. (TÖK2/7)

TÖK3

9

3+ Ps. aerug. (TÖK3/7)

CHI

7

2+ Ps. aerug. (CHI/4)

KÖBAL

6

2+ Ps. aerug. (KÖBAL/4)

SZL

6

3+ Ps. aerug. (SZL/1)

ZALA

2

Ps. aerug. (ZALA/1)

TAK

4

2+ Ps. aerug. (TAK/2)

MOM

3

2

MOF

3

2+ Ps. aerug. (MOF/1)

LB

6

3+ Ps. aerug. (LB/4)

TCB

15

6+ Ps. aerug. (T/5)

BF

6

5

MSU

5

1+ Ps. aerug. (MSU/2)

MSE

11

5+ Ps. aerug. (MSE/8)

TSZ

8

2+ Ps. aerug. (TSZ/6)

NEL

5

2

KKL

9

3+ Ps. aerug. (KKL/8)

CSA

8

2+ Ps. aerug. (CSA/5)

ÖSSZESEN

137

Az izolátumok közül a potenciálisan kórokozókra szelektív táptalajokon szaporodók száma

55 + 16 = 71

* Zárójelben a mintából izolált és identifikált Ps. aeruginosa törzs laboratóriumi jelzése szerepel.

47

2.4. számú táblázat A szakirodalmi adatok szerint cetrimid tartalmú táptalajon szaporodást mutató pszeudomonasz törzsek összehasonlító vizsgálata Faj név és a típus (autentikus) törzs gyűjteményes letéti száma

CETRIMID TARTALMÚ TÁPTALAJOK MSZ 21470-77:1998 ACGM agar MERCK 105284 szerinti (Bergan, 1992) 37 oC

42 oC

37 oC

42 oC

37 oC

42 oC

-

-

+

-

+/-

-

-

-

+++

-

+/-

-

-

-

-

-

+/-

-

-

-

-

-

+/-

-

-

-

-

-

+/-

-

+++

+++

+++

+

+/-

+/-

Pseudomonas fluorescens NRRL B-14678 = ATCC 13525 Pseudomonas putida ATCC 13525 Pseudomonas cepacia syn. Burkholderia cepacia NRRL B-14810 = ATCC 25416 Pseudomonas pseudoalcaligenes ATCC 17440 Pseudomonas alcaligenes ATCC 14909 Pseudomonas aeruginosa NRRL-B-771 = ATCC 10145 NCAIM B 01876 = ATCC 27853 -: nincs szaporodás +/-: gyenge, bizonytalan szaporodás +: jól értékelhető szaporodás +++: erőteljes szaporodás

48

2.4.4. A PSEUDOMONAS AERUGINOSA-KÉNT KÖRNYEZETI MINTÁKBÓL AZONOSÍTOTT MIKROSZERVEZETEK ANTIBIOTIKUM REZISZTENCIA VIZSGÁLATÁNAK EREDMÉNYEI A környezeti mintákból azonosított Ps. aeruginosa törzsek antibiotikum rezisztencia vizsgálatát a 2.3.1.3.F pont alatt közölt módszerrel végeztem, a mérési eredményeket a 2.5. sz. táblázatban mutatom be. 2.5. A VIZSGÁLATI EREDMÉNYEK MEGVITATÁSA ÉS KÖVETKEZTETÉSEK LEVONÁSA

2.5.1. A KÖRNYEZETI MINTÁK KÖZVETLEN KÉMIAI ÉS MIKROBIOLÓGIAI JELLEMZÉSE A környezeti minták 15 helyszínről és ezeken belül 19 mintavételi pontból származtak. A mintavételi helyszínek közül 5 katonai objektum, (a tököli és kiskunlacházi, korábban szovjet használatú repülőterek, a lovasberényi volt szovjet laktanya, a tatai páncélos laktanya, ill. a szigetszentmiklósi volt hadiüzem, repülőgép és autógyár), ezeken a helyszíneken összesen 7 pontból gyűjtöttem mintát. Mivel az egyik fő célom az volt, hogy a Ps. aeruginosa, ill. más potenciálisan kórokozó baktériumok szénhidrogénekkel szennyezett területeken való előfordulási gyakoriságáról juthassak információkhoz, a mikrobiológiai vizsgálatokhoz tudatosan minél változatosabb minőségű (talaj, talajvíz, szennyvíz, szennyvíz iszap, felitató anyag) és szennyezőanyag típusú (kerozin, benzin, fűtőolaj, motorolaj, kenőolaj, transzformátorolaj, klórbenzolok), ill. koncentrációjú mintákat igyekeztem összeválogatni (lásd 2.1. sz. táblázatot). A

talajminták

esetében

a

TPH-tartalom

(összes

alifás

szénhidrogének)

a

szennyezettségi határértéket (B=100 mg/kg) kb. 20-400-szorosan a BTEX=benzol és alkilbenzolok (B=0,2-0,5 mg/kg) kb. 2000-szeresen, a klórbenzolok (B=1 mg/kg) kb. 1500szorosan haladták meg. A talajvíz minták esetében a TPH-tartalom a szennyezettségi határértéket (100 µg/l) kb. 10-170-szeresen, a BTEX (B= 1-20 µg/l) kb. 100-2000-szeresen, az alifás klórozott szénhidrogén tartalom (B=40 µg/l) kb. 4-30-szorosan, a klórbenzol

49

2.5. számú táblázat A környezeti és klinikai mintákból izolált Pseudomonas aeruginosa törzsek antibiotikum érzékenységének összehasonlítása A gátlási zóna átmérője (mm) Antiibiotikum

Hatóanyag (mg)

Jelzés A vizsgált szakirodalmi összehasonlító törzs ATCC 27853

AMIKACIN AMPICILLIN AUGMENTIN AZLOCILLIN CARBENICILLIN CEFACHLOR CEFAMANDOLE CEFOPERAZONE CEFOTOXIN CEFTAZIDIME CEFOTAXIME CEFOTAXIME CEFTRIAXONE CEFUROXIME CEPHALEXIN CHLORAMPHENICOL CIPROFLOXACIN GENTAMICIN IMIPENEM MEZLOCILLIN NALIDIXIC ACID NETILMICIN NITROFURANTOIN NORFLOXACIN OFLOXACIN PEFLOXACINE PIPERACILLIN TETRACYCLINE TOBRAMCIN TRIMETHOPRIM SULFAMETHOXAZOLE

Jelmagyarázat:

I. csoport: MOF/1; LB/4; KKL/8; ZALA/1; KÖBAL/4; TAK/2; TSZ/6; CHI/4; T/5;CSA/5; SZL-1

II. csoport: TÖK 3/7; TÖK 1/5; TÖK 2/7

III. CSOPORT: MSU/2; MSU/8

KLINIKAI MULTIREZISZTENS TÖRZS (VIZELETBŐL) MÉ R R R R R R R R É nd R R R R R R MÉ É R R R R R R R É R R

30 25 30 75 100 30 30 30 30 30 10 30 30 30 30 30 5 500 10 75 30 30 300 10 5 5 100 30 10

AK30 AP25 AUG AZL75 PY100 CFC30 CMD30 CPZ30 FOX30 CAZ30 CTX10 CTX30 CRO30 CXM30 CFX30 C30 CIP5 GM500 IMI10 MEZ75 NA30 NET30 NI300 NOR10 OFX5 PEF5 PRL100 T30 TN10

24 É 0 R 0 R 30 É 20 É 8 R 0 R 26 É 0 R 30 É 18 * 20 MÉ 23 É 0 R 0 R 0 R 33 É 35 É 22 É 19 MÉ 0 R 20 É 0 R 29 É 17 É 14 * 30 É 8 R 23 É

20 É 0 R 0 R 30 É 24 É 0 R 0 R 28 É 0 R 29 É 14 * 22 É 20 É 0 R 0 R 0 R 32 É 32 É 22 É 20 MÉ 0 R 21 É 0 R 23 É 18 É 12 * 28 É 0 R 21 É

22 É 0R 0R 26 É 24 É 0R 0R 26 É 0R 26 É 0* 9R 20 É 0R 0R 0R 30 É 32 É 20 É 19 MÉ 0R 20 É 0R 26 É 18 É 10 * 32 É 0R 21 É

20 É 0R 0R 30 É 24 É 0R 0R 28 É 0R 28 É 14 * 20 MÉ 22 É 0R 0R 0R 30 É 32 É 20 É 19 MÉ 16 É 18 É 0R 22 É 18 É 14 * 30 É 8R 20 É

1,25+23,75

SXT

0 R

0 R

0R

0R

nd

É = Érzékeny MÉ = Mérsékelten érzékeny R = Rezisztens (A gátlási zónák alapján az érzékenységi besorolást a MAST DIAGNOSTICA és az NCCLS kézikönyvek szerint végeztük) * = A kézikönyvek nem tartalmaztak idevonatkozó érzékenységi adatokat nd = Nincs mért adat

50

(B=2 µg/l) kb. 60-600-szorosan, a PAH (B= 2 µg/l) kb. 6-szorosan, a PCB (B= 0,01 µg/l) kb. 130.000-szeresen

haladta

meg.

A

szennyezettségi

határértékek

(B

értékek)

a

10/2000(VI.2.)KöM-EüM-FVM-KHVM együttes rendeletből származnak. A mért koncentrációk meglehetősen magasnak számítanak, de a környezetvédelmi tényfeltárások során hasonló értékeket, hasonló körülmények között gyakran regisztrálnak a különböző kárhelyeken, így előfordulásuk, ha nem is tipikusnak, de jellemzőnek tekinthető. A különböző mintákból lemezöntéssel meghatározható összes élő sejt számokat és a szénhidrogén bontó mikroszervezetek számát tekintve (2.2. sz. táblázat) saját vizsgálataim megerősítették a korábbi irodalmi adatokat (Rosenberg, 1992). Figyelemre méltó a Budapest környéki felhagyott gyógyszergyári égető területén a szénhidrogénnel szennyezett talajvízből az illékony vegyületek kilevegőztetésére (sztrippelésére) szolgáló berendezés elfolyó vizében mérhető magas összcs sejt (8,23 * 108 CFU/ml) és szénhidrogén bontó (2,14 * 106 CFU/ml) szám. Tudomásom szerint kárhelyen üzemelő sztrippelő berendezésen ezt megelőzően még nem végeztek mikrobiológiai vizsgálatokat. A magas csíraszámok egyik magyarázata a víz maximálishoz közeli oxigéntelítettsége (92%) lehet. Szakirodalmi adatok szerint, bár a Ps. aeruginosa az emberi környezetben közönségesen előforduló (ubikviter) baktérium (Némedi et al., 1998; Grobe et al., 1995; Leitao et al., 1996; Pellet et al., 1983; Shirkot, 1994; Iswandi, 1987; Tomlison, 1985; Foght, 1996; Hartman et al., 1995), a környezetből való kitenyészthetőségi gyakorisága alacsony (Grobe et al., 1995; Pellet, 1983). USA-beli példa alapján, nem szennyezett területekről begyűjtött talajminták 16 %ában (Ferguson et al., 2002) mutatták ki a Ps. aeruginosa jelenlétét. Saját kísérleteimben a 15 mintavételi helyszín közül 13 helyszínen (87 %), ill. 19 környezeti mintából 16 esetben (85 %) tudtam mérhető Ps. aeruginosa számot regisztrálni. Ez az arány rendkívül magas és ezek a hazai kárhelyekről származó, saját vizsgálati eredmények azokat a nemzetközi megállapításokat erősítik meg, amelyek a Ps. aeruginosa-t a szénhidrogén vegyületekkel szennyezett talajok és talajvizek mikroba populációinak egyik leggyakrabban izolálható baktériumai között tartják számon (Ridgway et al., 1990; Foght et al., 1996; Calvaca et al., 2000; Calvaca et al, 2000/a; Chayabutra és Lu-Kwang, 2000). A Ps. aeruginosa szénhidrogén vegyületekkel szennyezett területeken való gyakori előfordulásának, sikeres alkalmazkodó képességének fő okait a szakirodalom alapján a következő három fő tulajdonságára vezethetjük vissza:

51

− az alifás, aromás és poliaromás szénhidrogén vegyületeket egyaránt képes hasznosítani, − nitrátlégzés révén mikroaerob, ill. anaerob körülmények között is képes a szénhidrogének lebontására, − felületaktív anyagok (rhamonolipidek) intenzív termelésére képesek, amelyek segítenek a vízzel nehezebben elegyedő szénhidrogének vizes fázisba juttatásában, ill. a sejtbe való felvételükben. A sejtek a rhamnolipidek révén befolyásolják a talajszemcsékhez való tapadás-leválás mechanizmusát is, vagyis végső soron a közegben a terjedésük egyik alapvető feltételét. A Ps. aeruginosa csíraszámokat és a nagy előfordulási gyakoriságot nem tudtam hazai szakirodalmi adatokhoz viszonyítani, mivel ismereteim szerint a magyarországi környezetvédelmi tényfeltárások, műszaki beavatkozások során mért csíraszámokról nem jelent még meg közlemény. Saját műszaki ellenőrzési munkám során viszont az ÁNTSZ Pest Megyei Intézete a tököli repülőtér „C” és „D” kármentesítési részterületén belül a szénhidrogénnel szennyezett talajok depóniáiból 102 CFU/g, ill. 9,2*101 CFU/g csíraszámban mutatta ki a Ps. aeruginosa jelenlétét, ami alapján a talajokat erősen szennyezettnek és talajhigiénés szempontból kifogásoltnak minősítették. A 2.2. sz. táblázatból az is kitűnik, hogy a Ps. aeruginosa csíraszám 5 talajminta esetében haladta meg a 103 CFU/g értéket, ami arra hívja fel a figyelmet, hogy az egészségügyi kockázatelemzési számításoknál használt napi 100 mg talaj lenyelés esetén a szervezetbe kerülő Ps. aeruginosa szám elérheti az infektív dózis alsó határát, ami 102 sejt (Némedi, 1998). Természetesen abban az esetben, ha pl. a környezetvédelmi kármentesítés műszaki beavatkozási szakaszában talajkiemelés, keverés, szállítás, egyéb mozgatás, áthalmozás történik, akkor az ott tartózkodókat a napi 0,1 g talaj lenyelésnél lényegesen nagyobb terhelés éri. A tatai páncélos laktanya harckocsi mosójának olajos iszapjában mértem a legmagasabb Ps. aeruginosa csíraszámot (2,24*104 CFU/g), ami arra figyelmeztet, hogy a szennyvíz iszap elhelyezése, további kezelése különös gondosságot igényel. A sztrippelő berendezésből kikerülő tisztított víz magas Ps. aeruginosa csíraszáma (6,93*103

CFU/ml)

az

illékony

szennyezőanyagok

kilevegőztetésére

használt

berendezésekből elmenő vizek mikrobiológiai paramétereinek további vizsgálatát indokolja. Tágabb értelemben ez az eredmény felveti azoknak a vizsgálatoknak a szükségességét is, amelyek az in situ kármentesítési beavatkozások során elemzik minden olyan technológiának a

csíraszám

adatait,

amelyek

megnövelik

a

tisztítandó

közeg

(talaj,

talajvíz) 52

oxigénellátottságát (pl. bioventilláció, sztrippelt vízzel talajátmosás) vagy oxigénszegény környezetben az elektron akkceptor szolgáltató képességét (pl. nitrát műtrágya adagolása). A Ps. aeruginosa ugyanis aerob, ill. nitrát légzése révén oxigénnel különböző mértékben ellátott körülmények között is képes a szénhidrogén vegyületek lebontására. A begyűjtött környezeti mintákban a Ps. aeruginosa baktérium jelenlétének nagy gyakoriságú előfordulása még nem jelenti azt, hogy ezek a mikroszervezetek ténylegesen képesek-e a szénhidrogén vegyületek biodegradációjára. Ennek a kérdésnek az eldöntésére, ill. annak megállapítására, hogy a begyűjtött mintákból kitenyészthető szénhidrogén bontó/toleráns mikroszervezetek között milyen arányban fordulnak elő patogén/fakultatív patogének és nem patogének, egyedüli szénforrásként gázolaj:kőolaj keveréket tartalmazó szubmerz tenyészetben szelektív dúsítást végeztem. (Módszer leírása: 2.3.1.3.C. pont) A szelekciós tenyésztés után 137 szénhidrogén bontó/toleráns mikroszervezetet tudtam egymástól elkülöníteni a legtöbbet a TÖK 1 talaj (17), a TCB talaj (15) és az MSE talajvíz (11) mintákból, a legkevesebbet a ZALA talaj (2) mintákból (lásd a 2.3. sz. táblázatot). A tiszta tenyészetben izolált 137 törzs közül 42 oC ± 0,5 oC-on a MERCK 105284 és az MSZ 21470/77-1988 szerinti cetrimid agaron való szaporodási és a 2.3.1.3.E. pont alatti biokémiai/fiziológiai megerősítő vizsgálatok alapján 16 helyszínről azonosítottam Ps. aeruginosa törzset. Ezekben a kísérletekben ugyanabból a 16 mintákból tudtam izolálni a szénhidrogén hasznosító/toleráns Ps. aeruginosa törzseket, amelyekben értékelhető csíraszámot mutatott a közvetlen sejtszám meghatározási eljárás (2.3.1.3.E. pont, MSZ 21470/77-1988. 7.5. pont szerinti módszer). A 137 szénhidrogén bontó/toleráns törzs közül a 16 Ps. aeruginosa izolátumon kívül további 55 fejlődött patogén/fakultatív patogén mikroszervezetek szelektív tenyésztésére alkalmas táptalajokon (Baird-Parker, Campylobacter, Bacillus cereus, Enterococcus szelektív agar, Blood agar, MacConkey agar). Vagyis a 19 környezeti mintából szelekcióval és dúsítással tiszta tenyészetben izolálható, makro- és mikromorfológiai, ill. hagyományos biokémiai és fiziológiai reakciók különbözősége alapján elkülönített 137 törzs (100 %) közül 16 volt Ps. aeruginosa (12 %), ill. további 55 izolátum (40 %) szaporodott fakultatív patogén / patogén mikroszervezetekre szelektív táptalajokon, így ezek jelenléte közegészségügyi szempontból rizikót jelenthet, vagyis az összes izolátum kb. 52 %-áról lehetett elmondani, hogy közegészségügyi megítélésük aggályos (lásd 2.6. sz. táblázat (2),(3) és (4) oszlopát).

53

2.6. számú táblázat A mikrobiológiai vizsgálatok eredményeinek összefoglaló táblázata* (3)

(1) Minta jele

(4) (2) (2)-ből Ps. (2)-ből patogénekre / Szénhidrogén aeruginosaként fakultatív bontó / toleráns azonosítható izolátum patogénekre szelektív labor jelzése és izolátumok táptalajon szaporodó gravimetriás módszerrel száma izolátumok száma mért CH-bontási %-a

(2)-ből patogénekre / fakultatív patogénekre szelektív táptalajon nem szaporodó, identifikálás után (5) közegészségügyi szempontból aggályt keltő (patogenitási csoport: 2) mikroszervezetek és gravimetriális módszerrel mért CH-bontási %-uk 36 % 88 % 62 % 35 % 29 %

(6) közegészségügyi szempontból aggályt nem keltő (patogenitási csoport: 1) mikroszervezetek és gravimetriális módszerrel mért CH-bontási %-uk Nocardia salmonicolor (TÖK 1/4): 18 % jól emulgeál Micrococcus varians (TÖK 1/10): 36 % jól emulgeál Pseudomonas vesicularis (TÖK 1/12): 21 % Micrococcus nishninomiyaensis(TÖK1/16):81 % Pseudomonas acidovorans (TÖK 1/17): 49% Pseudomonas vesicularis (TÖK 2/3): 73 % (középolajon 67 %-os bontás) Comamonas testosteroni (TÖK 3/5): 39 % Bacillus mycoides (TÖK 3/8): 35 % jól emulgeál Pseudomonas chlororaphis (TÖK 3/9): 41 %

TÖK 1 Tököl reptér talaj

17

TÖK 1/5:

42 %

6

Acinetobacter calcoaceticus (TÖK 1/1): Xanthomonas maltophilia (TÖK1/2): Pseudomonas pseudomallei (TÖK1/8): Flavobacterium indologenes (TÖK 1/9): Chryseomonas luteola (TÖK 1/11): jól emulgeál

TÖK 2 Tököl reptér talaj

7

TÖK 2/7:

48 %

4

Xanthomonas maltophilia(TÖK 2/6): Bontási % átlaga Ps. aeruginosa-val együtt:

82 % 65 %

TÖK 3 Tököl reptér talaj

9

TÖK 3/7:

69 %

3

Xanthomonas maltophilia (TÖK 3/1): Pseudomonas diminuta (TÖK 3/2):

79 % 86 %

Xanthomonas maltophilia (CHI/1): Alcaliganes xylosoxydans subs. xylosoxydans(CHI/2): Acinetobacter lwoffii (CHI/3): Serratia marcescens (CHI/7): Flavobacterium odoratum (KÖBAL/1): Acinetobacter johnsonii (KÖBAL/3): Bontási % átlaga Ps. aeruginosa-val együtt:

75% 64 % 72 % 51 % 62 % Nocardia rubra (Rhodococcus ruber) 29 % KÖBAL/5: 41 %

CHI Bp. Gyógyszergyár talaj

7

CHI/4:

72 %

2

KÖBAL Bp., Al-üzem talaj

6

KÖBAL/4:

32 %

2

6

SZL/1:

61 %

3

Acinetobacter calcoaceticus (SZL/6):

12 %

2

ZALA/1: %

53

0

Xanthomonas maltophilia (ZALA/2):

52 %

4

TAK/2:

38 %

2

0

Rhodococcus rhodochrous (TAK/4):

58 %

0

2

0

Bacillus firmus (MOM/1): jól emulgeál

32 %

SZL Szlovákia szennyvíztiszt., szennyvíz ZALA Z.szentlászló olajtároló, talaj TAK Tata, harckocsi mosó, szvíz iszap MOM Mátészalka talaj MOF Mátészalka fűrészporos talaj LB Lovasberény harckocsimosó és javító, talaj

TCB Garé hull. tároló, talaj

BF Bp., autójavító, talaj MSU Bp.környéke gyógyszerégető, sztrippelt talajvíz MSE Bp.környéke gyógyszerégető, sztrippelt talajvíz

3 3

MOF/1:

66%

2

0

6

LB/4:

51%

3

0

15

6 5

11

TSZ Tiszafüred, sztrippelő, üledék, iszapszerű

8

NEL Bp., Trafóállomás talajvíz

5

KKL Kiskunlacháza, reptér, üzemanyagvezeték, talaj CSA Szigetszentmiklós, repgépgyár, talaj ÖSSZESEN:

T/5: %

9

8 137

59

MSE/8:

TSZ/6:

KKL/8:

CSA/5:

Pseudomonas pseudomallei (TCB/2): Burkholderia cepacia (TCB/3):

Pseudomonas putida (NCP/3): Pseudomonas oleovorans (NCP/5): Bacillus sphaericus (NCP/6): TCB-agaron növekedés 56 % Pseudomonas fluorescens (T/4): 8 % Bacillus brevis (T/6): jól emulgeál Comamonas acidovorans (TCB/1): folyékony PCB-tart. táptalajon 120 óra alatt 52 %-os bontás 11 %

1

Ochrobactrum anthropi (MSU/3): Pseudomonas diminuta (MSU/5):

22 % 10 %

5

Pseudomonas alcaligenes (MSE/1): Chryseomonas luteola (MSE/4):

69 %

2

Xanthomonas maltophilia (TSZ/2): Pseudomonas cepacia (TSZ/3): Acinetobacter baumannii (TSZ/4): Moraxella phenylpyruvica (TSZ/7): Pseudomonas solanacearum (TSZ/8): jól emulgeál

0

2

Acinetobacter calcoaceticus (NEL/1): Chryseomonas luteola (NEL/4):

39 %

58 %

3

62 %

2

16

55

16 %

0

Rhodococcus globerulus (LB/1): jól emulgeál Schewanella putrefaciens (LB/6):

Acinetobacter baumanii (BF/3):

46 %

63%

0

5

0 MSU/2:

6

Pseudomonas putida (SZL/3):

0

17 % 56 % 58 % 59 % 48 % 54 % 39 % 68 %

0 Comamonas testosteroni (MSU/1):

51 %

Pseudomonas fulva (MSE/5): 42 % 56 % Pseudomonas pseudoalcaligenes (MSE/6): 48 % 49 % Bacillus mycoides (SZE): 32 % jól emulgeál 78 % 62 % 65 % 0 32 % 16 % 48 % Rhodococcus erythropolis (NEL/5): 28 %

55 %

Agrobacterium radiobacter (KKL/5): % (növény patogén) Alcaligenes denitrificans (KKL/7): Aeromonas hydrophylia (KKL/9):

12 Alcaligenes paradoxus (KKL/3): 11 % Pseudomonas fluorescens (KKL/6): 6%

Chryseomonas meningosepticum (CSA/3): Acinetobacter calcoaceticus (CSA/4): Chryseomonas luteola ((CSA/6):

31 % 28 % Sphingomonas paucimobilis (CSA/2): 36 % Pseudomonas fluorescens (CSA/8):

42 % 48 %

36

30

31 % 18 %

* A szénhidrogén bontási százalékok 6-6 mérés eredményéből származó átlagok. A mérések szórását a Függelék F.1. számú táblázatában tüntettem fel, a párhuzamos mérések adatsorainak megadásával, a bontási %-ok nagysága szerint rendezve (vagyis a 2.8. táblázat felépítése szerint).

54

Ezt a meglehetősen magas, 52%-os arányt tovább növelte, azaz rontotta, az hogy a cetrimid és más patogénekre/fakultatív patogénekre szelektív táptalajokon nem szaporodó mikroszervezetek közül a faj szerinti identifikálás után 36 olyan izolátumot találtam, amelyik a Claus (1992) rendszerben a 2. csoportba, azaz a közegészségügyi szempontból aggályt keltők közé tartozik (2.6.sz. táblázat (5) és (6) oszlopa). Így a 137 izolátumból (100 %) összesen 16+55+36=107 izolátum (78%) jelenthet egyészségügyi kockázatot. A helyzetet tovább súlyosbítja, hogy az izolált Ps. aeruginosa törzsek (16) mindegyike, ill. az identifikált más patogén/fakultatív patogén törzsek (36) közül 24 izolátum, 30 % feletti szénhidrogén bontási eredményt mutatott a gravimetriás gyorsmódszeres méréssel. A 2.6. sz. táblázatból az is megállapítható, hogy a 19 mintából (100 %) csak 5 mintában (26 %) van olyan nem patogén mikroszervezet, amelyik szénhidrogén bontási %-a meghaladja az azonos mintából identifikált patogén/fakultatív patogén mikroszervezetekét (TAK/2, LB, TCB, MSU, NEL jelű minták). A környezeti mintákból kitenyésztett és faj szerint identifikált (16+36+30) 82 szénhidrogén bontó izolátum közül a leggyakrabban előfordulókat a 2.7. sz. táblázatban foglaltam össze. A táblázatból kiolvasható, hogy a 19 mintából a leggyakrabban a Ps. aeruginosa-t lehetett kitenyészteni (16 mintából), ezt követte a Xanthomonas maltophilia (6 mintából), majd az Acinetobacter calcoaceticus és a Chryseomonas luteola (4-4 mintából). Ezeket a mikroszervezeteket egészségügyi szempontból aggályosnak tartják (Claus rendszer 2. patogenitási csoport). Utánuk a Ps. fluorescens következik (3 mintából), amely viszont ismereteink szerint nem kórokozó. A két-két mintában előforduló fajok közül 4 tartozik a 2. patogenitási csoportba (Acinetobacter baumannii, Ps. diminuta, Ps./Burkholderia cepacia, Ps. pseudomallei), míg 6 nem patogén (Rhodococcus rhodochrous, Comamonas testosteroni, Bacillus mycoides, Ps. vesicularis, Comamonas/Ps. acidovorans, Ps. putida). Eddigi megállapításaimon felül a biodegradációs eljárások szabályainak, gyakorlatának újragondolását, átértékelését sürgető szerzők (Morgan et al., 1999; Foght et al., 1996) véleményét támasztja alá az az adatom is, amely szerint a gravimetriás mérésekben 66 % (kétharmad) feletti, azaz kiváló biológiai lebontást mutató 14 izolátum (100 %) közül 11 (79 %) volt patogén/fakultatív patogén (lásd 2.8. sz. táblázatot).

55

2.7. számú táblázat A környezeti mintából legnagyobb gyakorisággal izolált szénhidrogén bontó mikroszervezetek és 120 órás tenyésztés után gravimetriás gyors módszerrel mért bontási %-uk Sorszám 1.

2.

3.

Az identifikált mikroszervezet és laboratóriumi jelzése Pseudomonas aeruginosa CHI/4 TÖK3/7 TSZ/6 MOF/1 CSA/5 SZL/1 T/5 (TCB) KKL/8 ZALA/1 LB/4 TÖK2/7 MSU/2 TÖK1/5 MSE/8 TAK/2 KÖBAL/4 Xanthomonas (Pseudomonas) maltophilia TÖK1/2 TÖK2/6 TÖK3/1 TSZ/2 CHI/1 ZALA/2 Acinetobacter calcoaceticus NEL/1 TÖK1/1 CSA/4 SZL/6

4.

5.

6.

7.

Chryseomonas luteola MSE/4 CSA/6

Szénhidrogén bontási %

Patogenitási csoport

Izolátumok száma

2

16

2

6

2

4

2

4

1

3

1

2

1

2

72 69 69 66 62 61 59 58 53 51 48 46 42 39 38 32 88 82 79 78 75 52 48 36 28 12 49 36

TÖK1/11 NEL/4 Pseudomonas fluorescens

29 28

T/4 (TCB) CSA/8 KKL/6 Rhodococcus rhodochrous TAK/4 TÖK1/4 Comamonas testosteroni MSU/1 TÖK3/5

54 48 18 58 18 51 39

56

2.7. számú táblázat folytatása Sorszám 8.

9.

10. 11. 12. 13. 14. 15.

Az identifikált mikroszervezet és laboratóriumi jelzése Bacillus mycoides TÖK3/8 SZE (MSE) Pseudomonas vesicularis TÖK2/3 TÖK1/12 Comamonas / Pseudomonas acidovorans TCB/1 TÖK1/17 Acinetobacter baumannii TSZ/4 BF/3 Pseudomonas pseudomallei TÖK1/8 TCB/2 Pseudomonas diminuta TÖK3/2 MSU/5 Pseudomonas / Burkholderia cepacia TSZ/3 TCB/3 Pseudomonas putida NCP/3 (TCB) SZL/3

Szénhidrogén bontási %

Patogenitási csoport 1

Izolátumok száma 2

1

2

1

2

2

2

2

2

2

2

2

2

1

2

35 32 73 21 68 49 65 11 62 56 86 10 62 8 58 16

57

2. 8. számú táblázat

A környezeti mintákból identifikált mikroszervezetek 120 órás tenyésztés után, gravimetriás gyors módszerrel mért szénhidrogén bontó képességének összefoglalása

Sorszá m

Az izolátum laboratóriumi jelzése

1.

TÖK1/2

2.

TÖK3/2

3.

TÖK2/6

4.

TÖK1/16

5.

TÖK3/1

6.

TSZ/2

7.

CHI/1

8. 9. 10. 11. 12. 13. 14. 15.

TÖK2/3 CHI/3 CHI/4 TÖK3/7 TSZ/6 TCB/1 MOF/1 TSZ/4

16.

CHI/2

17. 18. 19. 20. 21. 22. 23. 24. 25. 26. 27. 28. 29. 30. 31. 32. 33.

KÖBAL/5 CSA/5 TÖK1/8 KÖBAL/1 TSZ/3 SZL/1 T/5 (TCB) NCP/5 (TCB) NCP/3 (TCB) KKL/8 TAK/4 LB/6 TCB/2 MSE/1 NEL/5 T/4 (TCB) ZALA/1

34.

ZALA/2

35. 36. 37.

LB/4 CHI/7 MSU/1

Az izolátum identifikálás utáni faji hovatartozása Xanthomonas (Pseudomonas) maltophilia Pseudomonas diminuta Xanthomonas (Pseudomonas) maltophilia Micrococcus nishinomiyaensis Xanthomonas (Pseudomonas) maltophilia Xanthomonas (Pseudomonas) maltophilia Xanthomonas (Pseudomonas) maltophilia Pseudomonas vesicularis Acinetobacter lwoffii Pseudomonas aeruginosa Pseudomonas aeruginosa Pseudomonas aeruginosa Comamonas acidovorans Pseudomonas aeruginosa Acinetobacter baumannii Alcaligenes xylosoxydans subs. xylosoxydans Nocardia rubra (Rhodococcus ruber) Pseudomonas aeruginosa Pseudomonas pseudomallei Flavobacterium odoratum Pseudomonas cepacia Pseudomonas aeruginosa Pseudomonas aeruginosa Pseudomonas oleovorans Pseudomonas putida Pseudomonas aeruginosa Rhodococcus rhodochrous Shewanella putrefaciens Pseudomonas pseudomallei Pseudomonas alcaligenes Rhodococcus erythropolis Pseudomonas fluorescens Pseudomonas aeruginosa Xanthomonas (Pseudomonas) maltophilia Pseudomonas aeruginosa Serratia marcescens Comamonas testosteroni

Patogenitási csoport

Szénhidrogén bontási %

2

88

2

86

2

82

1

81

2

79

2

78

2

75

1 2 2 2 2 1 2 2

73 72 72 69 69 68 66 65

2

64

1 2 2 2 2 2 2 1 1 2 1 1 2 2 1 1 2

63 62 62 62 62 61 59 59 58 58 58 56 56 56 55 54 53

2

52

2 2 1

51 51 51

58

2.8. számú táblázat folytatása

38. 39. 40. 41. 42. 43. 44. 45. 46. 47. 48. 49. 50. 51. 52. 53. 54. 55. 56.

Az izolátum laboratóriumi jelzése TÖK1/17 MSE/4 CSA/8 NEL/1 MSE/6 NCP/6 (TCB) TÖK2/7 MSU/2 CSA/2 MSE/5 TÖK1/5 TÖK3/9 TÖK3/5 T/6 (TCB) MSE/8 TAK/2 TÖK1/1 TÖK1/10 CSA/6

57.

TÖK1/9

58. 59. 60. 61. 62. 63. 64. 65. 66. 67. 68. 69. 70. 71.

TÖK3/8 KÖBAL/4 MOM/1 SZE (MSE) TSZ/7 CSA/3 KKL/3 TÖK1/11 KÖBAL/3 NEL/4 CSA/4 MSU/3 TÖK1/12 KKL/6

72.

TÖK1/4

73. 74. 75. 76. 77. 78. 79. 80. 81. 82.

LB/1 TSZ/8 SZL/3 KKL/5 SZL/6 BF 1/3 KKL/7 MSU/5 TCB/3 KKL/9

Sorszá m

Az izolátum identifikálás utáni faji hovatartozása

Patogenitási csoport

1 Pseudomonas acidovorans 2 Chryseomonas luteola 1 Pseudomonas fluorescens 2 Acinetobacter calcoaceticus 1 Pseudomonas pseudoalcaligenes 1 Bacillus sphaericus 2 Pseudomonas aeruginosa 2 Pseudomonas aeruginosa 1 Sphingomonas paucimobilis 1 Pseudomonas fulva 2 Pseudomonas aeruginosa 1 Pseudomonas chlororaphis 1 Comamonas testosteroni 1 Bacillus brevis 2 Pseudomonas aeruginosa 2 Pseudomonas aeruginosa 2 Acinetobacter calcoaceticus 1 Micrococcus varians (Kucuria varians) 2 Chryseomonas luteola Flavobacterium indologenes 2 (Cryseobacterium indologenes) 1 Bacillus mycoides 2 Pseudomonas aeruginosa 1 Bacillus firmus 1 Bacillus mycoides 2 Moraxella phenylpyruvica 2 Chryseomonas meningosepticum 1 Alcaligenes paradoxus 2 Chryseomonas luteola 2 Acinetobacter johnsonii 2 Chryseomonas luteola 2 Acinetobacter calcoaceticus 2 Ochrobactrum anthropi 1 Pseudomonas vesicularis 1 Pseudomonas fluorescens Nocardia salminocolor (Rhodococcus 1 rhodochrous) 1 Rhodococcus globerulus növénypatogén Pseudomonas solanacearum 1 Pseudomonas putida növénypatogén Agrobacterium radiobacter 2 Acinetobacter calcoaceticus 2 Acinetobacter baumannii 2 Alcaligenes denitrificans 2 Pseudomonas diminuta 3 Burkholderia cepacia 2 Aeromonas hydrophylia

Szénhidrogén bontási % 49 49 48 48 48 48 48 46 42 42 42 41 39 39 39 38 36 36 36 35 35 32 32 32 32 31 31 29 29 28 28 22 21 18 18 17 16 16 12 12 11 11 10 8 6

59

A

környezeti

rezisztenciáját

mintákból

vizsgálva

izolált

megállapítható,

Ps.

aeruginosa

hogy

az

törzsek

ilyen

típusú

antibiotikum méréseknél

összehasonlításként alkalmazott Ps. aeruginosa ATCC 27853 törzshöz képest nem mutatnak jelentős eltérést (lásd 2.5. sz. táblázatot). Antibiotikum érzékenység alapján mégis három fő csoportot lehetett elkülöníteni közöttük. Az első (I.) csoportba azokat soroltam, amelyeknek az antibiotikum érzékenysége megegyezett az összehasonlító törzsével. Ebbe a csoportba tartozott a 16 izolátum (100 %) közül 11 (69%). A második (II.) csoportba azok az izolátumok tartoztak, amelyeknél a CEFOTAXIME (30 µg, CTX 30) antibiotikumra rezisztencia jelet meg. Ebbe a csoportba 3 izolátum (19 %) tartozott és mindegyik a tököli repülőtér egy-egy mintájából származott. A mintavételi helyek (TÖK/1; TÖK/2; TÖK/3) egymástól 1000-1500 m-re helyezkedtek el. A harmadik (III.) csoportba két olyan izolátum (12 %) került, amelyeknél az összehasonlító törzshöz, ill. a II. csoportba tartozókhoz képest a érzékenységet tudtunk kimutatni a NALIDIX savra. Ezek a minták egy Budapest környéki, felhagyott gyógyszergyári hulladékégető sztrippeléssel tisztított és tisztítatlan talajvizéből származtak. A környezeti mintákból izolált 16 Ps. aeruginosa törzs antibiotikum érzékenységét egy klinikai mintából (vizelet) izolált, noszokomiális fertőzésekben jellemzően előforduló multirezisztens Ps. aeruginosa-ével is összehasonlítottam. Ez a törzs 30 antibiotikum közül mindössze háromra mutatott érzékenységet (10%). Az összehasonlításhoz használt ATCC 27853 és a környezeti mintákból származó Ps. aeruginosa törzseknél lényegesen jobb volt a helyzet, mivel az orvosi gyakorlatban elterjedten használt, általam bevizsgált 28 antibiotikum közül 14 antibiotikumra mutattak érzékenységet, vagyis a noszokomiális megbetegedéseket kiváltó Ps. aeruginosa törzsek antibiotikum rezisztenciájától a környezeti mintákból általam izolált törzseké messze elmarad, és a szokásos, természetes mértékűre, típusúra korlátozódik. 2.6. ÖSSZEGZÉS, JAVASLATTÉTEL A biodegradációs eljárások biológiai biztonságának hazai, környezeti hátterének megismerése céljából saját terepi és laboratóriumi vizsgálatokat végeztem. Vizsgálataim során az alábbi feladatokat hajtottam végre: − 15, huzamosabb ideje szénhidrogénekkel szennyezett területről (ezek közül 5 katonai objektum) származó, összesen 19 talaj, talajvíz, szennyvíz és szennyvíz iszap mintából a szénhidrogén bontó / toleráns mikroszervezeteket izoláltam.

60

− A tiszta tenyészetben izolált mikroszervezetek közül szelektív táptalajok felhasználásával és a Mezőgazdasági és Ipari Mikroorganizmusok Nemzeti Gyűjteményének segítségével végzett fajtszintű identifikálás alapján elkülönítettem a feltételezhetően patogén (fakultatív patogén) és a nem patogén mikrobákat. − A faj szinten identifikált mikroszervezetek biodegradációs képességét rázott, szubmerz tenyészetek

segítségével,

gravimetriás

szénhidrogén

visszamérési

gyorsmódszer

alkalmazásával minősítettem. − A környezeti mintákból izolált Ps. aeruginosa törzsek antibiotikum rezisztenciáját összehasonlítottam az autentikus ATCC 27853 és egy klinikai, multirezisztens törzs antibiotikum érzékenységével. Saját terepi és laboratóriumi vizsgálataim alapján az alábbi összegző megállapítások tehetők: − A szénhidrogén szennyezések minősége, koncentrációja, a minták származási helye, típusa és a mintákban mérhető összes sejt szám, a szénhidrogén bontó sejt szám, ill. a Ps. aeruginosa szám között nem tudtam általános érvényű összefüggéseket megállapítani. − A 19 környezeti mintából szelektív, szubmerz dúsítás után tiszta tenyészetben elkülönített

137

szénhidrogén

bontó/toleráns

izolátum

patogenitás

szerinti

megoszlását a 2.1. sz. ábra mutatja. Fontos alapadatként értékelem, hogy a 137 izolátumból 71 szaporodott patogén mikroorganizmusok tenyésztésére alkalmas szelektív tápatalajokon, amelyek közül 16 Ps. aeruginosa-ként került identifikálásra. A szelektív táptalajokon nem szaporodó mikroszervezetek közül további 36 izolátumról pedig a faj szerinti azonosítása során kiderült, hogy patogén/fakultatív patogén.(Közülük kettő növényi kórokozónak bizonyult.) Vagyis 52 izolátum (38%) biztosan patogén (fakultatív patogén), további 55 izolátum (40%) feltételezhetően patogén (fakultatív patogén) volt. Az izolátumoknak csak 22 %-áról (30) lehet biztosan elmondani, hogy a velük való érintkezés nem jelent potenciális veszélyt az emberre, a gerincesekre, ill. a növényekre. Fokozott figyelmet érdemel, hogy a Ps. aeruginosa-t a 19 környezeti mintából (100 %) 16 mintában (84%) kimutattam, ill. az izolátumok több mint 10%-a (16 izolátum) a Ps. aeruginosa-ra jellemző hagyományos, fenotípusos taxonómiai tulajdonságokat mutatta.

61

2.1. számú. ábra SAJÁT KUTATÁSI EREDMÉNYEK A SZÉNHIDROGÉNEKKEL SZENNYEZETT TERÜLETEKEN

15, szénhidrogénekkel huzamosabb ideje szennyezett terület (ebből 5 katonai objektum)

Összesen 137 szénhidrogén bontó aktivitással rendelkező izolátum 71 izolátum szaporodott

A további 66 izolátum fajszintű

patogén mikroorganizmusok

azonosítása

tenyésztésére alkalmas szelektív táptalajokon Ebből 16 Ps. aeruginosa 30 izolátum, amelyekkel az 36 izolátumról

érintkezés a tudományos ismeretek

bebizonyosodott, hogy (fakultatív)

szerint semmilyen rizikót sem jelent az

patogén

emberre és a gerincesekre

(FAKULTATÍV) PATOGÉN

:

NEM PATOGÉN

107 izolátum

:

30 izolátum

4

:

1

~78 %

:

~22 %

Az összes izolátum (137) több, mint 10 %-a (16) Ps. aeruginosa!

62

Az eredmények értékelésekor figyelembe kell venni azt, hogy a jelenlegi, a megelőzést szem előtt tartó jogszabályok [201/2001. (X. 25.) Korm. rendelet, 97/1999. (XI. 18.) FVM-EüM-GM. e. rendelet], amelyek már „EU-konformok” pl. az ivóvízben vagy a palackozott ásványvízben 0/100 ml, ill. 0/250 ml csíraszámban szabják meg a Ps. aeruginosa határértékét, függetlenül attól, hogy ezek virulensek vagy sem. (Virulencia a tényleges megbetegítő képességet jelenti egy adott törzs, izolátum esetében.) A környezetvédelem területén egyre gyakoribb, hogy a közegészségügyi hatóságok (ÁNTSZ) a támogatott spontán biodegradációs eljárások végeredményét nem fogadják el. A legutóbbi esetben – annak ellenére, hogy a szénhidrogén tartalom határérték alá csökkent – nem fogadták el a mentesítést, mivel a kitermelt, prizmába rakott és forgatott talajban a Ps. aeruginosa 92 sejt/g talaj csíraszámát mérték. Ezen a területen az ivóvízbázis közelsége különleges óvatosságra intette a hatósági szakembereket, mivel a kitermelt és „mentesített” talaj a talajvíz-táblával érintkezve eredeti helyére került volna vissza. Ezt a helyzetet a tököli repülőtéren csak a talaj további kb. féléves kezelésével lehet megszüntetni. Ezek az eredmények a bioremediációs eljárások biológiai biztonságának megtartását, növelését célzó intézkedések, szabályok kidolgozását teszik szükségessé. Ennek első lépéseként meg kell fogalmazni, definiálni kell, hogy mit értünk a bioremediációs eljárások biológiai biztonsága alatt. A környezeti mintákból izolált 16 Ps. aeruginosa törzs antibiotikum rezisztenciája jó egyezést mutat az összehasonlításként használatos ATCC 27853 jelzésű törzsével és messze elmarad egy, a nozokomiális fertőzésekből jellemzően kitenyészhető, multirezisztens törzsétől. Míg a klinikai izolátum az orvosi gyakorlatban elterjedten használt 30 antibiotikum közül csak 3-ra volt érzékeny, addig a környezeti izolátumok esetében ez az arány 28:14 volt. JAVASLATOK: 1.

Az áttekintett szakirodalmi adatok és saját kísérleti eredményeim alapján, a remediációs biológiai biztonság fogalmának értelmezésére az alábbi definíciót javaslom: A mikroszervezetek jelenlétéből, használatából, szaporodásából, anyagcseréjéből származó, a környezetet és az emberi egészséget veszélyeztető hatásokkal szembeni védelmet biztosító tevékenységek összessége a remediációs eljárások során.

2.

Azért, hogy a biodegradációs (bioremediációs) eljárások előnyeit minél jobban ki lehessen használni, ill. az esetleges veszélyeit ki lehessen védeni, a remediációs biológiai biztonság definíciójából levezethetően javasolom a kármentesítések 63

műszaki beavatkozási szakaszában alkalmazható technológiák remediációs biztonsági értékelő rendszerének kidolgozását, amelynek alapjait a következő fejezetben kívánom bemutatni. 3.

A műszaki beavatkozási szakasz tervezéséhez a szénhidrogénekkel szennyezett területeken a tényfeltárás során minden esetben javasolom a szennyezett közeg(ek) mikrobiológiai vizsgálatát, a mikroszervezetek anyagcsere típusainak, ill. patogenitási viszonyainak a megismerése céljából.

4.

Fokozott egészségügyi veszélyt jelenthetnek azok a kármentesítési eljárások, amelyek identifikálatlan,

ellenőrizhetetlen,

ismeretlen

tulajdonságú

mikroszervezeteket

használnak fel, pl.: −

A talajoltás nem szelektált, helyben előforduló mikroszervezetekkel (ösztönös talajoltás), amelyet gyakran jellemez a kárhelyről izolált, fermentorokban milliliterenként milliárdos nagyságrendben felszaporított sejt számú, a talajba visszaoltott inokulum vagy az ismeretlen származású, összetételű (pl. külföldi) inokulum. Az ilyen eljárások alkalmazásának teljes megszüntetését javasolom.

−

a támogatott, spontán biodegradáció esetében a kármentesítés szokásos kémiai analitikai nyomonkövetését mikrobiológiai monitroring vizsgálatokkal javasolom kiegészíteni.

5.

A bioremediációs kármentesítési beavatkozások biológiai biztonságának növelése érdekében javasolom olyan szelekciós módszerek kialakítását, amelyek alapjai lehetnek a környezetre veszélytelen, de a kárhelyen is eredményesen működő szénhidrogén

bontó

mikroszervezetekből

készült

oltóanyag

(inokulum)

bioaugmentációs célra való előállításának. Az eljárás egyik lehetséges változatának kidolgozását a következő fő fejezetben mutatom be. 2.7. ÚJ EREDMÉNYEK 1. A kórházi eredetű (noszokomiális) megbetegedésekben kiemelkedő szerepet játszó, a környezetben elterjedten előforduló Ps. aeruginosa baktérium a szénhidrogén vegyületekkel szennyezett területeken az emberi egészségre kockázatos számban és gyakorisággal fordulhat elő. Ezt a megállapítást az alábbi, saját kísérleteimből származó új eredményekre alapozom:

64

− Elvégeztem 15 hazai kárhelyről, köztük öt katonai objektum területéről származó 19, különböző kőolaj származékokkal, szénhidrogén vegyületekkel szennyezett minta mikrobiológiai elemzését. A 12 talaj, a 4 talajvíz, a két olajos iszap, ill. egy olajos szennyvíz mintában meghatároztam az összes élő sejt számot, a szénhidrogén bontó mikroszervezetek és a Ps. aeruginosa fakultatív patogén baktérium számot. A vizsgálatok során öt olyan talajmintát találtam (ezek közül négy katonai objektumból származott), amelyekből pl. ex situ, on site vagy ex situ, off site bioremediációs eljárások alkalmazása közben (talajmozgatásból adódó kiporzás) az ott dolgozók fertőzésre alkalmas csíraszámban lélegezhetik be, ill. nyelethetik le a Ps. aeruginosa baktériumot. A 19 környezeti mintából az MSZ-21470/77-1988 szabvány alapján 16 mintában meghatározható volt a Ps. aeruginosa szám. − A 19 környezeti mintából, szubmerz, egyedüli szénforrásként gázolaj-kőolaj 3:2 arányú keverékét tartalmazó táptalajon való szelektív dúsítás után összesen 137 szénhidrogén bontó / toleráns mikroszervezetet izoláltam tiszta tenyészetben. A 19 környezeti minta (100 %) közül 16-ból (85 %) hagyományos taxonómiai módszerekkel tudtam azonosítani a Ps. aeruginosa baktériumot. Megállapítottam, hogy a 137 izolátumból (100%) a 16 Ps. aeruginosa törzsön (12%) kívül további 55 izolátum (40%) szaporodott hatféle, bizonyos patogén/fakultatív patogén baktériumokra szelektív táptalajokon. A 137 izolátumból fennmaradó 66 mikroszervezet (48%) faj szintű identifikációját elvégeztetve kiderült, hogy közülük további 36 izolátum potenciálisan kórokozó baktérium.Ezek közül kettő növényi kórokozó. Mindent egybevetve a 15 kárhely 19 mintájából izolált 137 szénhidrogén bontó/toleráns törzs (100%) közül 16+55+36= 107 (78%) potenciálisan kórokozó és csak 30 (22 %) a nem patogén mikroszervezet. − A 16 Ps. aeruginosa és a 66 többi, faj szinten identifikált mikroszervezet, azaz összesen 82 baktérium szénhidrogén bontó képességét határoztam meg szénforrásként gázolaj-kőolaj 3:2 arányú keverékét tartalmazó szubmerz tenyészetéből

gravimetriás

gyorsmódszerrel.

A

vizsgálatok

során

megállapítottam, hogy a kiváló (66 %-ot elérő) bontási teljesítményt nyújtó 14 mikroszervezet közül 11 potenciálisan kórokozó és csak 3 nem patogén.

65

A 82 identifikált mikroszervezet közül a leggyakoribb a Ps. aeruginosa volt (16 mintában), ezt követte a Xanthomonas maltophilia (6 mintában), az Acinetobacter calcoaceticus (4 mintában), a Chryseomonas luteola (4 mintában), majd a Ps. fluorescens (3 mintában). A felsorolásból csak ez utóbbi számít nem patogénnek, a többi potenciálisan kórokozó. 2. A környezeti mintákból izolált 16 Ps. aeruginosa törzset 3 fő csoportba lehetett osztani antibiotikum rezisztenciájuk alapján. Az első csoportba tartozó 11 törzs antibiotikum érzékenysége a vizsgált 28 vegyület tekintetében megegyezett az ATCC 27853 összehasonlító törzsével. A második csoportba tartozó 3 törzs az első és a harmadik csoportbeliekhez képest rezisztenciát mutatott a CEFOTAXIME antibiotikummal szemben. A harmadik csoportba tartozó 2 törzs pedig érzékenységet mutatott a NALIDIX savra. A környezeti mintákból izolált Ps. aeruginosa törzsek az orvosi gyakorlatban elterjedten használt 28 antibiotikum közül 14-re mutattak érzékenységet, vagyis messze elmaradtak az összehasonlításul használt, attól a noszokomiális megbetegedést kiváltó multirezisztens törzstől, ami 30 antibiotikum közül mindössze 3-ra volt érzékeny. 3. A biodegradációt alkalmazó kármentesítési eljárások, technológiák biológiai biztonságának hazai környezeti hátterére vonatkozó új eredményeink alapján szükségesnek tartom a remediációs biológiai biztonság iránymutató fogalmának megalkotását és definiálását. Az én értelmezésemben a remediációs biológiai biztonság nem más, mint a mikroszervezetek jelenlétéből, használatából, szaporodásából, anyagcseréjéből származó, a környezetet és az emberi egészséget veszélyeztető hatásokkal szembeni védelmet biztosító tevékenységek összessége a remediációs eljárások során.

66

3. REMEDIÁCIÓS BIZTONSÁGI ÉRTÉKELŐ RENDSZER KIDOLGOZÁSA Ebben a fejezetben megkísérlem bemutatni egy általam elképzelt új fogalomkör, a remediációs biológiai biztonságot értékelő rendszer megalkotásának szükségességét, ezzel segítve az ismert biológiai kármentesítési technológiák (műszaki beavatkozási módszerek) közötti választást/döntést. 3.1. A TUDOMÁNYOS PROBLÉMA MEGFOGALMAZÁSA A 2. fő fejezetben 15, huzamosabb ideje kőolajszármazékokkal szennyezett területen folytatott saját terepi és laboratóriumi kísérletek alapján – a külföldi szakirodalmi adatokat megerősítve – bizonyítottuk, hogy a hazai kárhelyeken is magas részarányban (~80 %) fordulnak elő a szénhidrogén bontásra képes mikroszervezetek között a feltételezhetően patogén (fakultatív patogén) baktériumok, közöttük a Ps. aeruginosa. Erre a tényre alapozva bevezettem és definiáltam a remediációs biológiai biztonság fogalmát. Tettem ezt elsősorban azért, hogy a környezetvédelmi/katonai környezetvédelmi beavatkozásokhoz

a

biológiai

biztonság

oldaláról

egyértelmű

viszonyítási

alapot

szolgáltassak. A remediációs biológiai biztonság szempontjából való értékeléssel kívánom kiegészíteni azokat az ismereteket, amelyek a Magyarországon is használatba vett kármentesítési (műszaki beavatkozási) technológiák környezeti biztonságával kapcsolatosan eddig felhalmozódtak és meghatározzák ezeknek a műveleteknek az alkalmazási feltételeit. Munkámmal annak a felfogásnak a terjedéséhez szeretnék hozzájárulni, amely szerint a kárhelyen nemcsak a geológiai, hidrogeológiai, hidrológiai és kémiai kockázatokat kell számba venni az ember és az ökoszisztéma vonatkozásában, hanem a tényfeltárás és a műszaki beavatkozások során a mikrobiológiai feltételeket, veszélyeket is értékelni és kezelni kell. A kármentesítési technológiákon belül elsősorban azokkal a biológiai módszerekkel foglalkozom, amelyek a talajban élő vagy kívülről bevitt mikroszervezeteket alkalmaznak (bioremediáció) vagy olyan fizikai, kémiai módszerek, amelyek használata befolyásolhatja a tisztítandó közeg mikrobiális életén keresztül az eljárás biológiai vagy kémiai biztonságát.

67

3.2. IRODALMI ÁTTEKINTÉS A kármentesítési technológiák – közöttük a biológiai módszerek – legrészletesebb ismertetését,

felhasználási

lehetőségeik

és

alkalmazási

korlátaik

bemutatását

a

Környezetvédelmi Minisztérium (Németh, 2001) kiadványa tárgyalja magyar nyelven, a szakemberek számára széles körben, az internetes hálózaton hozzáférhető módon (www.kvvm.hu/korny/karmentesites/kiadvanyok/karmkezik4/index.htm). Ez a kiadvány a szennyeződött földtani közeg és a felszín alatti víz kármentesítésének technológiáit ismerteti a nemzetközileg

legteljesebbnek

és

legelterjedtebbnek

tekinthető

„The

remediation

Technolologies Screening Matrix and Reference Guide” c. kézikönyv alapján, ami az U.S.A. Környezetvédelmi Hivatala (U.S.A. EPA = Environmental Protection Agancy) jóvoltából interneten is hozzáférhető (www.frtr.gov), így tartalma bármikor összevethető a KöM kiadványéval. A kézikönyvet a kármentesítési technológiák legfontosabb fejlesztői és használói állították össze: −

USA Honvédelmi Minisztériuma: a szárazföldi haderő, a haditengerészet, a légierő és a műszaki alakulatok szakemberei,

−

az USA Energiaügyi Minisztériuma,

−

az USA Belügyminisztériuma,

−

az USA Környezetvédelmi Hivatala.(U.S. EPA, 1994; U.S. EPA, 1995) Másik fontos forrása a technológiák leírásának az angol „Construction Industry

Research and Information Association” (CIRIA) kiadványa, amely 12 kötetben foglalta össze a szennyezett területek remediációjával kapcsolatos ismereteket egybegyűjtve az Európai Unió, kiemelten Nagy-Britannia, Dánia, Németország, Hollandia, és az USA, Kanada, Ausztrália valamint Új-Zéland tapasztalatait. A remediációs módszerek osztályozását a 4. kötet tartalmazza (CIRIA, Special Publications, 1995). A harmadik fontos szakmai összefoglaló publikáció a környezetvédelmi tárca megbízásából, a Környezetgazdálkodási Intézet Kármentesítési Programirodája által a kármentesítési technológiák minősítési rendszerének műszaki és jogi koncepciójának kidolgozásához készített témajelentése (KGI, 1997). A kiadvány a fontosabb technológiai típusokat, alkalmazhatóságuknak és szabályozási rendszereiknek az áttekintését az Egyesült Királyság, az USA, Hollandia és Németország gyakorlatának elemzésével tárgyalja. A felsorolt részletező forrásmunkák alapján a földtani közeg és a felszín alatti víz szénhidrogén

68

vegyületektől való megtisztítására használt technológiák legfontosabb szabályait és alkalmazási korlátait a következőkben gyűjtöttem össze. 3.2.1. FÖLDTANI KÖZEG TISZTÍTÁSÁRA ALKALMAS IN SITU BIOLÓGIAI ELJÁRÁSOK 3.2.1.1. Bioventilláció A bioventillációs eljárással alacsony áramlási sebességgel, csak annyi oxigént juttatnak

a

talajba,

amennyi

a

mikroorganizmusok

aktivitásának

serkentéséhez,

támogatásához szükséges. Az összefoglalókból megismerhető alkalmazási korlátok: − A magas talajvízállás (1-2 m), telített talajlencsék és a kis áteresztőképességű közeg; − szélsőségesen alacsony nedvességtartalom; − a talajfelszínen eltávozó gázok megfigyelésének szükségessége; − bizonyos klórozott komponensek aerob biodegradációja csak kometabolitok jelenlétében sikeres; − az alacsony hőmérséklet csökkentheti a remediáció sebességét. 3.2.1.2. Intenzifikált bioremediáció A szerves szennyezők mikrobák általi eltávolításához vizes oldatot cirkuláltatnak a szennyezett közegen keresztül. A vizes oldatban lévő tápanyag, oxigén a talajban élő mikrobák aktivitását növeli, ezáltal a szennyezőanyag lebontási folyamat felgyorsul. Az eljárás során felhasznált mikrobák vagy természetesen jelen vannak a talajban, vagy a szennyezett talajt beoltják. A mikrobák a folyamat során a talajban és/vagy a talajvízben található szerves szennyezőket lebontják (metabolizálják), mely során egészségre veszélytelen végtermék keletkezik. Aerob feltételek mellett a szerves szennyező CO2-ra és vízre bomlik le. Az összefoglalókból megismerhető alkalmazási korlátok: − a vizes oldat cirkuláltatása következtében a szennyezők mobilitása növekedhet, amely a mélyebb rétegek vizének tisztítását is szükségessé teheti; − számítani lehet a beszivárogtató kutak mikrobák általi eltömődésére; − nem alkalmazható agyag, erősen rétegzett vagy heterogén közeg esetén az oxigén átvitel korlátozása miatt; − nagy koncentrációjú nehézfémek, szénhidrogének, vagy szervetlen sók mérgezőek lehetnek a mikroorganizmusok számára;

69

− a lebontás sebessége a hőmérséklet csökkenésével fordítottan arányos; − a talaj szerkezete és összetétele megakadályozhatja a szennyezőanyag és a mikroorganizmusok érintkezését. Anaerob körülmények között a szerves szennyezők végső soron metánra, korlátozott mennyiségű CO2-ra és nyomokban hidrogén gázra bomlanak. Előfordulhat, hogy olyan átmeneti-, vagy végtermék keletkezik a folyamat során, amely a kiinduló szennyezésnél is veszélyesebb (pl. triklór-etilén anaerob úton vinil-kloriddá alakul). A folyamat megfigyelése ilyen esetben elengedhetetlen, mert egyszerű beavatkozással - oxigén bevitelével - a veszélyes anyagok aerob úton lebonthatók. 3.2.1.3. Talajműveléses kezelés Felszíni szennyezések esetén a biológiai lebontás elősegítése érdekében a szennyezett felszínt felszántják, ezáltal a szennyezők aerob lebontásához szükséges oxigén bevitelével a lebontási folyamat sebességét gyorsítják. A szántás (forgatás) periodikus ismétlésével, ill. segédanyagok alkalmazásával a hatásfok növelhető. A lebontás feltételeinek szabályozásával még kedvezőbb hatásfok érhető el. Általában az alábbi paraméterek beállítására kerül sor: - nedvességtartalom (öntözéssel); - semleges pH beállítás mész adagolással; - egyéb adalékok talajhoz keverése (tápanyag, stb.); - levegőztetés (ütemezett szántás, fellazítás). Az összefoglalókból megismerhető alkalmazási korlátok: − Nagy a terület igénye; − a biológiai lebontás feltételeinek szabályozása nehézkes, a természetes folyamatok (csapadék, hőmérséklet) a lebontási folyamatot erősen befolyásolják, elnyújthatják; − a légszennyezés elkerülése érdekében az illékony komponensek előzetes kezelése szükséges lehet; − elsősorban szántás idején a porzás elleni védelemről gondoskodni kell; − fém ionok toxikusak lehetnek a mikrobák számára és a szennyezett talajból a mélyebb rétegekbe mosódhatnak; − a kezelhető réteg maximális vastagságát a szántási mélység határozza meg (kb. 50 cm) − környezeti adottságok (terepesés, erózió) akadályozhatják a módszer alkalmazását.

70

3.2.1.4. Természetes csökkenés talajban Természetes folyamatok mint pl. a hígulás, kipárolgás, biológiai lebomlás, adszorpció, és kémiai reakciók következtében a szennyezés bizonyos mértékű természetes csökkenése játszódik le. A felszín közeli és mélyebb rétegek a természetes csökkenés szempontjából eltérő tulajdonságokkal bírnak. A mélyebb rétegekben a mobil szennyezés a talajgázba vagy folyadék fázisba diffundál ezzel jó feltételeket biztosít a szennyezők természetes csökkenéséhez. A legtöbb nagy molekulasúlyú szerves szennyező immobilizálódik. A szerves szennyezők lebomlása gyakran nagyon nehézkes, de expozíciós utak nélkül ezek a szennyezők kockázatot nem jelentenek. A megfigyelés azonban fontos, mert váratlan események, vagy folyamatok (pl. friss oldószer bejutása, kémiai átalakulás stb.) a szennyezés immobilizációjához vezethetnek. A természetes lebomlás mint mentesítési technológia nem azonos a nem beavatkozással. Az összefoglalókból megismerhető alkalmazási korlátok: − A terület részletes feltárása és hosszú távú megfigyelése drágább lehet, mint egyéb "aktív" mentesítési technológia; − egyes transzformált bomlásközi szennyezők toxikusabbak lehetnek, mint az eredeti anyag; − hasadékos közegben (karsztos területek) a szennyezés terjedése kiszámíthatatlan, helyben tartása nehézkes; − a felszín alatti vizek szennyezése miatt a vízkészlet használatáról le kell mondani; −

nem víz fázisú folyadékok vagy szabad fázisban lévő szennyezők eltávolítása a természetes lebomlás előtt szükséges lehet;

− hatósági és a közvélemény általi elfogadása általában nagy nehézségekbe ütközik. 3.2.1.5. Fitoremediációs eljárások közül a gyökérzónában (rizoszférában) zajló biodegradáció A lebontás a növények gyökereinek közvetlen közelében zajlik le. A gyökerek környezetében jelenlévő/kibocsátott tápanyagok elősegítik a mikroorganizmusok aktivitását és a gyökérzet porózusabb, oxigenáltabb közeget biztosít. Az összefoglalóból megismerhető alkalmazási korlátok: − A mentesített közeg mélységét a növényzet gyökérzóna mélysége határozza meg (általában csak sekély mélység esetén alkalmazható); − nehézfémek magas koncentrációja toxikus lehet a növényekre nézve; 71

− szezonális lehet helytől és növénytől függően; − nem hatásos erősen vagy gyengén kötött szennyezőkre (pl. poliklórozott bifenilek); − az átalakulás során keletkező anyagok (végtermék) toxicitása vagy biológiai alkalmazhatósága nem mindig ismert; − a végtermék mobilizálódhat, bekerülhet a felszín alatti vizekbe, felhalmozódhat az állatok szervezetében. 3.2.2. A FÖLDTANI KÖZEG TISZTÍTÁSÁRA ALKALMAS EX SITU BIOLÓGIAI ELJÁRÁSOK 3.2.2.1. Bioágyas remediáció Az adalék anyagokkal összekevert szennyezett talajt a talajfelszínen szétterítik. A terület megfelelően előkészített, csurgalékvíz-gyűjtő rendszerrel és valamilyen levegőztetési lehetőséggel rendelkezik. A biológiai lebontás fokozható tápanyag, nedvesség tartalom, oxigén, megfelelő hőmérséklet és pH beállításával. A szennyezett talaj általában vízzáró felületre kerül (alsó szigetelés), hogy a szennyezés szivárgását a mélyebb rétegek felé megakadályozzák. A csurgalékvizet vagy közvetlenül vagy bioreaktorokban történő kezelés után visszaforgatják, visszaöntözik a bioágyakra. A levegőztetést általában a szennyezett réteg alatt elhelyezett levegőztető rendszer biztosítja. A szennyezett depónia magassága elérheti a 6 m-t is, de nem ajánlatos 2-3 m-nél magasabb depóniák kialakítása. A depónia lefedésére (felső szigetelés) is sor kerülhet a kipárolgás, a csapadék, és a napsugárzás elleni védelem miatt. Az összefoglalókból megismerhető alkalmazási korlátok: − A szennyezett talaj kitermelése szükséges; − Az illékony komponensek ellenőrzés nélkül kerülhetnek a légtérbe, − kísérletekkel kell megállapítani az adott szennyezés biológiai lebonthatóságát, az oxigén és tápanyagbevitel mértékét; − halogénezett komponensek esetében a kezelés hatásfoka megkérdőjelezhető; − a statikus kezelés kevésbé egyenletes tisztításhoz vezet (a rendszeres forgatáshoz viszonyítva). 3.2.2.2. Komposztálás A szennyezett talajt térfogatnövelő és szerves anyagokkal (mint pl. fakéreg, szén, szerves trágya és egyéb zöld hulladékok) keverik. Megfelelő javító adalékok kiválasztásával

72

olyan porozitás, szén- és nitrogén tartalom állítható be, amely elősegíti a hőtermeléssel járó mikrobiológia lebontást. Ellenőrzött biológia lebontás, amely során a szerves szennyezők (pl. poliaromás szénhidrogének) mikroorganizmusok által veszélytelen alkotókra bomlanak (alakulnak át). A megfelelő komposztálás érdekében kb. 50-65 oC biztosítása szükséges. A viszonylag magas hőmérsékletet a szerves anyagok lebontása során termelt hő biztosítja. Legtöbb esetben a természetesen jelenlévő mikroorganizmus-állomány elegendő (nem szükséges beoltás). Kedvező hatásfok érhető el oxigénbevitellel, megfelelő öntözéssel, a nedvességtartalom és a hőmérséklet szabályozásával. Az összefoglalókból megismerhető alkalmazási korlátok: − Jelentős a területigény; − a szennyezett talaj kitermelése szükséges, amely során az illékony komponensek ellenőrzés nélkül kerülhetnek a légtérbe; − a keletkező komposzt térfogata a segédanyagok bevitele miatt jelentősen megnövekszik; − magas nehézfém koncentráció a mikroorganizmusok számára toxikus is lehet. 3.2.2.3. Agrotechnikai talajkezelés A szennyezett talajt szigetelt “ágyakra” helyezik, levegőztetés céljából időszakosan forgatják vagy szántják. A szennyezett közeg jellemzőit gyakran ellenőrzik, ill. beállítják. Általában az alábbi jellemzők beállítására kerül sor: - nedvességtartalom (öntözés); - levegőztetés (szántás meghatározott gyakorisággal); - pH beállítás (mészkőzúzalék v. mésziszap adagolása); - egyéb adalékok alkalmazása (tápanyag, lazító adalékok). A depóniákban a szennyezett talaj vastagsága 0,45 m. A megfelelő tisztítás elérését követően a tisztított talajt a depóniából részben vagy egészben elszállítják. Előnyös lehet csak a felső rész eltávolítása, majd a depónia alsó tisztított rétegeit újból összekeverik szennyezett talajjal, így a tisztított talajban bentmaradó aktív baktériumtenyészet gyorsabb lebontást eredményez, mintegy beoltva az új depóniát. Az összefoglalóból megismerhető alkalmazási korlátok: − Nagy a terület igénye; − nehéz a folyamat szabályozása, (hőmérséklet, eső stb.) és ez megnövelheti a szükséges kezelési időt; 73

− illékony szennyezés miatti előkezelésre lehet szükség; − por elleni védekezés fontos, elsősorban a forgatások során; − csurgalékvíz elvezető rendszer kiépítése és ellenőrzése szükséges; − a tervezésnél messzemenően figyelembe kell venni a helyszíni adottságokat (erózió, rétegződés, áteresztőképesség stb.). 3.2.2.4. Iszapfázisú biológiai kezelés A szennyezett talajt bioreaktorban vízzel, és egyéb adalékokkal keverve vizes zagyot készítenek, folyamatosan keverik, hogy a szilárd részeket lebegve tartsák, másrészt, hogy a baktériumokkal a minél intenzívebb kapcsolat legyen. Megfelelő tisztítás elérése után az iszapot víztelenítik, és a kezelt talajt deponálják. Első lépésben a szennyezett talajból fizikailag eltávolítják a köveket és a kőzúzalékot. Lehetséges a szennyezett talaj előzetes vizes átmosása, amely során a tiszta homok frakció már lerakásra kerülhet és csak a szennyezést felhalmozó finom szemcséjű anyag és a mosóvíz kerül biológiai tisztításra. Az iszap szárazanyag tartalma jellemzően 10 és 30 m/m% közötti. A technológia gyakorlatilag azonos az eleveniszapos biológiai szennyvíztisztítással. Az összefoglalókból megismerhető alkalmazási korlátok: − A szennyezett talaj kitermelése szükséges (kivéve, ha medencét kezelnek); − az iszap kezelés utáni víztelenítése drága lehet, a talajszerkezet megsemmisül; − az előzetes rostálás (kövek, kavicsok kiszedése), inhomogén talajok kezelése drága, a szabad fázisú szennyezést először el kell távolítani ; − gondoskodni kell a mosóvíz kezeléséről, elhelyezéséről. 3.2.3. TALAJVÍZ ÉS CSURGALÉKVÍZ TISZTÍTÁSÁRA ALKALMAS IN SITU BIOLÓGIAI MÓDSZEREK 3.2.3.1. Kometabolitikus lebontás A szennyezett talajvízbe metán, toluol hígított oldatát és oxigént injektálnak, amely elősegíti a szerves szennyezők lebontását. Metán vagy metanol hozzáadása elősegíti a lebontás aktivitását, amely fontos a klórozott alifás szénhidrogének ko-metabolitikus lebontásában (vinil-klorid, triklór-etilén, stb.) Bár a propán, bután, toluol nem metanotrófok mégis alkalmasak a kometabolitikus folyamatok elősegítésére (pl tetra-, és triklór-etilén lebontása). Az összefoglalókból megismerhető alkalmazási korlátok:

74

− Viszonylag új technológia, jelenleg is fejlesztés alatt áll; − heterogén közegben nagyon nehéz a metán egyenletes bejuttatása a szennyezett talajvíztérbe; − a metán fokozottan robbanásveszélyes volta miatt szigorú tűzvédelmi előírások betartása szükséges; − a kitermelt talajvizet újrainjektálás vagy befogadóba vezetés előtt felszínen kezelni kell (sztrippelés, aktív szén szűrés); − a magas réztartalom befolyásolja a metanotróf kometabolitikus folyamatot; bizonyos kometabolitok pl. toluol, metanol adagolásának hatósági és a közvélemény általi elfogadtatása szinte lehetetlen feladat. 3.2.3.2. Intenzifikált bioremediáció A szerves szennyezők biológiai lebontása talajvízben, felszíni vizekben vagy csurgalék-vizekben az elektron akceptorok és a tápanyagok koncentrációjának növelésével fokozható. Az aerob biológia lebontás fő elektron akceptora az oxigén. A nitrát alternatív elektron akceptor anaerob körülmények között. A talajban természetesen jelenlévő, vagy oda mesterségesen bevitt (beoltott) mikroorganizmusok lebontják a számukra tápanyagul szolgáló szerves szennyezőket. Az összefoglalókból megismerhető alkalmazási korlátok: − Heterogén közegben nagyon nehéz az oxigén/nitrát, vagy hidrogén-peroxid egyenletes bevitele, ezért a bioremediáció sebessége is helytől függő lesz; − a hidrogén-peroxid kezelése elővigyázatosságot igényel; − 100-200 mg/l feletti H2O2 tartalom (talajvízben) gátolja a mikroorganizmusok működését; − mikrobiális enzimek és a magas vastartalom nagyon gyorsan lecsökkentik a H2O2tartalmat, ezáltal lecsökkentik a hatásterületet; − számos helyen a nitrát talajvízbe (felszín alatti vizekbe) juttatása nem engedélyezett; − a kitermelt talajvíz kezelése visszajuttatás, vagy befogadóba vezetés előtt szükséges lehet; − a besajtolás túlnyomása miatt a gázok/gőzök épületek pincéibe, alapfalaiba juthatnak.

75

3.2.3.3. Természetes szennyezéscsökkenés Természetes folyamatok, mint pl. a hígulás, kipárolgás, biológiai lebomlás, adszorpció, és kémiai reakciók következtében a szennyezés bizonyos mértékű természetes lebomlása játszódik le. E mentesítési módszer alkalmazásakor a terület alapos feltárása és a szennyeződés lebomlási folyamatának alapos modellezése szükséges. A modellezés segítségével előre jelezhetõ, hogy milyen mértékű lebomlásra lehet számítani a hely és az idő függvényében (különösen ott, ahol a szennyezés még mindig terjed és migrál). A lebomlási folyamat ellenőrzése érdekében megfigyelő rendszer telepítése és működtetése szükséges. Ezáltal ellenőrizhető, hogy a lebontás az előre jelzett sebességgel zajlik-e. A természetes lebontás választása nem egyenlő a nem beavatkozás alternatívával, bár sokszor így értelmezik. Az összefoglalókból megismerhető alkalmazási korlátok: − A modellezéshez nagyon sok adatot kell begyűjteni; − átmeneti állapotokban keletkező közbenső termékek mérgezőbbek és mobilisabbak lehetnek, mint kiindulási állapotban; − közvetlen kockázat fennállása esetén nem választható; − a szennyezőanyag lebomlás előtt elmozdulhat; − a terület a szennyezés megfelelő mértékű csökkenése előtt csak korlátozással (vagy egyáltalán nem) használható; − szabad fázisban levő anyagok eltávolítása szükséges lehet; − néhány szervetlen anyag immobilizálható, de lebontásuk nem következik be (pl. Hg); − hosszú távú megfigyelés szükséges; − a mentesítés az egyéb aktív mentesítési technológiákhoz képest hosszú ideig tart; − a hidrológiai és geokémiai feltételek változása a lebontás folyamatának változásához vezethet, egyes szennyezők újra mobilizálódhatnak, és kedvezőtlenül befolyásolhatják a mentesítést; − a technológia elfogadtatása a nyilvánossággal és a hatóságokkal nagy erőfeszítést követel. 3.2.3.4. Fitoremediációs eljárások közül a gyökérzónában zajló biodegradáció A lebontás a növények gyökereinek közvetlen közelében zajlik le. A gyökerek fellazítják a talajt, kihalnak, természetes járatokat képezve, melyek a víz és levegő

76

továbbítására kiválóan alkalmasak. Ez a folyamat elősegíti a víz felvételét a mélyebb rétegekből, nedvesítve a felszín közeli közeget, szárítva a mélyebb rétegeket. Az összefoglalókból megismerhető alkalmazási korlátok megegyeznek a 3.2.1.5. pont alatt felsoroltakkal. 3.2.4. A TALAJVÍZ ÉS CSURGALÉKVÍZ TISZTÍTÁSÁRA ALKALMAS EX SITU MÓDSZEREK 3.2.4.1. Bioreaktorok alkalmazása A kitermelt talajvíz mikroorganizmusokkal kerül kölcsönhatásba, a szennyezések lebontása érdekében. A mikroorganizmusokkal való kölcsönhatás alapján két rendszer ismeretes: a szuszpendált és a közvetítő rendszer. Szuszpendált rendszerekben (eleveniszapos tisztítás, fluidizációs ágyak, sorba kapcsolt reaktorok) a szennyezett talajvíz levegőztetett medencében kerül kölcsönhatásba a mikroorganizmusokkal. A szerves szennyezők aerob lebontása közben CO2, víz és új baktériumtömeg keletkezik. A derítőben kicsapódó iszap újra felhasználható, vagy lerakóra helyezhető. Közvetítő rendszerekben az aktív baktériumtömeg valamilyen hordozóközegen telepedik meg, amellyel a szennyezett vizet kölcsönhatásba hozzák (forgótányéros, csepegtetőtestes berendezés stb.). A lebontás aerob. Ígéretesnek tűnik ún. aktív kisegítő anyagok (mint pl. aktív szén) alkalmazása, melyek a szennyezést adszorbeálják, majd később fokozatosan lehetővé teszik a szennyezések mikroorganizmusok általi lebontását. A szennyezőanyag-specifikus mikroorganizmusok vagy már megvannak a szennyezett közegben, vagy beoltással kerülnek a rendszerbe. Az összefoglalókból megismerhető alkalmazási korlátok: − A szennyezések jelentős hígítása a megfelelő baktériumtömeg kiépülését nem teszi lehetővé,

ezért

tápanyag

adagolás

is

szükséges

(elsősorban

szuszpendált

rendszereknél); − nagyon magas szennyezés koncentrációk toxikusak lehetnek a baktériumok számára; − eleveniszapos rendszernél az illékony komponensek kipárolgásának ellenőrzése szükséges; − alacsony hőmérsékleten a lebontás sebessége jelentősen csökken, a fűtött rendszer megnöveli a költségeket; − a maradék iszap kezelése szükséges;

77

− a bioreaktorban feldúsuló, nem hasznos mikroorganizmusok a hatékonyságot csökkentik. 3.2.5. BIOLÓGIAI SZŰRÉS A gáz fázisú szerves szennyező komponenseket szűrőágyon hajtják keresztül. A szennyezők a szűrő anyagához kötődnek (adszorpció), ahol a szennyezők biológiai lebontása következik be. Speciális baktériumkultúra és kedvező körülmények biztosításával a szennyezőanyag fajtájához optimalizálható a rendszer. A bioszűrésnek számos előnye van a hagyományos aktívszenes adszorpcióval szemben. A bioszűrő adszorpciós kapacitása nem merül ki (időben állandó), regenerálásra nincs szükség. Ezek következtében a beruházási és üzemeltetési költség kedvező. További előny, hogy a szennyezők nemcsak adszorbeálódnak, hanem le is bomlanak. Az összefoglalókból megismerhető alkalmazási korlátok: − A beáramló légmennyiséget (gáz) a bioszűrő mérete határozza meg; − alacsony hőmérsékleten a lebontás csökken vagy megáll; − biológiailag nem lebontható (nehezen lebontható) komponensek nem alakulnak veszélytelen végtermékké; − megtelepülő gombák nehézséget okozhatnak. Az összefoglalók közül a KGI kiadványa arra is kitér, hogy a biológiai kezelési technológiák során a kémiai anyagok, reagensek károsak lehetnek az emberre és a környezetre, ezért használatukkor elővigyázatosnak kell lenni (KGI, 1997). A technológiák alkalmazási rendszerének összefoglaló leírásai, útmutatói egyáltalán nem foglalkoznak az oltóanyag előállítás, használat szabályaival, korlátaival, veszélyeivel. Ezért a 2. fő fejezetben ismertetett kísérleti eredményekre alapozva, ebben a fejezetben bemutatok egy általam kidolgozott laboratóriumi eljárást is, amellyel olyan szénhidrogén bontó mikorszervezeteket vehetünk alkalmazásba, amelyek eredményesen használhatóak talajoltásra és kielégítik a remediációs biológiai biztonság alapvető követelményeit.

78

3.3.

SAJÁT VIZSGÁLATAIM A KUTATÁSI MÓDSZEREK ALKALMAZÁSÁVAL

3.3.1. A BIOLÓGIAI KÁRMENTESÍTÉSI TECHNOLÓGIÁK KÖZÖTTI VÁLASZTÁST SEGÍTŐ BIOREMEDIÁCIÓS BIZTONSÁGI ÉRTÉKELŐ RENDSZER KIDOLGOZÁSÁNAK MÓDSZEREI A kármentesítési technológiákat bemutató rendszerekből a biológiai módszereket ismertetőket összehasonlító kritikai elemzésének vetettem alá. Úgy találtam, hogy célszerű megkeresni az eljárások azonosságait, analógiáit, majd elvégezve ezek szintézisét a kármentesítési eljárásokat olyan csoportokba összevonni, amelyeket a biológiai biztonság oldaláról könnyebb együttesen jellemezni, a közös ismertető jegyeket és alkalmazási korlátokat bemutatni. Ezzel a módszerrel összeállítottam a biológiai kármentesítési technológiák közötti választást segítő biztonsági értékelő rendszert. 3.3.2. A TALAJOLTÁSRA (BIOAUGMENTÁCIÓ) EREDMÉNYESEN HASZNÁLHATÓ MIKROSZERVEZETEK REMEDIÁCIÓS BIOLÓGIAI BIZTONSÁGI SZEMPONTÚ KIVÁLOGATÁSA A

remediációs

biológiai

biztonság

szempontjából

a

bioaugmentáció

során

felhasználható mikroszervezetekkel szemben alapvető követlemény, hogy ne legyenek patogének/fakultatív patogének. A gyakorlati alkalmazhatóság szempontjából ehhez a követelményhez társul, hogy a szennyezett közeg beoltására, inokulációjára kiválasztott mikroszervezeteknek ismerjük a szénhidrogén bontási spektrumát. Ez azért fontos, mert csak így érhető el, hogy olyan mikroszervezetekből állítsuk össze az inokulumot, amelyek bontási spektruma lefedi a szennyezés összetételét. A bioremediációs eljárások biológiai biztonságának növelése céljából ezért kidolgoztam egy olyan összetett mikrobiológiai-kémiai eljárást, amellyel patogén/fakultatív patogén mikroszervezetektől mentes, ismert bontási spektrumú mikroszervezetekből álló inokulumot/ oltóanyagot lehet összeállítani bioaugmentációs felhasználásra. 3.3.2.1.

Nem patogén/fakultatív patogén szénhidrogén bontó mikroszervezetek kiválogatása

A nem patogén/fakultatív patogén szénhidrogén bontó mikroszervezetek kiválogatását a 2. fő fejezet 2.3.1.3.D., E. és 2.3.2.1. pontjában leírt módszerek alapján az alábbi lépésekben végeztem:

79

− Huzamosabb ideje kőolajszármazékokkal szennyezett területekről gyűjtött környezeti mintákból szelektív dúsítással, tiszta tenyészetben izoláltam a jellemző szénhidrogén bontó/toleráns mikroszervezeteket. − A tiszta tenyészetben izolált mikroszervezetek közül a potenciálisan kórokozó baktériumok egy részét patogén/fakultatív patogén mikroszervezetekre szelektív táptalajokon való szaporodás, másik részét pedig faj szintű identifikálás alapján elkülönítettem a közegészségügyi szempontból aggályt nem keltőktől. − A kórokozóknak nem minősülő mikroszervezetek közül a legjobban bontókat szubmerz

tenyésztés alkalmazásával,

gravimetriás

szénhidrogén

meghatározó

gyorsmódszer segítségével válogattam ki. 3.3.2.2.

Mikroszervezetek egyéni szénhidrogén bontási spektrumának felvétele

Az egyéni szénhidrogén bontási spektrum gázkromatográfiás felvételét a 2. fő fejezetben, a gravimetriás szénhidrogén meghatározási gyors módszerrel mérve (lásd 2.3.2.1. és 2.3.2.2. pontokat), a gázolaj- kőolaj 3:2 arányú keverékén a legjobb biodegradációt mutató hat nem patogén mikroszervezettel végeztem el: − Micrococcus nishinomiyaensis (TÖK 1/16), bontási % = 81 − Ps. vesicularis (TÖK 2/3), bontási % = 73 − Comamonas acidovorans (TCB/1), bontási % = 68 − Nocardia rubra (Rhodococcus ruber), KÖBAL/5, bontási % = 63 − Rhodococcus rhodochrous (TAK/4) bontási % = 58 − Rhodococcus erythropolis (NEL/5), bontási % = 55 A gázkromatográfiás mérésekhez a felsorolt mikroszervezetek 24 órás ferde agar tenyészetéből készült szuszpenzió 1 ml-ével beoltottam 250 ml-es Erlenmeyer lombikban lévő 50 ml TGE-5 táptalajt és 72 órán keresztül 28 oC± 2 oC-on rázógépen 200/perc fordulaton inkubáltam. Az így kapott rázott tenyészet 5-5 ml-ével beoltottam 300 ml-es Erlenmeyer lombikban 2 v/v% gázolaj és paraffinmentesített hidrogénezett középolaj 3:2 arányú keverékét tartalmazó 100 ml OIR III. táptalajt. 120 órás tenyésztés után kloroformos extrakcióval kivontam majd átdesztilláltam a szénhidrogéneket. ( A módszer részletes leírását ld.a 2.3.2.2. pont alatt.) A bontási maradékokat csiszolatos bemérő edényekben a folyadék, ill. gázkromatográfiás vizsgálatok elvégzéséig tároltam.

80

Az extraktumok összetételének gázkromatográfiás elemzését a 3.1. ábrán bemutatott vizsgálati séma alapján 6-6 ismétlésben végeztem (Buday et al., 1987; Szoboszlay et al., 1995; Dallmann et al., 1998). 3.3.2.3.

Valós környezeti mintán végzett laboratóriumi próbabontási talajmodell kísérletek

Az ismert egyéni szénhidrogén bontási spektrummal rendelkező mikroszervezetekkel, OxiTop készülék rendszerben, a légzési aktivitás (CO2 képződés) mérése alapján, a DIN EN 29408/ISO 9408/OECD 301 F szabványoknak megfelelő biológiai lebonthatósági vizsgálatokat végeztem (WTW, 1999). A biodegradációs kísérletek során az 1 liter térfogatú mérőedényekbe 200 g, nedvesség és szennyezőanyag tartalomra homogenizált, szénhidrogén vegyületekkel kontaminálódott talajt helyeztem el, amelyet a kontrollhoz képest, N,P,K forrással és/vagy oltóanyaggal egészítettem ki. A mérőedények belső terébe, a talaj fölé NaOH-oldatot tartalmazó adszorber edényt helyeztem. A mérőedényt légmentesen lezártam és a speciális OxiTop mérőfejjel láttam el. A mérőedényeket 20 oC ± 1 oC-ra beállított termosztátban 30 napon keresztül inkubáltam, de a mérési eredményeket az OECD teszteknek megfelelően 28 nap eltelte után értékeltem. A mérési időszak alatt a szénhidrogén vegyületek lebontása során keletkező CO2 a mérőedény gázteréből a NaOH-ban elnyelődik, megkötődik, az így kialakult vákuum nagysága a biológiai lebonthatóság mérőszáma lesz. A mérési időszak alatt a gáztérben az atmoszférikus levegő pótlásáról gondoskodni kell, amit a készülék jelez. Az azonos időközökben végzett oxigénpótlásokat („levegőztetést”) követően a készülék mérő egysége nem választja el egymástól az egyes mérési szakaszokat, hanem folyamtosan a halmozott nyomáscsökkenést mutatja. A vákuumot az OxiTop fejbe épített piezoelektromos nyomásérzékelő méri és rögzíti.A mérési gyakoriságot a készülék automatikusan állítja be, egy mérési szakaszban általában 360 mérést végez. A mérési eredményeket infravörös interfész egység juttatja el az adatok lekérdezésére és megjelenítésére szolgáló kézi kontroller egységhez. A kontrollerről emberi beavatkozás nélkül számítógépbe tölthetők a mérési adatok. A rendszer reprodukálható, összehasonlítható és archiválható módon képes a biológiai aktivitás rögzítésére, jellemzésére. A mérőedényt, az OxiTop mérőfejet, a kontrollert és a termosztátot a 3.1. és a 3.2. sz. fényképen mutatom be. Az OxiTop rendszerben 3-3 ismétlésben az alábbiakban ismertetett talajszennyezés lebontási kísérletet végeztem el. Az oltáshoz felhasznált anyagok mennyiségét a 3.1.sz. táblázatban foglaltam össze.

81

3.1. számú ábra A biológiai szénhidrogénbontás maradékainak analitikai vizsgálati sémája EXTRAKTUM (Bontási maradék)

A bepárolt extraktról IR spektrum alapján

Folyadékkromatográfia: a

gyors tájékozódást végzünk, ehhez jól

bepárolt extraktból 200 mg

használható a DIN 38409 (H 18) szabvány.

bemérése aktivált, tágpórusú

A különböző csoport rezgések arányából

szilikagéllel töltött oszlopra.

előre megbecsülhetjük a szennyezés minőségét és észlelhetjük a biológiai bontás termékeit, a zsírsavakat.

1.frakció:

2.frakció:

3.frakció:

hexánnal eluálva.

kloroformmal eluálva

acetonnal eluálva.

Olajkomponenseket

Zsírsavak és többgyűrűs

Nem olaj komponensek;

tartalmaz, kíméletes (40

aromások; bepárlás,

bepárlás, súlymérés,

súlymérés hozamadat

hozamadat

o

C alatti bepárlás,

súlymérés, hozamadat

4.frakció: Műszeres vizsgálatok: IR-kvalitatív, gázkromatográfia (GC), molekulatömeg-eloszlás (MS). A gázkromatográfiás vizsgálatokat az EPA 8270 és EPA 625 számú módszerleírásainak, ill. a 10/2000 (VI.2.) KöM-EüM-FVM-KHVM e.r. figyelembe vételével, akkreditált laboratórium végezte.

kromatográfiás veszteség. (NaOH-ban nem oldódik)

82

3.1.számú táblázat Az OxiTop talajrespirációs rendszerben vézett szénhidrogén bontási kísérletekben alkalmazott kezelések

Természetes állapotú, de homogenizált talaj tömege* Desztillált víz, ml OIR-III. alaptáptalaj (N,P,K és ásványi anyag kiegészítésként), ml Inokulum, ml**

1. kontroll

2. N,P,K-val stimulált

3. N,P,K és oltóanyag kiegészítés

220 g

220 g

220 g

20 ml

12 ml

-

-

8

8

-

-

12

*A homogenizált, természetes állapotú talaj átlagos csíraszáma 3,3*105 CFU/g volt. **A négy mikroszervezetet egyenlő arányban tartalmazó inokulum átlagos csíraszáma 7,43*108 CFU/ml volt, így a talaj oltás után ~ 4*107 CFU/g számított és ~ 2,2*107 CFU/g mért összes sejt szám volt a kiindulási talajban. Alkalmazott mikroszervezetek: Micrococcus nishinomiyaensis (TÖK1/16), Pseudomonas vesicularis (TÖK2/3), Rhodococcus rhodochrous (TAK/4), Rhodococcus erythropolis (NEL/5) 3.4.

VIZSGÁLATI EREDMÉNYEK

3.4.1. A BIOLÓGIAI KÁRMENTESÍTÉSI TECHNOLÓGIÁK KÖZÖTTI VÁLASZTÁST SEGÍTŐ BIZTONSÁGI ÉRTÉKELŐ RENDSZER KIDOLGOZÁSÁNAK EREDMÉNYEI A kármentesítési technológiákat bemutató rendszerekből (lásd 3.2.1.-3.2.5. pontokat) a biológiai módszerek kritikai elemzése és a 2. fő fejezetben ismertetett, a bioremediációs biológiai biztonságot érintő saját eredményeim alapján összeállított biztonsági értékelő rendszert a 3.2. sz. táblázatban foglaltam össze.

83

.

3.1. számú fénykép OxiTop mérőfejjel szerelt, a biodegradáció

3.2. számú fénykép OxiTop talajmodell kísérletek kivitelezését

mértékét a talajlégzésen keresztül mérő teszt edény és kontroller

segítő hűtő-fűtő termosztát

készülék

84

Bioremediációs eljárások biztonsági értékelő rendszere

1. BIODEGRADÁCIÓS ELJÁRÁSOK

A szerves szennyező anyagok, mikroszervezetek által végzett, lebontási, illetve átalakítási folyamat, melynek során, különböző oxidáltsági fokú vegyületeken (közti termékeken) keresztül, döntő hányadban széndioxid és víz keletkezik.

1.1. Ellenőrzött spontán (természetes) biodegradáció

A kárhelyen a talajban, illetve a talajvízben élő mikroszervezetek által végzett természetes szennyezőanyag lebontás, átalakítás, kémiai analitikai, biológiai (mikrobiológiai) monitoringja, nyomon követése. Emberi beavatkozással felgyorsított biodegradáció, ami a szennyezés lebontásának intenzív feltételeit teremti meg általában az oxigén-, tápanyag- és nedvesség pótlásával, kiegészítésével, oltóanyag alkalmazásával. Az oxigén ellátás javítása érdekében perforált csöveken keresztül levegő, vagy levegővel (oxigénnel) dúsított víz bejuttatása a talaj mélyebb rétegeibe, a talajvíz-táblába, vagy a bioágyon (prizmában) felhalmozott talajba. A csöveken keresztül tápanyag (N, P, K), illetve nedvességpótlás is alkalmazható.

1.2. Stimulált (irányított) aerob biodegradáció 1.2.1. Levegő (oxigén) közléses eljárások - bioventilláció (talaj, in situ) - intenzifikált bioremediáció (talaj, in situ, ex situ) - intenzifikált bioremediáció (talajvíz, in situ) - kometabolitikus lebontás (talajvíz, int situ)

Mind az in situ, mind az ex situ eljárásoknál a talaj lazításával (szántás, tárcsázás, mélylazítás, forgatás, átrakás, - talajműveléses kezelés (talaj, stb.) biztosítják a biológiai bontáshoz insitu) szükséges oxigén-ellátást, melynek során - bioágyas kezelés (talaj, ex általában adalékanyagokat is kevernek a situ) közegbe (leggyakrabban vizet, szervetlen - komposztálás (talaj, ex situ) tápanyagokat, kiegészítő anyagokat). Az ex situ technológiák során az adalékolás - agrotechnikai kezelés (talaj, kiegészülhet térfogatnövelő exsitu) (szerkezetjavító) szerves anyagokkal, melyek segítségével a biodegradáció számára serkentő C:N arány és porozitás állítható be.

1.2.2. Talajlazításos eljárások

+

+

-

-

+

-

-

-

-

+

-

+

-

-

-

GÁZ, GŐZ

FOLYÉKONY

MELLÉKTERMÉK, HULLADÉK

SZILÁRD

EX SITU

IN SITU

IN SITU

FELSZÍN ALATTI VÍZ

FÖLDTANI KÖZEG

ALKALMAZÁSI KÖZEG, MÓD SZERVETLENEK

DIOXINOK/FURÁNOK

PESZTICIDEK

HSVOC

TPH C10-C40

NHSVOC

HVOC

ÉRTELEMZÉS

TPH C5-C10

KÁRMENTESÍTÉSI TECHNOLÓGIA

NHVOC

TECHNOLÓGIA ALKALMAZHATÓSÁGA ANYAGCSOPORTONKÉNT1

EX SITU

3.2. számú táblázat

-

MEGJEGYZÉS (A TECHNOLÓGIÁK ALKALMAZHATÓSÁGI KORLÁTAI)

Figyelembe kell venni: - alacsony hőmérsékleten a bontás csökken, vagy megáll - a mikroszervezetek szennyezés-tűrő képességét (a szennyező anyagok bizonyos koncentráció felett gátolhatják a mikroszervezetek szaporodását, vagy elpusztíthatják őket) - a biodegradációs módszerek alkalmazása előtt a szabad fázisban lévő szennyező anyagokat el kell távolítani - a mikroszervezetek szennyezőanyag-bontási képességét (kevert szennyezés esetén képesek-e valamennyi szennyezőanyagot lebontani) - a patogén, vagy fakultatív patogén mikroszervezetek helyben, vagy tartályokban történő felszaporítása jelentős egészségügyi kockázattal járhat. A kárhelyen élő mikroszervezetek esetlegesen korlátozott képességei [magas szennyezőanyag koncentráció, kevert szennyezés, hiányos (szénhidrogén) bontási spektrum, a közeg kimeríthető elektronakceptor (pl. O2, CO2, SO2-4, NO-3, Fe3+) és tápanyag (pl. N, P, K) szolgáltató képessége] és a folyamat elhúzódása miatt sok esetben csak részleges hatású, illetve eredménytelen.

-A beavatkozások kémiai és mikrobiológiai monitoringját folyamatosan el kell végezni, kiterjesztve a vizsgálatokat a kárhelyen élő, illetve felszaporodó patogén, fakultatív patogén mikroszervezetekre is.

+

+

+

+

+

+

-

-

-

+

-

+

+

-

-

+

+

+

+

-

+

-

-

-

-

-

-

+

+

-

-

+

Az illékony kockázatos anyagok esetén, ha a rendszer nem zárt, a szennyezés átvezetése történhet a talajvízből a talajba, illetve a talajból a levegőbe. Ennek a mértéke nem haladhatja meg a hatályos jogszabályokban megengedett értékeket. Az oxigén-fejlesztő anyagok adagolása (pl. hidrogén-peroxid, ózon, kometabolitok) csak akkor alkalmazható, ha kizárják a talaj mikroszervezeteire gyakorolt toxikus hatásukat. Meg kell továbbá akadályozni, hogy különösen a kevert, sok komponensű szennyezések esetén hatásukra számos, részlegesen oxidált vegyület keletkezzen a szennyező anyagokból, vagy a földtani közeg szerves anyagából, és ezek egymással, vagy a kiindulási anyagokkal reagálva ökotoxikológiailag kockázatos, időlegesen, vagy véglegesen nehezen befolyásolható helyzetet teremtsenek a kárhelyen. In situ, on site mentesítés során a talajvízbe csak abban az esetben juttatható szerves anyag (pl. detergens kometabolitok), szervetlen anyag (pl. nitrát, foszfát), mikroszervezet, ha a talajvíznek a kezelendő területről való kijutását megakadályozzák, a kitermelt vizet tisztítják, a felhasznált adalék anyagok veszélyességét (pl. toxicitás, patogenitás) kizárják, veszélytelenségüket bizonyítják. Bioágyas (prizmás) kezelésnél az alsó műszaki védelemről és a csurgalékvíz kezeléséről gondoskodni kell. Az illékony kockázatos anyagok esetén, ha a rendszer nem zárt, a szennyezés átvezetése történhet a talajból a levegőbe. Ennek a mértéke nem haladhatja meg a más, hatályos jogszabályokban megengedett értékeket. Bioágyas (prizmás) kezelésnél az alsó műszaki védelemről és a csurgalékvíz kezeléséről gondoskodni kell. A kezelések során a szerkezet- és a tápanyagellátás javítása okán a közegbe bevitt adalékanyagok mennyisége nem érheti el az 5 tömeg %-ot, illetve nem vezethet a szennyezőanyag tartalom kihígításos csökkentéséhez. A kikporzással, belégzéssel kapcsolatos biolótiai és kémiai kockázatokat a helyszínen dolgozók (szolgálatot teljesítők) körében kiemelten kell kezelni.

85

3.2. számú táblázat (folytatás)

1.2.3. Tartályos eljárások - iszapfázisú biológiai kezelés (talaj, ex situ) - bioreaktor (talajvíz, ex situ)

1.2.4.Biológiai szűrés (biofilter)

1.2.5. Tudatos / tervezett oltóanyag használat

1

A szennyezett talajt (talaj)vízzel zaggyá szuszpendálják, adalékolják, keverik, levegőztetik a mikroszervezetek és a szennyezőanyagok minél jobb hatékonyságú találkoztatása és az aerob viszonyok megteremtése érdekében. A tisztítás után az iszapot víztelenítik. A kitermelt, szennyezett talajvizet tartályokban, medencékben aerob viszonyok között, a talajvízben található mikroszervezetek felszaporításának és ezáltal a biodegradáció elősegítése érdekében kezelik. A gáz fázisú szennyező komponensek áthajtása szűrőágyon, ahol a szennyezők időlegesen megkötődnek és biológiai úton lebomlanak.

Szemben az 1. pontban fentebb felsorolt technológiákkal, amelyek során általában definiálatlan faji összetételű és tulajdonságú mikroszervezetek kerülnek felhasználásra, ebbe a csoportba azokat az eljárásokat soroljuk, melyek fajszinten identifikált, ismert tulajdonságokkal rendelkező és származású mikroszervezeteket alkalmaznak. A közeg oltása azt jelenti, hogy általában 106-1010/ml élő sejtszámban a szennyező anyagok intenzív lebontására képes mikroszervezet szuszpenziót (inokulumot, vagy oltóanyagot) juttatnak a kezelendő közegbe. Az 1.2 pontban fentebb felsorolt valamennyi eljárásban alkalmazható.

+

+

+

+

+

-

-

-

-

-

+

-

GÁZ, GŐZ

FOLYÉKONY

SZILÁRD

MELLÉKTERMÉK, HULLADÉK

MEGJEGYZÉS (A TECHNOLÓGIÁK ALKALMAZHATÓSÁGI KORLÁTAI)

EX SITU

IN SITU

EX SITU

IN SITU

FELSZÍN ALATTI VÍZ

FÖLDTANI KÖZEG

ALKALMAZÁSI KÖZEG, MÓD SZERVETLENEK

DIOXINOK/FURÁNOK

PESZTICIDEK

HSVOC

TPH C10-C40

NHSVOC

HVOC

TPH C5-C10

TECHNOLÓGIA ALKALMAZHATÓSÁGA ANYAGCSOPORTONKÉNT

ÉRTELEMZÉS

NHVOC

KÁRMENTESÍTÉSI TECHNOLÓGIA

+

+

+

+

+

+

-

-

-

-

-

-

-

-

-

-

-

-

-

-

+

+

+

+

+

+

-

-

-

+

+

+

+

+

+

+

Az iszapfázisú talajtisztítás kiindulási szakaszában kiválogatott szennyezett kő, kavics, egyéb anyagok sorsáról, esetleges ártalmatlanításáról gondoskodni kell. A tisztított talaj továbbhasznosítása során figyelembe kell venni, hogy a kezelés hatására a talaj eredeti szerkezete megsemmisül, tápanyag-szolgáltató képessége romlik, a mikroba populáció összetétele megváltozik (patogének vizsgálata). A víztelenítés során keletkező csurgalékvíz, illetve a tisztított talajvíz toxikus-elem koncentrációjáról meg kell győződni, mivel a levegőztetés hatására bekövetkező redox-potenciál változások, illetve az aeráció és a pH beállítás megváltoztathatja bizonyos vegyületek oldhatóságát.

Rossz méretezés esetén, illetve alacsony hőmérsékleten, mikor a biológiai bontás csökken vagy megáll, az illékony szennyező anyagok átvezetése történhet a környezeti levegőbe. Mikroszkópikus gombák a biofolter szerves anyagait eltömhetik, kisebb-nagyobb mértékben lebonthatják. A biológiai szűrés során kiemelten fontos az oltás, a beavatkozás hatékonyságának nyomon követése (pl. a szennyező anyagokat bontó mikrobák számának és összetételének alakulása, a szűrőközeg légzési aktivitása, a szennyezőanyag tartalom mennyiségi és minőségi változása), hogy az esetleges pótlólagos intézkedéseket, kiemelten a közeg újraoltását, el lehessen végezni. A szennyező anyag eredményes lebontását a közegben általában többféle, együttműködő mikroszervezet végzi. In situ, on site mentesítés során a talajvízbe csak abban az esetben juttatható szerves anyag (pl. detergens), szervetlen anyag (pl. nitrát, foszfát), mikroszervezet, ha a talajvíznek a kezelendő területről való kijutását megakadályozzák, a kitermelt vizet tisztítják, a felhasznált adalék anyagok veszélyességét (pl. toxicitás, patogenitás) kizárják, veszélytelenségüket bizonyítják. Az oltóanyagnak (mikroszervezeteknek) az alábbi szabályoknak meg kell felelni: - definiált faji összetétel, - ismert a bontási spektruma (azoknak az anyagoknak a köre, melyeket hasznosítani tudnak), - obligát és fakultatív patogén mikrobáktól mentes, - a nehézfém-, illetve vegyszertűrő képessége ismert, összevethető az oltás előtt a mentesítésre váró közegre jellemző adatokkal, - letétbe vannak helyezve, célszerűen a Mezőgazdasági és Ipari Mikroorganizmusok Nemzeti Gyűjteményénél (NCAIM). A módszer alkalmazása során kiemelten fontos az oltás, a beavatkozás hatékonyságának nyomon követése (pl. szénhidrogén bontó mikrobák számának és összetételének alakulása, a talajlégzés aktivitása, a szénhidrogén-tartalom mennyiségi és minőségi változása), hogy az esetleges pótlólagos intézkedéseket - kiemelten a közeg újraoltását - el lehessen végezni.

NHVOC: nem halogénezett illékony szerves vegyületek

NHSVOC: nem halogénezett közepesen illékony szerves vegyületek

TPH C5-C10: összes alifás szénhidrogén illékony része

TPH C10-C40: összes alifás szénhidrogén nem illékony része

HVOC: halogénezett illékony szerves vegyületek

HSVOC: halogénezett közepesen illékony szerves vegyületek

86

3.4.2. A KÖRNYEZETI MINTÁKBÓL IZOLÁLT MIKROSZERVEZETEK EGYÉNI SZÉNHIDROGÉN BONTÁSI SPEKTRUMÁNAK VIZSGÁLATI EREDMÉNYEI A szakirodalomból ismert tény, hogy az adott kárhelyen meglévő mikroszervezetek ún. „lebontási közösséget” alkotnak, vagyis a rendelkezésükre álló szénhidrogén vegyületek közül egyeseket preferálnak, másokat pedig nem. Ebből következően eredményes szénhidrogén bontás ott várható, ahol az adott közegben a szénhidrogén vegyületek lebontására képes mikroszervezetek bontási spektruma lefedi a kárhelyen meglévő szennyezés összetételét, a közti termékek pedig minél jobban hasznosulnak. A különböző (vagy azonos faji besorolású) mikroszervezetek egyéni szénhidrogén bontási spektrumainak ismeretében mód nyílik a felszámolandó szénhidrogén szennyezés összetételhez leginkább alkalmazkodó mikroszervezetek okszerű (célzott) összeválogatására. Ezáltal jelentősen megnövelhető annak az esélye, hogy a régebbi keletű vagy az újonnan jelentkező szennyeződés, ill. káresemény bekövetkezésekor jelentősen lerövidüljön annak a kísérleti előkészítő szakasznak az ideje, amely alatt a szénhidrogén szennyezés lebontásához adaptálható és hatékony baktérium keveréket elő lehet állítani. A 2. fő fejezetben megállapított, az 50 % feletti bontási teljesítménye alapján kijelölt hat, nem patogén mikroszervezet egyéni szénhidrogén bontási spektrumának felvételét megelőzően egy olyan vizsgálat sorozatot végeztem el, amelyben meghatároztam, hogy a kiindulási gázolaj: paraffinmentesített középolaj keverék a különböző kísérleti műveletek során (sterilezés, rázatás, extrahálás, desztillálás) milyen változásokat szenved (abiotikus veszteségek). A vizsgálati eredmények azt bizonyítják (ld. 3.3. sz. táblázat), hogy a sterilezésen, rázatáson, extraháláson és desztilláláson „átesett” (kezelt) olajkeverék összetétele eltért az eredeti kontrolltól, a kisebb forráspontú komponensek részlegesen vagy teljesen elpárologtak a minta előkészítése során, ugyanakkor a nagyobb szénatomszámú komponensek relatíve feldúsultak. E vizsgálati eredményekre támaszkodva a következőkben a bontási maradékokból származó analitikai eredményeket mindig ehhez az előkezelt kontrollhoz viszonyítottam és a lebomlási százalékokat ehhez képest számítottuk ki, elkerülendő a minta előkészítéséből

származó

szénhidrogén

veszteség

biológiai

bontásként

való

figyelembevételét.

87

3.3. számú táblázat

A környezeti mintákból izolált, nem patogén mikroszervezetek egyéni szénhidrogén bontási spektruma (A lebomlási %-ok 6-6 ismétlés átlagát mutatják)*

3:2 arányú gázolaj-paraffinmentesített középolaj keverékek gázkromatográfiával meghatározott %-os összetétele Komponensek neve n-C n-C8 n-C9 n-C10 n-C11 n-C12 n-C13 n-C14 n-C15 n-C16 n-C17 n-C18 n-C19 n-C20 n-C21 n-C22 n-C23 n-C24 n-C25 n-C26 n-C27 n-C28 n-C29 n-C30 n-C31 n-C32 összes normál paraffin Prisztán

Kezeletlen kontroll

Kezelt (sterilezés, rázatás, extrahálás desztillálás utáni) minta

A szénhidrogén lebomlás %-os mértéke a kezelt mintához képest Micrococcus

Pseudomonas

Comamonas

nishinomiyaensis

vesicularis (TÖK

acidovorans

(TÖK 1/16)

2/3)

(TCB/1)

Nocardia rubra (KÖBAL/5)

Rhodococcus

Rhodococcus

rhodochrous

erythropolis

(TAK/4)

(NEL/5)

Fitán

0,3 0,7 1,2 2,2 2,9 3,4 3,1 3,0 2,9 2,7 2,2 2,1 1,7 1,6 1,4 1,4 0,7 0,6 0,4 0,3 0,2 0,1 0,1 <0,1 <0,1 <0,1 35,2 1,8 1,5

<0,1 <0,1 0,1 0,5 1,5 2,2 2,7 3,0 3,0 2,4 2,4 2,2 1,8 1,8 1,5 1,3 1,0 0,7 1,0 0,7 0,5 0,5 0,4 0,2 0,1 <0,1 31,5 1,9 1,6

100 100 90 88 81 78 78 77 76 78 76 78 76 76 80 78 78 79 82 80 84 80 90 95 82 80 75

100 100 98 96 92 80 72 59 60 63 66 69 71 75 79 80 88 88 90 90 93 85 80 80 81 69 70

100 100 97 96 82 65 56 30 29 37 35 35 34 45 46 43 50 55 46 46 54 75 50 0 54 52 37

100 100 50 53 82 73 77 76 72 63 60 60 56 55 65 65 58 74 74 79 83 82 80 90 72 65 52

100 100 60 61 73 62 66 63 60 56 53 50 50 54 60 59 52 70 70 75 80 90 94 95 69 74 51

100 100 90 45 59 45 52 50 52 50 47 47 48 43 60 53 79 86 87 86 90 92 96 95 69 47 20

összes többi komponens

61,5

65,0

79

77

48

62

68

46

* A 6-6 párhuzamos mérés eredményét, a mérések középértékét és a szórást a Függelék F.2. számú táblázatában mutatom be.

88

A gázkromatográfiás vizsgálatok, -a zavaró komponensek folyadék kromatográfiás eltávolítása után-, a normál szénhidrogének (normál paraffinok) és a rendkívül nagy számú elágazó szénhidrogének közül a viszonylag nagy mennyiségben jelenlévő és azonosítható prisztán és fitán kvantitatív meghatározásra adtak lehetőséget. A hat vizsgált mikroszervezet egyéni szénhidrogén bontási spektrumát jellemző szénatomszám szerinti %-os értékeket a 3.3. sz. táblázatban, az egyéni bontási spektrumokat szemléltető oszlopdiagramokat pedig az 3.2. –3.7. sz. ábrákon mutatom be. 3.4.3. VALÓS KÖRNYEZETI MINTÁN VÉGZETT LABORATÓRIUMI PRÓBABONTÁSI KÍSÉRLETEK EREDMÉNYEI Laboratóriumi körülmények között, OxiTop rendszerben mértem a biológiai lebontás mértékére jellemző talajlégzés aktivitást. A keletkező CO2 megkötődése miatt képződő vákuum egyenesen arányos a talajlégzés, ill. végső soron a szénhidrogén szennyezés biodegradációs aktivitásával. A szennyezett CSA (2. fő fejezet, 2.1. sz. táblázat) mintából származó talaj saját bennszülött (autochton) mikróbái (kontroll), a szennyezett talaj + N,P,K és ásványi anyag kiegészítés, ill. a szennyezett talaj + N,P,K és ásványi anyag kiegészítés + oltóanyag felhasználásával végzett lebontási kísérlet eredményét a 3.8. sz. ábrán mutatom be. 3.5. VIZSGÁLATI EREDMÉNYEK MEGVITATÁSA ÉS KÖVETKEZTETÉSEK LEVONÁSA 3.5.1. BIOREMEDIÁCIÓS TECHNOLÓGIAI BIZTONSÁGI RENDSZER A kármentesítési technológiákat bemutató legfontosabb hazai és nemzetközi rendszerekben ismertetett biológiai módszereket az emberi beavatkozás intenzitása szerint két fő csoportba osztottam. Az egyik csoportba azok az eljárások tartoznak, amelyek a földtani közegben és a felszín alatti vízben a természetes biodegradáció, ill. más szennyezés csökkenési folyamatok (hígulás, kimosódás, megkötődés, kicsapódás) eredményét csak követik,

ellenőrzik.

Ezeket

az

eljárásokat

ellenőrzött

spontán

(természetes)

biodegradációként szerepeltetem. A második csoportba azokat a biológiai eljárásokat soroltam, amelyekben az emberi beavatkozás felgyorsítja a biodegradációt, ami a szennyezés lebontásának intenzív környezeti feltételeit teremti meg, általában az oxigén, a tápanyag és a nedvesség kiegészítésével, legmagasabb fokon oltóanyag alkalmazásával. Ezeket a módszereket stimulált (irányított) aerob biodegradációs eljárások elnevezés alatt foglaltam össze.

89

3.2.számú ábra

Micrococcus nishinomiyaensis (TÖK 1/16) egyéni CH-bontási spektruma bontási %

100

80

60

40

20

0 11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

31

32

A

P

F

T

szénatomszám

n-paraffinok

átlag

fitán

többi komponens

prisztán

3.3. számú ábra Pseudomonas vesicularis (TÖK 2/3) egyéni CH-bontási spektruma bontási % 100

80

60

40

20

0 11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

31

32

A

P

F

T

szénatomszám

n-paraffinok

átlag

fitán

többi komponens

prisztán

90

3.4. számú ábra

Comamonas acidovorans (TCB/1) egyéni CH-bontási spektruma bontási %

100

80

60

40

20

0 11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

31

32

A

P

F

A

P

F

T

szénatomszám

n-paraffinok

átlag

prisztán

fitán

többi komponens

3.5. számú ábra Nocardia rubra / Rhodococcus ruber (KÖBAL/5) egyéni CH-bontási spektruma bontási % 100

80

60

40

20

0 11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

31

32

T

szénatomszám

n-paraffinok

átlag

fitán

többi komponens

prisztán

91

3.6. számú ábra

Rhodococcus rhodochrous (TAK/4) egyéni CH-bontási spektruma bontási % 100

80

60

40

20

0 11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

31

32

A

P

F

T

32

A

P

F

T

szénatomszám

n-paraffinok

átlag

prisztán

fitán

többi komponens

3.7. számú ábra

Rhodococcus erythropolis (NEL/5) egyéni CH-bontási spektruma bontási % 100

80

60

40

20

0 11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

31

szénatomszám

n-paraffinok

átlag

fitán

többi komponens

prisztán

92

3.8. számú ábra Talajlégzés aktivitás mérésen alapuló szénhidrogén próbabontási kísérlet eredménye laboratóriumi körülmények között, OxiTop rendszerben (672 órás, 28 napos OECD tesztnek megfelelő leolvasással) 0:00 0

48:00

96:00

144:00

192:00

240:00

288:00

336:00

384:00

432:00

480:00

528:00

576:00

624:00

672:00

720:00

768:00

672 h -438 hPa

-200 -400

Nyomásváltozás (hPa)

-600

672 h -1025 hPa

-800 -1000 -1200

672 h -1642 hPa

-1400

Kontroll -1600 -1800

N,P,K Oltóanyag + N,P,K

-2000 Kísérleti idő (30 nap/ 720 h)

93

A biológiai kármentesítési módszereknek az ilyen csoportosításban való tárgyalását környezetbiztonsági szempontból azért tartom célszerűbbnek, mivel így könnyebben ki lehet jelölni azokat a biodegradációs eljárásokat, amelyeknél azonos biológiai és kémiai kockázatok jelentkezhetnek, ill. ezeket a kockázatokat átfogóbban lehet értékelni. Az eljárások értékelésére beépítettem saját kísérleti eredményeim közül egyrészt azokat, amelyek szerint a szénhidrogénekkel huzamosabb ideje szennyezett területeken kockázatos számban és összetételben fordulhatnak elő patogén/fakultatív patogén mikroszervezetek, ill. azokat, amelyek kimutatták, hogy a szénhidrogén bontó mikrobák bontási spektruma jelentősen különbözhet egymástól. Az így kialakított, a biológiai kármentesítési technológiák biztonsági értékelő rendszerének két fontos használati irányát tartom szükségesnek kiemelni.Az értékelő rendszer egyrészt segíti a kárhelyspecifikus választást a biológiai módszerek közül, másrészt felhívja mindazokra a kockázati körülményekre a figyelmet, amelyekre a kármentesítési beavatkozások során a tervezőknek, kivitelezőknek, hatóságoknak és a megrendelőknek különös gondossággal fel kell készülniük. 3.5.2. A KÖRNYEZETI MINTÁKBÓL IZOLÁLT MIKROSZEVEZETEK EGYÉNI SZÉNHIDROGÉN BONTÁSI SPEKTRUMA A biológiai kármentesítési eljárások alkalmazhatósági körülményeinek tisztázásában fontos szerepet játszik a biodegradációt végző mikroszervezetek egyedi és közösségi szénhidrogén bontási képességeinek a megismerése. Ebben a tárgykörben folytatott laboratóriumi kísérleteimben hat mikroszervezet egyéni szénhidrogén bontási spektrumát jellemeztem gázkromatográfiás mérési módszer alkalmazásával. A mérések azt mutatták, hogy még a magas szénhidrogén bontási %-ot (>50%) mutató mikroszervezetek

esetében

is

jelentős

különbségek

lehetnek

az

egyéni

bontási

spektrumokban. A Micrococcus nishinomiyaensis (TÖK 1/16) pl. egy kivételesen széles bontási spektrumú törzs, amely mind az alacsony, mind a magas forráspontú szénhidrogéneket hasznosítani tudja. A 82 %-os átlagos normál paraffin bontás mellett a prisztán és fitán izoparaffinoknál is 80 %, ill. 75 %-os az átalakulás, ill. az egyéb, a keverékben lévő komponenseket nagy százalékban (80%) bontani képes (lásd 3.2. ábrát). A Ps. vesicularis (TÖK 2/3) törzsről megállapítható, hogy az alacsony forráspontú (C11-C15) normál szénhidrogének esetében a lebomlás szinte 100 %-os és ugyanezt mondhatjuk el a

94

nagy szénatomszámú normál paraffinok esetében is (C23-C32). A köztes tartományban láthatunk egy relatíve kisebb lebomlási arányt, 59-71 %, amely nagy valószínűséggel abból adódik, hogy a törzs képes a magas forráspontú, hosszú szénláncokat felhasítani, de az ez úton keletkezett termékek egy részét már nem tudja hasznosítani. Az összes normál paraffin átlagos lebomlási százaléka (81%) közelítően megegyezik a keverékben található többi komponensével (77%). Mindkét érték igen magasnak tekinthető (lásd 3.3. ábrát). A Comamonas acidovorans (TCB/1) törzs bontási spektrumának egyedi érdekessége, hogy mind az alacsony (C9-C15), mind az igen magas (C25-C31) szénatomszámú normál paraffinok esetében a bontás 50 % felett van, míg a köztes tartományban (C16-C24) az átalakítás néhol a 30 %-ot sem éri el, pl. C16 és a C17 esetében csak 30, ill. 29 %, és a törzs nem képes a 32 szénatomból álló normál paraffin átalakítására, hasítására. Az összes normál szénhidrogén átlagos bontása 54 %, ezt sem a két vizsgált izo-paraffin, sem a többi komponens esetében nem éri el a törzs, ami azt mutatja, hogy e baktérium enzimkészlete leginkább a normál paraffinok átalakítására alkalmas és csak kisebb mértékben képes a többi komponens bontására (lásd 3.4. ábrát). A Nocardia rubra / Rhodococcus ruber (KÖBAL/5) törzs szénhidrogén bontási spektruma nagyon változatos képet mutat. A normál paraffinok átlagos lebomlása 72 %, ami igen jónak mondható, de ezen belül találtunk 50 %-os és 90 %-os bontást is. Érdekes, hogy a C11 és C12 normál szénhidrogéneket hasznosítják a legkisebb mértékben, de ezek után jön egy tartomány C13-tól C17-ig, ahol a bontás 70 % felett van. Innentől C25-ig ismét csökken az intenzitás, majd a legmagasabb forráspontú szénláncoknál tapasztalható a legjobb lebomlási százalék. Az izoparaffinokat jellemző prisztán és fitán esetében a prisztánt jobban bontotta (65%), mint a fitánt (52%). A keverékben lévő többi komponensnél tapasztalt 62 %-os lebomlás is figyelemre méltó (lásd 3.5. ábrát). A Rhodococcus rhodochrous (TAK/4) törzs bontási spektruma majdnem teljesen megegyezik a Nocardia rubra-éval. Ugyanazokat a tendenciák figyelhetők meg a normál paraffinok bontásánál, azzal a különbséggel, hogy a Rhodococcus rhodochrous általában néhány százalékkal kevesebbet bontott minden komponensből, mint a Nocardia rubra. A prisztánnál található egy kicsit komolyabb eltérés, ahol a Rhodococcus rhodochrous 74 %-os bontást produkált. Összességében megállapítható, hogy mindkét említett proaktinomicesznek viszonylag széles a szénhidrogénbontó spektruma és egymáshoz nagyon hasonló (lásd 3.6. ábrát). A Rhodococcus erythropolis (NEL/5) törzs igen érdekes módon a nagy szénatomszámú, magas forráspontú normál paraffinokat sokkal nagyobb százalékban bontja 95

le, mint a kis szénatomszámú, a mikroszervezetek számára általában

könnyebben

hozzáférhető, alacsony forráspontú komponenseket. C25-C32-ig a lebomlási százalék 80 % és 95 %, míg C12-C24-ig 45 % és 60 % között mozog. Érdekes a két vizsgált izoparaffin bontása közötti nagy különbség. Míg a prisztán esetében 50 %-ot megközelítő, addig a fitánnál csak 20 % a lebomlás mértéke (lásd 3.7. ábrát). Összességében megállapítható, hogy a Rhodococcus erythropolis törzs leginkább a nagy szénatomszámú normál paraffinok bontására alkalmazható, oltási keverékben kiegészítendő más, az alacsonyabb forráspontú komponenseket jobban hasznosító mikroszervezettel. Az egyéni bontási spektrumok vizsgálatát a statisztiai jellegű értékelések közül variancia analízissel és 2 mintás t-próbával is kiegészítettem. A variancia analízis során az egyes mikroszervezetek szénatomszám (illetve vegyületek) szerinti lebontó képességét hasonlítottam össze. Az előző szöveges értékelésben bemutatott szénhidrogén bontási spektrumokban meglévő különbségeket és hasonlóságokat jól alátámasztják a Függelék F.3. tálázat első részében feltüntetett konfidencia tartományok. A táblázat második felében az egyes mikroszervezetekkel páronként 2 mintás t-próbát végeztem, ami az egyes mikroszervezetek n-paraffinokra vonatkozó bontási teljesítményei közötti különbözőségeket és hasonlóságokat mutatja be P = 5 % -os szinten. A kőolaj származékokkal huzamosabb ideje szennyezett területekről izolált, nem patogén mikroszervezetek egyéni szénhidrogén bontási spektrumának jellemzéséből világosan következik, hogy a biológiai kármentesítési technológiák csak akkor lehetnek eredményesek, ha az adott kárhelyen meglévő vagy az oda bevitt (oltás, inokuláció) mikroszervezetek bontási spektrumát ismerjük és azt összevetettük a szennyezés összetételével. 3.5.3. VALÓS KÖRNYEZETI MINTÁN VÉGZETT LAORATÓRIUMI PRÓBABONTÁSI KÍSÉRLETEK A környezeti mintán (CSA, Szigetszentmiklós repülőgépgyár, talaj) OxiTop mérőrendszerben végzett laboratóriumi próbabontási kísérletek eredményei (3.8. ábra )azt mutatják, hogy az inokulumként, magas csíraszámban kívűlről bevitt, más kárhelyről izolált mikroszervezetek tudatos talajoltás során képesek voltak alkalmazkodni a talaj fizikai,

kémiai,

mikrobiális

környezetéhez,

és

a

helyben

lévő

stimulált

szénhidrogénbontó mikrobák biodegradációs teljesítményét – az adott körülmények között – túlszárnyalni.

96

A kísérlet során a beoltott talaj saját szénhidrogén bontó közösségének csíraszámát, összetételét és szénhidrogén bontó képességét jól körülhatároltam. A talaj összes élő csíraszáma 3,29*105 CFU/g, a szénhidrogén bontó mikroszervezetek száma 2,23*105 CFU/g, a Ps. aeruginosa szám 7,89*103 CFU/g volt. A dúsítás és szelekció után a tiszta tenyészetben izolált 8 szénhidrogén bontó/toleráns mikroszervezet közül a Ps. aeruginosa (CSA/5) törzsön kívül két izolátum szaporodott patogén/fakultatív patogén mikroszervezetekre szelektív táptalajokon. A további öt mikroszervezet közül a faj szintű identifikáció során három bizonyult fakultatív patogénnek: Chryseomonas meningosepticum (CSA/3), Acinetobacter calcoaceticus (CSA/4), Chryseomonas luteola (CSA/6), kettő pedig közegészségügyi szempontból veszélytelennek: Sphingomonas paucimobilis (CSA/2), Ps. fluorescens

(CSA/8).

A

faj

szinten

identifikált

mikroszervezeteknek

gravimetriás

gyorsmódszeres mérés alapján ismert volt a szénhidrogén bontási teljesítménye is: CSA/3 : 31%, CSA/4 : 28%, CSA/5 : 62%, CSA/6 : 36 %, ill. CSA/2 : 42%, CSA/8 : 48% (lásd 2.8. táblázat). Előzetes vizsgálataim szerint az oltáshoz felhasznált négy mikroszervezet bontási spektruma lefedte a 10200 mg/kg koncentrációjú, főként kenőolaj (tehát magasabb szénatomszámú) komponensekből álló szennyezés összetételét. Az inokulumként felhasznált nem patogén mikroszervezetek bontási teljesítményét előzetesen az alábbi értékeknek találtam: Micrococcus nishinomiyaensis (TÖK 1/16): 81%, Ps. vesicularis (TÖK 2/3): 73%, Nocardia rubra / Rhodococcus ruber (KÖBAL/5): 63%, Rhodococcus rhodochrous (TAK/4): 58% (lásd 2.8 táblázat). A 28 napos vizsgálati időszak végére a kontroll edényekben 1,5*106 CFU/g, az N,P,K kiegészítésével stimulált talajban 9,3*106 CFU/g, az N,P,K kiegészítéssel és oltóanyaggal kezelt talajban pedig 8,2*107 CFU/g volt az összes élő csíraszám, ezen belül a szénhidrogén bontó baktériumok száma ugyanezekbe a nagyságrendekbe esett. A próbabontást bemutató 3.8.sz. ábráról leolvasható, hogy a 28 napos mérési időszak végére (672 óra) a CSA jelű, szénhidrogénnel szennyezett talaj saját mikróbái – 438 hPa, az N,P,K-val kiegészített (stimulált) mikroszervezetek – 672 hPa, a tápanyaggal kiegészített és oltott talaj mikroszervezetei (saját + bevitt) pedig – 1642 hPa, a szénhidrogén szennyezés lebontási aktivitásával egyenesen arányos halmozott nyomás csökkenést okoztak az OxiTop rendszerben. Ez azt jelenti, hogy az oltás és N,P,K kiegészítés hatására a szénhidrogén vegyületek bontási aktivitása a kontrollhoz képest 3,7-szeresére, a csak N,P,K kiegészítést kapott kezeléshez viszonyítva pedig 1,6-szeresére nőtt. A különbség a későbbiek folyamán tovább is nőhet, mivel a lebontási folyamatokat leíró görbék az idő 97

múlásával divergálnak. A 28 napos OECD tesztek hibája itt is megmutatkozik: ez az időszak nem minden esetben elég a biológiai aktivitás csökkenésének, megállásának bemutatásához (King et al., 2001). A 28 napos próbabontás befejezésével az OxiTop edényekből a maradék talajminták a TPH-tartalom meghatározása céljából gázkromatográfiás vizsgálatra kerültek. A kezdeti 10200 mg/kg TPH koncentráció a kontrollban 9290 mg/kg-ra (8,9 %-os lebontás), az N,P,Kval kiegészített esetében 8148 mg/kg-ra (20,1 %-os lebontás), az N,P,K-val és oltóanyaggal ellátott talajban 6880 mg/kg-ra (32,5 %-os lebontás) csökkent. A lebontási arányok közelítően megegyeznek a nyomás csökkenésen alapuló aktivitások arányaival, a minimális eltérések a kiindulási talaj szénhidrogén vegyületeken kívüli, a mikrobióta által hasznosítható egyéb szénforrások (szerves anyagok) jelenlétével függhet össze. Ezeknek a szerves anyagoknak a lebomlása ugyanis jelentkezik a CO2 termeléssel arányos nyomáscsökkenésben, de lebomlásuk nem mérődik be a gázkromatográfiával meghatározott TPH lebomlási %-ba. Vizsgálati eredményeim ugyan nem döntik el az oltóanyag használatot feleslegesnek tartók és az oltóanyagot alkalmazók közötti alapvető vitát, de adataim azoknak a véleményét támasztják alá, akik a bioaugmentációval meggyorsíthatónak és teljesebb spektrumú szénhidrogén hasznosítást elősegítőnek tartják a biológiai kármentesítési eljárásokat. A talajoltás ellen érvelők fő aggálya, hogy a laboratóriumokból kikerülő mikroszervezetek nehezen vagy egyáltalán nem versenyképesek azokkal a mikrobákkal, amelyek az adott kárhely környezeti feltételeihez hosszú idő alatt adaptálódtak, szelektálódtak. Ezen kívül az adott kárhelyen élő heterotróf mikroba populációnak mindig van egy olyan része, amelyik képes a szénhidrogén vegyületek bontására. Amikor a szennyezés megjelenik a talajban, akkor ezek a mikroszervezetek felszaporodnak és felhasználják a szénhidrogén vegyületeket (Atlas, 1981; Leahy and Colwell, 1990; Stroo, 1992; Marlier, 1993; Piotrowski and Cunningham, 1996). A másik álláspont szerint, a helyben lévő bennszülött (autochton) mikroflóra egyáltalán nem biztos, hogy rendelkezik azzal a teljes enzimkészlettel, ami a kárhelyen megjelenő szennyezés összetevőit legalább a környezetvédelmi határértékek alá tudja szorítani (Margesin and Schreiner, 2001). Más szerzők a szennyezett közeg oltóanyaggal való inokulációját (bioaugmentáció) egyenesen a leghatékonyabb biológiai módszernek tartják (Korda et al., 1997), ill. rámutatnak a bioaugmentációval kezelt közegekben a biodegradáció hatásfokának megnövekedésére (Grundman and Rehm, 1991; Calvaca, 2002), teszik ezt úgy is, hogy in situ talajoltásra pl. egy fakultatív patogén mikroszervezetet, az Acinetobacter 98

baumanii-t használják (Mishra et al., 2001), amit viszont saját vizsgálataim alapján nem tudok elfogadni. 3.6. ÖSSZEGZÉS, JAVASLATTÉTEL Környezeti mintákból általam izolált hat mikroszervezet egyéni szénhidrogén bontási spektrumának kémiai analitikai módszerekkel való jellemzése alapján megállapítottam, hogy ezek a képességek nagyfokú eltéréseket mutathatnak. Erre a megállapításra alapozva fontosnak tartom, hogy a biológiai módszerek alkalmazása előtt mindig történjen meg a kárhelyen lévő szennyezés összetételének és az igénybe venni kívánt szénhidrogén hasznosító mikroszervezetek (helyben lévők vagy kívűlről bevittek) egyéni szénhidrogén bontási spektrumának az egybevetése. A biodegradáció hatékonyságát növelheti, ha a kiválasztott mikroszervezetekkel, a szennyezett közeget felhasználva, próbabontási (talajmodell) kísérleteket végznek pl. a légzés intenzitásának mérésén alapuló OxiTop rendszerben. A biodegradációs kármentesítési technológiák környezeti/biológiai biztonságának fokozása érdekében a szénhidrogén vegyületekkel huzamosabb ideje szennyezett területek, mikroba populációjának saját vizsgálataimmal való elemzésével két hasznosítható eredményre jutottam. Egyrészt kimutattam, hogy a patogén/fakultatív patogén mikroszervezetek egészségügyi (környezet biztonsági) kockázati szempontból nagy gyakorisággal és magas részaránnyal fordulnak elő a különböző szennyezett közegek szénhidrogén bontásra képes mikrobái között. Ez a kockázat különösen a következő esetekben erősödhet fel: − a talajlazításos eljárások során a mentesítendő közegből való kiporzással, − az illékony vegyületek felszíni sztrippelő berendezésekben való kilevegőztetésére használt rendszerekben, ill. ezek elmenő, tisztított talajvizében − az olyan oltóanyag használatok során, amikor pl. az adott kárhelyről azzal az indokkal, hogy az itt élő mikroszervezetek alkalmazkodtak leginkább a hosszú évek/évtizedek során a közeg ökológiai viszonyaihoz, kitenyésztik/felszaporítják azokat a mikrobákat, amelyek ezek közül szénhidrogén bontásra képesek, majd velük nagy csíraszámban beoltják a mentesítendő közeget. Ezeknek az eljárásoknak a többségében, a szénhidrogén bontási képességen kívül nem ismerik a felhasznált mikroszervezetek tulajdonságait, így előfordulhat, hogy fermentorban 106-109 CFU/ml nagyságrendben szaporítanak fel patogén / fakultatív patogén mikroszervezeteket.

99

Ez az eljárás tehát a fermentáció előkészítése, a fermentáció, az oltóanyag kiszerelése, adagolása és a kijuttatás ideje alatt közvetlen veszélyt jelenthetnek a dolgozókra, a felhasználókra, ill. a kármentesítés alatt (több év is lehet) elfogadhatatlan higienés helyzetet teremthetnek a mentesítendő közegben. − az olyan oltóanyag használatok, amelyek során ismeretlen származású, faj szinten nem identifikált mikroszervezeteket juttatnak a mentesítendő közegbe, − az olyan oltóanyag használatok, amelyeknél az alkalmazás során deklarált mikroszervezetek nincsenek biztonsági letétbe helyezve közbizalmat élvező szervezeteknél (pl. hivatalos, nemzetközi jogállást is tükröző törzsgyűjteményeknél). A letétbe helyezést azért tartom fontosnak, mert ha az oltóanyag használat során probléma, vitás eset, netán baleset, fertőzés stb. következne be, mindig visszakereshetők, vizsgálhatók lehessenek az inokulum mikrobiális összetevői. Másrészről a biodegradációs kármentesítési technológiák környezeti/biológiai biztonságának fokozása érdekében, saját vizsgálataim alapján született másik fontos eredményem, hogy kidolgoztam egy olyan lehetséges mikrobiológiai vizsgálati és kémiai analitikai műveletsort, amellyel hatékony, nem patogén/fakultatív patogén szénhidrogén bontó mikroszervezeteket izolálhatunk környezetünkből bioaugmentációs célra. Az izolálás/értékmérés folyamatát, valamint ezek összefüggését az oltóanyagot használó biodegradációs eljárások biztonságával a 3.9. sz. ábrán mutatom be. A környezeti mintákban a szénhidrogén bontó mikroszervezetek között a patogének fekultatív patogének nagy gyakoriságú és részarányú előfordulásának kimutatása, valamint a nem patogén szénhidrogénbontó mikroszervezetek egyik lehetséges izolálási / értékmérési módszerének kidolgozása és a biológiai kármentesítési eljárások összefoglaló, szakirodalmi kritikai elemzése, az analógiák feltárása alapján felállítottam a biológiai kármentesítési technológiák biztonsági értékelő rendszerét (3.2. sz táblázat). Az

áttekintett

szakirodalom

és

saját

vizsgálataim

alapján

összefoglalóan

megállapítható: − Fokozott egészségügyi veszélyt jelenthetnek azok a mentesítési eljárások, amelyek identifikálatlan,

ellenőrizetlen,

ismeretlen

tulajdonságú

mikroszervezeteket

használnak, pl. ƒ

azokban az esetekben a támogatott természetes (spontán) biodegradáció, amikor a beavatkozással a helyben lévő patogén/fakultatív patogén szénhidrogén bontó mikroszervezeteket a környezetre és az emberi egészségre veszélyt jelentő számban és arányban felszaporítják, 100

ƒ

az ösztönös talajoltás, amelyet gyakran jellemez a kárhelyről izolált, fermentorban milliliterenként milliárdos nagyságrendben felszaporított sejtszámú, talajba visszaoltott ismeretlen inokulum és az ismeretlen származású (pl. külföldi) inokulum.

A

biodegradációs

eljárások

biológiai

biztonságának

alapkövetelményeit

az

alábbiakban fogalmazhatjuk meg: ƒ

Az eljárás hátteréül szolgáló laboratórium alakítson ki szelekciós módszert a feltételezhetően patogének kiválogatására, a kárhely mikroba közösségének megismerésére!

ƒ

Az oltásra kijelölt mikroszervezetekről célszerű OKI állásfoglalást kérni! (OKI = Országos Környezetegészségügyi Intézet)

ƒ

Csak olyan készítmények kerülhessenek felhasználásra,amelyek biztonsági letétbe vannak helyezve vitás esetekre, célszerűen a Mezőgazdasági és Ipari Mikroorganizmusok Nemzeti Gyűjteményénél (NCAIM).

A biológiai kármentesítési technológiák általam kidolgozott biztonsági értékelő rendszerének általánosítása alapján azok számára, akik a Magyar Honvédség különböző vezetési és felelősségi szintjein a napi megelőző környezetvédelmi intézkedések megtétele mellett szembe találják magukat a masszív, hosszabb ideje meglévő szénhidrogén szennyezések felszámolásának kérdéseivel, a szakszerűen végzett biodegradációs eljárások ismérveit környezetbiztonsági szempontból, az alábbi inokulációs technológiai szabályokban foglalom össze: − A beavatkozást a helyszín pontos felmérésével kezdik (földtani, vízföldtani, hidrológiai, szennyezés eloszlási, mikrobiológiai, stb.). − A

felhasznált

összevetik

a

mikroszervezetek talajból

extrahált

szénhidrogén

bontási

spektrumát/képességét

szénhidrogén

összetételével/lebonthatóságával

(gázkromatográfiás spektrum felvétele, próbabontás). − Oltóanyaggal végzett biodegradáció esetén az oltóanyag legyen: − definiált faji összetételű, − ismert bontási spektrumú, − patogén/fakultatív patogén fajoktól mentes −

zz oltóanyagban felhasznált mikroszervezetek ismert nehézfém-, ill. vegyszer tűrő képességűek

legyenek,

amit

az

oltás

előtt

összevetnek

a

helyszíni

koncentrációkkal, vitás esetekre legyenek biztonsági letétbe helyezve (NCAIM).

101

3.9. számú ábra Oltóanyag előállító és alkalmazó műveletek valamint a biodegradációs eljárások biztonsága közötti összefüggés A felszaporítást biztosító fermentáció optimalizálása A potenciálisan használatra kerülő mikroszervezetek környezeti igényeinek részletes megismerése (kiszáradás, pH, hőmérsékleti, oxigénhiány- és vegyszer, nehézfém tűrőképesség, egymással szembeni antibiotikus hatás, immobilizálhatóság stb.)

Oltóanyagot használó biodegradációs eljárások biztonsága Minimális biztonsági szint

A szénhidrogén bontásra oltóanyagokban potenciálisan használható mikroszervezetek letétbe helyezése, a CH-bontó képességük fenntartása A bontási képességek visszaigazolása szennyezett környezeti mintákon pl. talajlégzési tesztekkel OxiTop rendszerben, talajmodell kisérletekben A faj szinten identifikált mikroszervezetek egyéni szénhidrogén bontási spektrumainak felvétele A megfelelő bontási képességekkel rendelkezők, potenciális használatra kijelöltek nem patogén státuszának megerősítése faj szintű identifikációval (NCAIM) A nem patogén izolátumok szénhidrogén bontó aktivitásának tesztelése szubmerz tenyészetben, gravimetriás CH-visszaméréssel Az izolátumok közül a patogén fakultatív / patogének kiválogatása szelektív táptalajokon ill. gyors identifikációs módszer pl. API tesztek segítségével CH-bontó mikroszervezetek tiszta tenyészetben való izolálása

CH-bontó mikroszervezetek szelektív dúsítása CH-vegyületekkel szennyezett területekről mintavétel

A szénhidrogén bontó nem patogén / fakultatív patogén mikroszervezetek izolálásának / értékmérésének műveletei

102

− Az eljárás kivitelezése során a technológiai műveletek folyamatosan összhangot teremtenek a mikroszervezetek igényei és a talaj bizonyos fizikai-kémiai paraméterei között (aerob viszonyok, kémhatás, hőmérséklet, nedvesség, tápanyag kiegészítés, egyenletes kijuttatás). − A kitermelt és kezelt talajt 5 %-nál nagyobb mennyiségben nem adalékolják, (nem a szennyezés kihígításával oldják meg a problémát). − Úszó (szabadfázisú) szénhidrogén esetén gondoskodnak ennek kinyeréséről, a talajvíz tisztításáról. − A lebomlás dinamikáját analitikai és mikrobiológiai módszerrel követik (újraoltás lehetősége), ill. a patogén fajok jelenlétéről folyamatosan tájékozódnak. − Törődnek a lebomlás után a talajban visszamaradt CH-nel, a visszamaradt szennyezőanyagot tartalmazó talaj toxicitását biológiai módszerrel (ökotoxikológiai teszt) is minősítik és tájékozódnak a patogén fajok jelenlétéről. − A lebomlás nyomonkövetése során és végén kémiai analitikai, ill. biológiai toxicitási teszttel, figyelőkútból mintázva minősítik a talajvizet, tájékozódnak a talajvízben a patogén fajok jelenlétéről. A lebomlás eredményét gázkromatográfiás módszerrel regisztrálják. − In situ, on site mély rétegekben (1m) alatt végzett mentesítés során a talajvízbe csak akkor juttatnak közvetlenül − szerves anyagokat (pl. detergensek, oldószerek), − szervetlen anyagokat (pl. nitrát, foszfát, H2O2), − mikroszervezeteket, ha − a

talajvíznek

a

kezelendő

területről

való

kijutását

műszakilag

megakadályozzák, − a kitermelt vizet tisztítják, − a felhasznált adalékanyagok veszélyességét (pl. toxicitás, patogenitás) kizárják, veszélytelenségüket bizonyítják. Környezetünk biztonsága érdekében fontosnak tartom, hogy a biodegradációs eljárások témakörében folytatott saját kutatásaink eredményeként feltárt fenti követelmények általános érvényűnek minősítve kerüljenek a széleskörű gyakorlati alkalmazásra.

103

Javaslatok: 1. A biológiai kármentesítési módszereket alkalmazóknak az eljárások biológiai biztonságának megteremtése és fenntartása érdekében mikrobiológiai laboratóriumi és kémiai analitikai hátteret célszerű kialakítaniuk. 2. A biológiai kármentesítési technológiák környezeti/biológiai biztonságának fokozása érdekében célszerű a konkrét beavatkozások megléténél figyelembe venni az általam kidolgozott − technológiai biztonsági értékelő rendszert, − ennek általánosításaként a szakszerűen végzett biodegradációs/bioremediációs eljárások

környezetbiztonsági

szempontból

meghatározott

kritériumait/

ismérveit, az inokulációs technológiai szabályokat. 3.7. ÚJ EREDMÉNYEK MEGFOGALMAZÁSA 1. Összesen hat, nem patogén, környezeti mintákból izolált, kiemelkedő szénhidrogén hasznosító aktivitást mutató mikroszervezet: − Micrococcus nishinomiyaensis (TÖK 1/16) − Ps. vesicularis (TÖK 2/3) − Comamonas acidovorans (TCB/1) − Nocardia rubra / Rhodococcus ruber (KÖBAL/5) − Rhodococcus rhodochrous (TAK/4) − Rhodococcus erythropolis (NEL/5) egyéni szénhidrogén bontási spektrumát jellemeztem, szénforrásként gázolaj:paraffinmentesített középolaj 3:2 arányú keverékét, 2v/v%-ban tartalmazó szubmerz tenyészetből, gázkromatográfiás mérések segítségével. A kőolajszármazékokkal huzamosabb ideje szennyezett területekről izolált nem patogén

mikroszervezetek

egyéni

szénhidrogénbontási

spektrumainak

különbözőségéből világosan következik, hogy a biológiai kármentesítési technológiák csak akkor lehetnek eredményesek, ha az adott kárhelyen meglévő vagy az oda bevitt (oltás, inokuláció) mikroszervezetek bontási spektruma lefedi a szennyezés összetételét. 2. A sejtlégzés aktivitásának mérhetővé tételét szolgáló OxiTop készülék segítségével elvégzett laboratóriumi talajoltási kísérleteim azoknak a véleményét támasztják alá, akik a szennyezett közeg inokulációjával meggyorsíthatónak és teljesebb

104

spektrumú

szénhidrogén

hasznosítását

elősegítőnek

tartják

a

biológiai

kármentesítési eljárásokat. 3. A biodegradációs kármentesítési technológiák környezeti / biológiai biztonságának fokozása érdekében, saját vizsgálataim alapján, kidolgoztam egy olyan lehetséges mikrobiológiai és kémiai analitikai műveletsort, amellyel hatékony, nem patogén/ fakultatív patogén szénhidrogén bontó mikroszervezeteket lehet eredményesen izolálni környezetünkből bioaugmentációs célra. 4. A kármentesítési technológiákat bemutató legfontosabb hazai és nemzetközi (köztük az USA Honvédelmi Minisztériumának, az összes haderőnem bevonásával készült) rendszerekben ismertetett biológiai eljárásokat elemzésnek vetettem alá. Analógiákat keresve, az emberi beavatkozás intenzitását találtam olyan rendező elvnek, amely alapján ki lehet jelölni azokat a biodegradációs eljárás-csoportokat, amelyeknél azonos biológiai és kémiai kockázatok jelentkezhetnek, ill. ebben a csoportosításban ezek a kockázatok átfogóbban értékelhetők és jellemezhetők. 5. Saját kísérleteim, és a kármentesítési technológiák elemzése alapján felállítottam a biológiai kármentesítési technológiák értékelő rendszerét, amely egyrészt segíti a kárhelyspecifikus választást a biológiai módszerek közül, másrészt felhívja mindazokra a kockázati körülményekre a figyelmet, amelyekre a kármentesítési beavatkozások

során

a

tervezőknek,

kivitelezőknek,

hatóságoknak

és

a

megrendelőknek különös gondossággal fel kell készülniük. Az értékelő rendszer a hazai

kármentsítési

technológiák

minősítésével,

engedélyezésével

foglalkozó

környezetvédelmi miniszteri rendelet alapjául készült. 6. A

biológiai

kármentesítési

technológiákat

értékelő

rendszer

általánosítása,

kiterjesztése alapján azok számára, akik a Magyar Honvédség különböző vezetési és felelősségi szintjein a napi megelőző környezetvédelmi intézkedések megtétele mellett szembe találják magukat a masszív, hosszabb ideje meglévő szennyezések felszámolásának

kérdéseivel

is,

összefoglaltam

a

szakszerűen

végzett

biodegradációs eljárások környezetbiztonsági szempontú kritériumait, ismérveit.

105

4. ÖSZEFOGLALÁS 4.1. AZ ELVÉGZETT TEVÉKENYSÉGEK ÖSSZEGZÉSE Értekezésemben a katonai tevékenységek során a talajba és a talajvízbe kerülő szénhidrogén szennyezések kármentesítésének környezetbiztonsági kérdéseivel foglalkoztam. Ennek fő oka az volt, hogy az ipari és a mezőgazdasági termelés mellett, a katonai tevékenység a legjelentősebb potenciális környezetszennyezők közé sorolható. Ez elsősorban abból adódik, hogy a honvédelmi feladatok végrehajtása érdekében a magyar haderő objektumokat épít és tart fenn, ill. jelentős számú haditechnikai eszközt üzemeltet. A Magyar Honvédség tevékenysége során nagy mennyiségben kerülnek környezeti szempontból kockázatos anyagok, közöttük kőolaj származékok (pl. benzin, kerozin, gázolaj, fűtőolaj, kenőolaj, oldó- és zsírtalanító szerek) tárolásra, szállításra, felhasználásra. Értekezésem első fejezetében áttekintettem a környezetbiztonság és a katonai környezetvédelem kapcsolódási pontjait a felszín alatti vízkészletek védelmének területén, bemutattam azoknak a kőolajszármazékoknak a körét, amelyek katonai tevékenységek során szennyezést okozhatnak, és összegyűjtöttem azokat a NATO előírásokat, ajánlásokat, kutatási programokat, amelyek az ilyenfajta szennyezések megelőzésével , ill. a szennyezett területek megtisztításával foglalkoznak. Úgy találtam, hogy a NATO által támogatott tudományos programok a talaj és a talajvíz megtisztítása érdekében kiemelten kezelik a bioremediációs kármentesítési technológiák kutatását fejlesztését. A második fejezetben a földtani közeg és a felszín alatti víz szénhidrogén szennyezettségének felszámolására szolgáló kármentesítési technológiák közül - az általános szakmai megítélés szerint - a leginkább környezetkímélő biodegradációs műveletek kritikai elemzésével foglalkoztam. A biodegradációs megismerése

céljából

eljárások biológiai biztonságának hazai környezeti hátterének saját

terepi

és

mikrobiológiai

laboratóriumi

vizsgálatokat

végeztem.Ezeket a vizsgálatokat az tette indokolttá, hogy a szakirodalmi adatok szerint a szénhidrogén bontó mikroszervezetek között számítani lehet kórokozók jelenlétére. A begyűjtött összesen 19 talaj, talajvíz, szennyvíz és szennyvíz iszap minta szénhidrogén vegyületekkel huzamosabb ideje szennyezett 15 különböző területről származott, amelyek közül 5 volt korábban katonai objektum. A 19 környezeti mintából szabványos módszerekkel meghatároztásra került a szénhidrogén szennyezés mennyisége és minősége , az összes élő sejt szám, a szénhidrogén

106

bontó mikroszervezetek száma és a fakultatív patogén Pseudomonas aeruginosa szám, ill. a mintákból egyedüli szénforrásként gázolaj-kőolaj keverékét tartalmazó táptalajon való szelektív dúsítás után tiszta tenyészetekben izoláltam a szénhidrogének biodegradációjára képes mikroszervezeteket. Az izolátumok közül ezután kiválogattam azokat a feltételezhetően kórokozókat, amelyek a mikrobiológiai gyakorlatban rutinszerűen használt, patogén/fakultatív patogén mikroszervezetekre szelektív táptalajokon szaporodtak. A fennmaradó izolátumok hagyományos, a fenotípust feltáró módszerekkel faj szinten identifikálásra kerültek. Az azonosítással további potenciális kórokozók jelenlétének a kimutatása vált lehetővé. A faj szerint identifikált mikroszervezetek szénhidrogén bontó képességéről gázolajkőolaj 3:2 arányú keverékét tartalmazó rázott, szubmerz tenyészetből gravimetriás gyorsmérési módszerrel győződtem meg. A környezeti mintákból izolált Pseudomonas aeruginosa törzsek antibiotikum reziszetnciáját egy kórházi (noszokomiális) fertőzés nyomán izolált multirezisztens törzsével hasonlítottam össze. A 19 környezeti mintából szelektív, szubmerz dúsítás után izolált 137 (100%) szénhidrogén bontó mikroszervezet közül csak 30 –ról (22 %) lehet biztosan elmondani, hogy a velük való érintkezés nem jelent veszélyt az emberre, vizsgálataim szerint a további 107 mikroszervezet (78%) potenciálisan kórokozó. Fokozott figyelmet érdemel, hogy a végzetes kimenetelű noszokomiális fertőzésekben jelentős szerepet játszó fakultatív patogén Pseudomonas aeruginosa baktérium az izolátumok több mint 10%-át tette ki és a 19 környezeti minta közül (100%) 16 mintában (84%) sikerült kimutatni ezt a mikroszervezetet. Az identifikált 82 szénhidrogén bontó izolátum közül a leggyakoribb a Pseudomonas aeruginosa volt (16 mintában), ezt követte a Xanthomonas maltophilia (6 mintában), az Acinetobacter calcoaceticus és a Chryseomonas luteola (4-4 mintában), majd a Pseudomonas fluorescens (3 mintában). A felsorolásból csak ez utóbbi számít nem patogénnek, a többi potenciálisan kórokozó. A biodegradációs eljárások szabályainak,

gyakorlatának

újragondolását,

átértékelését sürgető szerzők véleményét támasztja alá az az eredményem is, mely szerint a gravimetriás mérésekkel kiváló biológiai lebontást (> 66%) mutató 14 izolátum (100%) közül 11 (79%) volt patogén/fakultatív patogén, ill. a Pseudomonas aeruginosa izolátumok 32 - 72%-os bontási teljesítményt mutattak. A környezeti mintákból izolált Pseudomonas aeruginosa törzsek, az orvosi gyakorlatban elterjedten használt 28 antibiotikum közül 14-re mutattak érzékenységet, vagyis

107

messze elmaradtak az összehasonlításul használt, a noszokomiális fertőzésekben kiemelkedő jelentőségű multirezisztens törzstől, ami 30 antibiotikum közül mindössze 3- ra volt érzékeny. A biodegradációt alkalmazó kármentesítési eljárások, technológiák biológiai biztonságának hazai környezeti hátterére vonatkozó új eredményeim alapján megalkottam és definiáltam a remediációs biológiai biztonság fogalmát, ami kiinduló pontja lehet a kármentesítések során alkalmazott technológiák minősítésének, a használatukkal kapcsolatos szabályok újragondolásának. Értekezésem harmadik fejezetében áttekintettem a szakmai gyakorlatban általánosan alkalmazott hazai és külföldi kármentesítési technológia ismertetőket, ezek alapján összefoglaltam a földtani közeg és a felszín alatti víz tisztítására alkalmas biológiai eljárások jellemzőit, ill. megvizsgáltam annak lehetőségét, hogy a bioremediációs eljárások miként vonhatók össze olyan csoportokba, amelyeket a biológiai biztonság oldaláról átfogóbban lehetne jellemezni. Az emberi beavatkozás intenzitását találtam olyan rendező elvnek, ami alapján kijelölhetőek a nemzetközi és hazai gyakorlatban felhasznált kármentesítési technológiák közül azok a biodegradációs eljárás-csoportok, amelyeknél azonos biológiai és kémiai veszélyek jelentkezhetnek, ill. ebben a csoportosításban ezeket a kockázatokat átfogóbban értékelhetjük és jellemezhetjük. Saját kísérleteim és a kármentesítési technológiák elemzése alapján felállítottam a biológiai kármentesítési technológiák értékelő rendszerét, amely egyrészt segíti a kárhelyspecifikus választást a biológiai módszerek közül, másrészt felhívja mindazokra a kockázati körülményekre a figyelmet, amelyekre a kármentesítési beavatkozások során a tervezőknek, kivitelezőknek, hatóságoknak és a megrendelőknek különös gondossággal fel kell készülniük. Az értékelő rendszer a hazai kármentesítési technológiák minősítésével, engedélyezésével foglalkozó környezetvédelmi miniszteri rendelet alapjául készült. Mivel az áttekintett technológiai útmutatók egyáltalán nem foglalkoznak az oltóanyag előállítás, használat szabályaival, ezért saját laboratóriumi kísérleteket állítottam be a talajoltásra (bioaugmentációra) eredményesen alkalmazható mikroszervezetek remediációs biológiai biztonsági szempontú kiválogatására. Laboratóriumi vizsgálataim során összesen hat, nem patogén, a 2. fejezetben ismertetett környezeti mintákból izolált, kiemelkedő szénhidrogén bontó aktivitást mutató mikroszervezet, így a Micrococcus nishinomiyaensis, a Pseudomonas vesicularis, a Comamonas acidovorans, a Nocardia rubra / Rhodococcus ruber, a Rhodococcus rhodochrous, a Rhodococcus erythropolis egyéni szénhidrogén bontási spektrumát jellemeztem, gázkromatográfiás mérések igénybevételével. A mikroszervezetek egyéni 108

szénhidrogén bontási spektrumainak különbözőségéből világosan következik, hogy a biológiai kármentesítési technológiák csak akkor lehetnek eredményesek, ha a kárhelyen meglévő vagy az oda bevitt mikroszervezetek bontási spektruma lefedi a szennyezés összetételét. A sejtlégzés aktivitásának mérhetővé tételét szolgáló OxiTop készülék segítségével elvégzett laboratóriumi talajoltási kísérleteim azoknak a véleményét támasztják alá, akik a szennyezett közeg inokulációjával meggyorsíthatónak

és teljesebb spektrumú

szénhidrogén hasznosulást elősegítőnek tartják a biológiai kármentesítési eljárásokat. A biodegradációs kármentesítési technológiák környezeti / biológia biztonságának fokozása érdekében, saját vizsgálataim alapján, kidolgoztam egy olyan lehetséges mikrobiológiai

és

kémiai

analitikai

műveletsort,

amellyel

hatékony,

nem

patogén/fakultatív patogén szénhidrogén bontó mikroszervezeteket lehet izolálni környezetünkből bioaugmentációs célra. A

biológiai

kármentesítési

technológiákat

értékelő

rendszer

általánosítása,

kiterjesztése alapján inokulációs technológiai szabályok formájában összefoglaltam a szakszerűen

végzett

biodegradációs

eljárások

környezetbiztonsági

szempontú

kritériumait, ismérveit.

4.2. ÖSSZEFOGLALÓ VÉGKÖVETKEZTETÉSEK

Tudományos kutató munkám alapján két végkövetkeztetést tartok különösen fontosnak 1. A földtani közeget és a felszín alatti vizet érő szénhidrogén szennyezések bemutatása, a felszámolásukra használt eljárások közül a leginkább környezetbarátnak tekintett bioremediációs módszerek biológiai biztonsági szempontú kritikai elemzése alapján, bizonyítottnak tartom, hogy egyre sürgetőbb a környezetbiztonság igényeit is kielégítő, teljes körű és átfogó remediációs technológiai biztonsági rendszer kidolgozása, amely alapul szolgálhat a környezetvédelmi kármentesítések során alkalmazott technológiák jogszabályba foglalt minősítési rendszerének. 2. A katonai kutatások eredményei „átszivárogva” a civil szférába mindig is ösztönző hatásúak voltak a társadalmi-technikai átalakulásokra, fejlődésre (pl. rakéta- és repüléstechnika, atomenergia). Jelen időszakban, amikor a hadsereg az eddig háttérbe szorult környezetvédelem területén is ki kíván lépni a hosszú időn át berögzült, 109

megszokott társadalmi elkülönültségből, különösen fontosnak tartom, hogy a Magyar Honvédség környezetvédelmi tevékenységében jog-, ill. normakövető magatartását a katonai és a civil szféra környezetvédelmi tudásanyagának közelítésével, kölcsönös egymásra hatásával alakítsa ki a haderőreform koncepciójának megvalósulása során.

4.3. AJÁNLÁSOK AZ ÖSSZEFOGLALÓ VÉGKÖVETKEZTETÉSEK ALAPJÁN Az értekezésemben megfogalmazott tények alapján az alábbi ajánlásokat teszem: 1.

A biológiai kármentesítési technológiák értékelési rendszerének és a szakszerűen végzett biodegradációs eljárások környezetbiztonsági szempontú kritériumait összefoglaló inokulációs technológiai szabályok használatát egyaránt javaslom mindazoknak, akik a Magyar Honvédség, a katasztrófavédelem és a civil szféra különböző vezetési és felelősségi szintjein - a napi megelőző intézkedések megtétele mellett – szembe találják magukat a masszív, hosszabb ideje meglévő szénhidrogén szennyezések felszámolásának kérdéseivel . 2. Környezetünk biztonsága érdekében fontosnak tartom, hogy a biodegradációs eljárások

témakörében

folytatott

saját

kutatásaim

eredményeként

feltárt

követelmények általános érvényűnek minősítve kerüljenek széleskörű alkalmazásra , ill. épüljenek be a kármentesítési

technológiák minősítésével foglalkozó,

előkészületben lévő jogszabályba

4.4. ÚJ TUDOMÁNYOS EREDMÉNYEK 1. A biológiai biztonság fogalmát kiterjesztettem a környezetvédelmi kármentesítési eljárásokra. Kimutattam, hogy elengedhetetlenül szükséges a biológiai biztonság tágabb értelmezésének bevezetése. Definiáltam

a

remediációs

biológiai

biztonság

fogalmát,

amely

az

én

értelmezésemben nem más, mint a mikroszervezetek jelenlétéből, használatából, szaporodásából, anyagcseréjéből származó, a környezetet és az emberi egészséget veszélyeztető hatásokkal szembeni védelmet biztosító tevékenységek összessége a remediációs eljárások során.

110

2. A lehetséges katonai környezetvédelmi feladatokon belül a talajt és/vagy talajvizet érő szénhidrogén-szennyezések felszámolására alkalmas, a nemzetközi gyakorlatban használt módszereket

kémiai és biológiai biztonsági elemzésnek alávetve,

kialakítottam egy, a gyakorlat számára is hasznosítható remediációs technológiai biztonsági rendszert, melynek alapján az egyes módszereket egy összefoglaló mátrixba rendszereztem. 3. A remediációs technológiai biztonsági rendszer felállítása során laboratóriumi mérésekkel bizonyítottam, hogy a szénhidrogén vegyületekkel szennyezett területeken az emberi egészségre kockázatos gyakorisággal és számban fordulhanak t elő a kiváló szénhidrogénbontó

képességgel

rendelkező

patogén/fakultatív

patogén

mikroszervezetek, köztük a Pseudomonas aeruginosa baktérium, ezért elsőként mutattam ki, hogy az alkalmazott kármentesítési (bioremediációs) eljárások kivitelezése során különös hangsúlyt kell fektetni a műveletek biológiai biztonságának megtervezésére és szigorú betartására. 4. Bizonyítottam, hogy a bioremediációs eljárások közül azokban, amelyekben életképes mikroszervezeteket (oltóanyagot, inokulumot) juttatunk a talajba, a földtani közegbe, a felszín alatti vízbe a szénhidrogén összetevőjű szennyezések lebontásának elősegítésére, ott a biológiai biztonság szempontjából külön inokulációs technológiai szabályok felállítása és betartása elengedhetetlen. 5. A bioremediációs eljárásokban alkalmazható nem patogén mikroszervezetek kiválasztására laboratóriumi szelekciós eljárást és talajmodellt alkalmazó módszert dolgoztam ki, amelynek során hat mikroszervezet szénhidrogénbontó képességét részletesen jellemeztem.

111

IRODALOMJEGYZÉK Al-Hadhrami, M. N., H. M. Lappin-Scott and P. J. Fisher (1997): Studies on the biodegradation of three groups of pure nalkanes in the presence of molasses and mineral fertilizer by Pseudomonas aeruginosa. Marine Pollution Bulletin, 34 (11): 969-974. Anton Attila és Simon László (1999): A talaj szennyeződése szerves anyagokkal. In: Anton A., Dura Gy., Gruiz K., Horváth A., Kádár I., Kiss E., Nagy G., Simon L. és Szabó P. : Talajszennyeződés, talajtisztítás, 2. (bővített) kiadás, KGI, Budapest, p. 33-55. Arakawa, Y., I. Yasuyoshi, M. Nagasawa, N. Shibata, Y. Doi, K. Shibayama, T. Yagi and T. Kurata (2000): Trends in antimicrobial-drug resistance in Japan. International update. Emerging Infections Diseases 6:572-575. Armon, R., T. Arbel, N. Narkis and H. Rubin (2000): Aerobic biodegradation of benzene, toluene and ethybenzene in liquid medium by a bacterial consortium, isolated from non-history clay soil, and their interrelation effect. Water Science and Technology 42 (1-2): 25-30. Atlas, R. M. (1977): Stimulated petroleum biodegradation, Crit. Rev. Microbiol. 5:371-386 Atlas, R. M. and R. Bartha (1973): Stimulated biodegradation of oil slicks using oleophilic fertilizers, Environ. Sci. Technol. 7: 538-541. Atlas, R.M. (1981): Microbial degradation of petroleum hydrocarbons: an environmental perspective. Microbiological Reviews 45 (1): 180-209. Bai, G., M.L. Brusseau and R.M. Miller (1997): Biosurfactant-enhanced removal of hydrocarbon from soil. J. Contam. Hydrol. 25:157-170. Baldi, F., N. Ivosevič, A. Minacci, M. Pepi, R. Fani, V. Svetličič and V. Žutič (1999): Adhesion of Acinetobacter venetianus to diesel fuel droplets studied with in situ electrochemical and molecular probes. Applied and Environmental Microbiology 65(5): 2041-2048. Bartha, R. and R.M. Atlas (1977): The microbiology of aquatic oil spills, Adv. Appl. Microbiol. 22: 225-266. Bergan, T. (1992): Human and animal – pathogenic members of the genus Pseudomonas. In: The Prokaryotes. A handbook on Habitats, Isolation and Identification of Bacteria. Vol.II. Edited by M. P. Starr, H. Stolp, H. G. Trüper, A. Balows and H. G. Schlegel. Springer-Verlag, Berlin, Heidelberg, New York. p. 666-700. BIOMÉRIEUX (1996): Technical guide. Identification and susceptibility testing. Manual methods. Marcy-I’ Etoile, France, 235 p. Boyer, M. J. and J. Holló (1994): Biotechnology and environmental management. Inform 5 (2): 3-4. Bregnard, T. P-A., P. Höhener, A. Haner and J. Zeyer (1996): Degradation of weathered diesel fuel by microorganisms from a contaminated aquifer in aerobic and anaerobic microcosms. Environ. Toxicol. Chem. 15: 299-307. Bruch, C. E. (2000): Existing and emerging wartime standards. Introduction. In: The environmental consequences of war. Edited by Jay E. Austin and Carl E. Bruch, Cambridge University Press, Cambridge, New York, p. 39-46. Buday, F., G. Török, Z. Gergely, S. Szoboszlay, Á. Szakács, T. Farkas, B. Csaplár and P. Biliczki (1987): A biotechnological process for the elimination of environment polluting hydrocarbons. In: Hazardous Waste: Detection, Control, Treatment. Edited by R. Abbou, Elsevier Science Publishers B. V., Amsterdam, Oxford, New York, Tokyo. World Conference on Hazardous Waste, Budapest, Hungary, October 25-31, 1987. p. 1657-1662. Buzan, B., O. Waever, J. de Wilde (1998): Security. A new framework for analysis. Boulder, London, Lynne Rienner Publishers, Inc., 239 9. Calvaca L., P. DiGennaro, M. Colombo, V. Andreoni, S. Bernasconi and G. Bestetti (2000): Distribution of catabolic pathways in some hydrocarbon-degrading bacteria from a subsurface polluted soil. Research in Microbiology 151(10): 877887. Calvaca, L., A. Confalonieri, S. Larcher and V. Andreoni (2000/a): Evolution of degradative bacterial consortium during the enrichment of naphta solvent. Journal of Applied Microbiology 88(6): 1009-1018. Calvaca, L., M. Colombo, S. Larcher, C. Gigliotti, E. Collina and V. Andreoni (2002): Survival and naphthalene-degrading activity of Rhodococcus sp. strain 1BN in soil microcosms. Journal of Applied Microbiology 92 (6): 1058-1065. Chaineau, C. H., J. L. Morel and J. Oudot (1996): Land treatment of oil-based drill cuttings in an agricultural soil. J. Environ. Qual. 25: 858-867.

112

Chayabutra, Ch. and L. Kwang Ju (2000): Degradation of n-hexadecane and its metabolites by Pseudomonas aeruginosa under microaerobic and anaerobic denitrifying conditions. Applied and Environmental Microbiology 66 (2): 493-498. Chhatre, S., H. Purohit, R. Shanker and P. Khanna (1996): Bacterial consortia for crude oil spill remediation. Water Science and Technology 34 (10): 187-193. CIRIA, Special Publications 104 (1995): Remedial treatment for contaminated land. Vol. IV. Classification and selection of remedial methods. CIRIA Publishing, London, 106. p. Claus, F. (1992): Sichere Biotechnologie. Eingruppierung biologischer Agenzien: Bakterien. Heidelberg, Jederman-Verlag, 177 p. Coleman, N. V., T. E. Mattes, J. M. Gossett and J. C. Spain (2002): Phylogenetic and kinetic diversity of aerobic vinyl chloride assimilating bacteria from contaminated sites. Applied and Environmental Microbiology 68(12): 6162-6171. Cooney, J. J. and R. J. Summers, (1976): Hydrocarbon-using microorganisms in three freshwater ecosystems, p. 141-156. In: Sharpley, M. J. and Kaplan, A. M. (ed). Proceedings of the Third International Biodegradation symposium, Applied Science Publischers, Ltd., London. Crawford, R.L. (1998): Introduction. In: D. L. Crawford, R. L. and Crawford: Bioremediation: Principles and Applications. Cambridge University Press, Moscow, Idaho, p. 1-12. Crow, S. A., M.A. Hood and S. P. Meyers (1975): In impact of the use of microorganisms on the aquatic environments. Cit.: Bartha, R. and R. M. Atlas (1977): The microbiology of aquatic oil spills. Adv. Appl. Microbiol. 22: 225-226. Csutorás Gábor (2002): Üzemanyagtüzek a katonai repülőtereken. Új Honvédségi Szemle 56 (7): 71-78. Dallmann Klára, Szoboszlay Sándor, Kriszt Balázs, Rúzs-Molnár Sándor, Orosz László és Szajáni Béla (1998): Rögzített mikroorganizmusok alkalmazási lehetőségei a környezeti szennyezések elhárításában. Műszaki Kémiai Napok ’98. Veszprém, 1998. április 15-17. Előadások p. 79. Damjanovich Imre és Radványi Lajos (1997): A Magyar Köztársaság környezeti biztonsága. Védelmi Tanulmányok No. 15., Stratégiai és Védelmi Kutatóintézet, Budapest, 41 p. Desai, J. D. and I. M. Banat (1997): Microbial production of surfactants and their commercial potencial. Microbiology and Molecular Biology Reviews p: 47-64. Dyke, M. I. van, H. Lee and J. T. Trevors (1991): Applications of microbial surfactants. Biotech. Adv. 9: 241-252. Elasri, M. O. and R. V. Miller (1999): Study of response of a biofilm bacterial community to UV radiation. Applied and Environmental Microbiology 65(5): 2025-2031. Elkins, J. G., D. J. Hassett, Ph. S. Stewart, H. P. Schweizer and T. R. McDermott (1999): Protective role of catalase in Pseudomonas aeruginosa biofilm resistance to hydrogen peroxide. Applied and Environmental Microbiology 65(10): 45944600. Endrédy István (1992): A volt szovjet laktanyák környezeti kárai és felszámolásuk. Környezet és fejlődés 3 (10-12): 89-92. Eriksson, M., J. O. Ka and W. W. Mohn (2001): Effects of low temperature and freeze-thaw cycles on hydrocarbon biodegradation in arctic tundra soil. Applied and Environmental Microbiology 67 (11): 5107-5112. Faludi Gábor, Békési Lívia, Barabás Károly és Halász László (1999): A toxinok, mint biológiai harcanyagok, Honvédorvos 51 (4): 192-223. Fan, Chi-Yuan and S. Krisnamurthy (1995): Enzymes for enhancing bioremediation of petroleum-contaminated soils: A brief review. Journal of the Air and Waste Management Association 45: 453-460. Fenchel, T. and B.J. Finalay (1995): Ecology and evolution in anoxic worlds. Oxford University Press, Oxford, United Kingdom. p. 208. Ferguson, M. W., J. A. Maxwell, T. S. Vincent, J. Silva and J. C. Olson (2001): Comparison of the exoS gene and protein expression in soil and clinical isolates of Pseudomonas aeruginosa. Infection and Immunity 69 (4): 2198-2210. Foght, J. M., D.W.S. Westlake, W. M. Johnson and H. F. Ridgway (1996): Environmental gasoline-utilising isolates of Pseudomonas aeruginosa are taxonomically indistinguishable by chemotaxic and molecular methods. Microbiology 142: 2333-2340. Freijer, J. I. (1996): Mineralization of hydrocarbons in soil under decreasing oxigen availability. J. Environ. Qual. 25: 296304 Gamble, T.N., M.R. Betlach and J.M. Tiedje (1997): Numerically dominant denitrifying bacteria from worlds soils. Applied and Environmental Microbiology 33: 926-939 Gordon, V. M., A. Rehemtulla and S. H. Leppla (1997): A role for PACE4 in the proteolytic activation of anthrax toxin protective antigen. Infection and Immunity 65 (8): 3370-3375. Govan, J. R. W. and V. Deretic (1996): Microbial pathogenesis in cystic fibrosis: mucoid Pseudomonas aeruginosa and Burkholderia cepacia. Microbiological Reviews 60 (3): 539-574.

113

Grobe, S., J. Wingender and H. G. Truper (1995): Characterization of mucoid Pseudomonas aeruginosa strains isolated from technical water systems. J. Appl. Bacteriol. 79: 94-102. Grosser, R. J., D. Warshawsky and J. Robie Vestal (1995): Mineralization of polycyclic and n-heterocyclic aromatic compounds in hydrocarbon-contaminated soils. Environmental Toxicology and Chemistry. 14 (3): 375-382. Grundmann, R. and H.J. Rehm (1991): Biodegradation of diesel-fuel. Use of free and immobilized mixed cultures in soils. Erdöl und Kohle 44 (4): 149-150. Halász László és Földi László (2001): Környezetvédelem – környezetbiztonság . Egyetemi jegyzet. Zrínyi Miklós Nemzetvédelmi Egyetem, Budapest, 219 p. Hartman Mátyás, Szoboszlay Sándor és Kriszt Balázs (1995): Biogazdák által alkalmazott növényi kivonatok értékelése laboratóriumi körülmények között. Növényvédelem 31(2): 59-65. Hickey, W. J (1995): Soil ventillation: effects on microbial populations in gasoline contaminated subsurface soils. J. Environ. Qual. 24: 571-582 Hirakata, Y., N. Furuya, K. Tateda, M. Kaku and K. Yamaguchi (1993): In vivo production of exotoxinA and its role in endogenous Pseudomonas aeruginosa septicemia in mice. Infect. Immun. 61 (6): 2468-2473. Holden, P. A., M. G. LaMontagne, A. K. Bruce, W. G. Miller and S. E. Lindow (2002): Assessing the role of Pseudomonas aeruginosa surface-active gene expression in hexadecane biodegradation in sand. Applied and Environmental Microbiology. 68(5): 2509-2518. Houghton, J. E. and M. S. Shanley (1994): Catabolic potential of Pseudomonads: a regulatory perspective. In: Biological degradation and bioremediation of toxic chemicals. Edited by G. R. Chaudhry, Chapman an Hall, London, p. 11-32. Iswandi, A., P. Bossier, J. Vandenbeele and Verstraete (1987): Relation between soil microbial activity and the effect of seed inoculation with the rhizopseudomonad strain 7NSK2 on plant growth. Biol. Fertil. Soils. 3: 147-151. Iwabuchi, N., M. Sunairi, M. Urai, Ch. Itoh, H. Anzai, M. Nakajima and S. Harayama (2002): Extracellular polysaccharides of Rhodococcus rhodochrous S-2 stimulate the degradation of aromatic components in crude oil by indigenous marine bacteria. Applied and Environmental Microbiology 68(5): 2337-2343. Jaczó Zoltán és Solymosi József (2001): A környezetvédelem jogi szabályozásának egyes kérdései a Magyar Honvédségben. Doktoranduszi Konferencia, Budapest, 2001. november. A konferencián elhangzott előadások anyaga. Kiadó: ZMNE, Tudomány- és Kutatásszervező Koordinációs Központ, Budapest, p. 138-145. Jaczó Zoltán (2003): A NATO környezetvédelmi doktrínája magyar szemmel. http://www.zmne.hu/tanszekek/vegyi/docs/fiatkut/pdf/jaczo_03_01.pdf Jakus János és Venicz László (2002): Tények és adatok a Jugoszlávia elleni NATO-légitámadásról (II.). Új Honvédségi Szemle 56 (4): 29-40. Juhász, A. L., M. L. Britz and G. A. Stanley (1997): Degradation of benzo[a]pyrene, dibenz[a,h]anthracene, coronene by Burkholderia cepacia. Water Science and Technology 36(10): 45-51. Kanaly, R. A. and S. Harayama (2000): Biodegradation of high-molecular-weight polycyclic aromatic hydrocarbons by bacteria. Journal of Bacteriology 182 (8): 2059-2067. Kertész Virág, Hlubik Ilona, Szoboszlay Sándor, Kriszt Balázs és Bálint Mária (1997): A felszíni vizekbe bekerülő benz(a)pirén (BaP) vízimadarak szaporaságára gyakorolt hatásának vizsgálata (modellkísérlet). 3. Veszprémi Környezetvédelmi Konferencia, Veszprém, 1997. 05. 26-28. Proc. p. 298-305. KGI, Kármentesítési Programiroda (1997): Kármentesítési technológiák műszaki és jogi szabályozásának koncepciója. A55206 téma, Környezetgazdálkodási Intézet, Budapest, 78 p. Khan, A. A. and C. E. Cerniglia (1994): Detection of Pseudomonas aeruginosa from clinical environmental samples by amplification of the exotoxinA gene using PCR. Appl. Environ. Microbiol. 60 (10): 3739-3745. King, D., M. Bradfield, P. Falkenback, T. Parkerton, D. Peterson, E. Remy, R. Toy, M. Wright, D. Dmytrasz and D. Short (2001): Environmental classification of petroleum substances-summary data and rationale. Concawe, Report. No. 01/54, Brussels, 138 p. Korda, A., P. Santas., A. Tenete and R. Santas (1997): Petroleum hydrocarbon bioremediation: sampling and analytical techniques, in situ treatments and commercial microorganisms currently used. Appl. Microbiol. Biotechnol. 48: 677-686. Kriszt Balázs, Szoboszlay Sándor és Dobolyi Csaba (1996): A Streptomyces nitrosporeus N2O termelésének (aerob denitrifikáció) vizsgálata. Agrokémia és Talajtan 45 (3-4): 315-326. Láng István (2002): A Föld védelmében. A környezetvédelem történetéből, 1962-92. História, 24 (5-6):5-9. Leahy, J. G. and R. R. Colwell (1990): Microbial degradation of hydrocarbons in the environment. Microbiol. Reviews 54: 305-315.

114

Lee, M. D, J. M. Odom, R. J. Buchanan Jr. (1998): New perspectives on microbial dehalogenation of chlorinated solvents: Insights from the field. Ann. Rev. Microbiol. 52: 423-452. Leitao, J. H., T. Alvim and L. Sa-Correia (1996): Ribotyping of Pseudomonas aeruginosa isolates from patients and water springs and genome fingerprinting of varians concerning mucoidy. FEMS Immunol. Med. Microbiol. 13: 287-292. Lénárt Sándor (1999): Kenőanyagok és egyéb anyagok alkalmazásának környezetvédelmi kérdései a haditechnika üzemeltetésében, üzemfenntartásában. Katonai Logisztika 7 (2): 92-111. Lénárt Sándor (2002): Környezetbiztonság, környezetvédelem, honvédelem. Új Honvédségi Szemle 56 (8): 14-29. Lénárt Sándor és Fierpasz Flórián (2000): NATO – szabványosítási egyezmény a környezetvédelemről. Új Honvédségi Szemle 54 (11): 49-59. Lénárt Sándor, Grósz Zoltán és Sipőcz András (2002): Környezetvédelmi oktatás-képzés a honvédelmi ágazatban. Új Honvédségi Szemle 56 (4): 82-90. Lénárt Sándor és Molnár István (1999): Magyar Honvédség haditechnikai szolgálatainál keletkező veszélyes hulladékok környezetvédelmi problémái (különös tekintettel a kenő-karbantartó-, üzemanyagok, hidraulika-, munka-, és hűtőfolyadékok környezetvédelmi gondjaira). A XXIV. Országos Tudományos Diákköri Konferencia, Műszaki tudományi szekció Vízépítés és környezetvédelem tagozatában III. helyezést elért pályamunka. Lodovici, M., P. Dolara, S. Taiti, P. D. Carmine, L. Bernardi, L. Agati and S. Ciappellano (1994): Polynuclear aromatic hydrocarbons in the leaves of the evergreen tree Laurus nobilis. Sci. Total Environ. 153: 61-68. Loosdrecht, M. C. M, J. Lyklema, W. Norde and J. B. Zehnder (1990): Influence of interfaces on microbial activity. Microbiol. Rev. 54: 75-87. Madigan, M. T. (2000): Prokaryotic Diversity: Bacteria. In: Brock Biology of Microorganisms. Edited by Madigan, M. T., J. M. Martinko and J. Parker. Ninth Edition. Prentice-Hall International, London, p. 453-544. Madigan, T. M., J. M. Martinko and J. Parker (2000): Brock biology of microorganisms. Prentice-Hall Inc., New Jersey, Upper Saddle River, 991 p. Maier, R. M. (2000): Microorganisms and organic pollutants. In: Maier, R. M., I. L. Pepper and Ch. P. Gerba: Environmental Microbiology. Academic Press, New York, p. 363-402. Margesin, R. and F. Schinner (2001): Bioremediation (natural attenuation and biostimulation) of diesel-oil-contaminated soil in an Alpine glacier skiing area. Applied and Environmental Microbiology 67, (7):3127-3133. Marlier, G. (1993): Soil and Groundwater Pollution. Concawe, Environmental Seminar, October, 1993., Brussel, p. 22. Martinko, J. M. (2000): Host-parasite relationship. In: Brock Biology of Microorganisms. Edited by Madigen, M. T., J. M. Martinko and J. Parker. Ninth Edition. Prentice-Hall International, London, p. 773-800. Martinko, J. M. (2000/a): Microbial growth control. In: Brock Biology of Microorganisms. Edited by Madigan, M. T., J. M. Martinko and J. Parker. Ninth Edition. Prentice-Hall International, London, p. 740-772. Mátrai Éva és Damjanovich Imre (1997): Környezetbiztonság és honvédelem. Új Honvédségi Szemle, 8. füzet, 20 p. Matsumoto, T., K. Tateda, S. Miyazaki, N. Furuya, A. Ohno, Y. Ishii, Y. Hirakata and K. Yamaguchi (1999): Effect of antiflagellar human monoclonal antibody on gut-derived Pseudomonas aeruginosa sepsis in mice. Clinical and Diagnostic Laboratory Immunology 6 (4): 537-541. Mishra, S., J. Jyot, R. C. Kuhad and B. Lal (2001): Evaluation of inoculum addition to stimulate in situ bioremediation of oily-sludge contaminated soil. Applied and Environmental Microbiology 67 (4): 1675-1681. Miyoshi, M. (1895): Die Durchbohrung von Membranen durch Pilzfäden. Jahrb. Wiss. Botan. 28: 269-289. Morgan, J. A. W., N. F. Bellingham, C. Wintstanley, M. A. Ousley, C. A. Hart and J. R. Saunders (1999): Comparison of flagellin genes from clinical and environmental Pseudomonas aeruginosa isolates. Applied and Environmental Microbiology 65 (3): 1175-1179. Motosugi, K. and K. Soda (1983): Microbial degradation of synthetic organochlorine compounds. Experientia 39: 12141220. Nagy Tibor (2001): Biztonság és biztonságtudomány. Magyar Biztonságtudományi Társaság, p. 115. NATO Tudományos Programja (1997). Honvéd Vezérkar Euro-Atlanti Integrációs Munkacsoport kiadványa, Budapest. p. 11-17. NCCLS (2000): Disk Diffusion. Suplemental tables. M100-S10(M2). National Committee for Clinical Laboratory Standards. Suite, Wayne, Pennsylvania, USA. 42 p. NCCLS (2001): Zone diameter interpretive standards. NCCLS global information supplement, 21(1): 40-71. Némedi László, Jánossy László, Andrik Péter és Kádár Mihály (1998): Közegészségügyi környezetbakteriológia. In: Andrik et al. (1998): Környezetbakteriológia. 2. (bővített) kiadás. Budapest, p. 149-247.

115

Némedi, L. (1998): Kis valószínűségű és nagy hatókörű mikrobiológiai események előfordulása környezeti közegekben. In: Andrik et al. (1998): Környezetbakteriológia. 2. (bővített) kiadás. KGI, Budapest, p. 12-39. Németh, T. (szerk., 2001): Kármentesítési kézikönyv 4. Kármentesítési technológiák. Környezetvédelmi Minisztérium, Budapest, 170. p. Newby, D. T., I. L. Pepper and R. A. Maier (2000): Microbial transport. In: Environmental Microbiology. Edited by R. M. Maier, I. L. Pepper and Ch. P. Gerba. Academic Press, New York. p. 147-175. Nyer, E. K. (1993): Practical techniques for groundwater and soil remediation. Lewis Publishers, London, 214 p. Orosi, P. és A. Farkas (1997): Nosocomiális pneumonia. Kórház című folyóirat. www.hospital-fed.hu/pneumonia. htm Orsovai, I. (1999): A bányászat és a hulladékelhelyezés földtani összefüggései. In: Humánökológia. Szerkesztette: Nánási Irén. Medicina Könyvkiadó Rt, Budapest. p. 205-240. Padányi József (2000): Ahogy a békefenntartók teszik. Környezetvédelem 8 (6): 18-19. Pellett, S., D. V. Bigley and D. J. Grimes (1983): Distribution of Pseudomonas aeruginosa in a riverine ecosystem. Appl. Environ. Microbiol. 45: 328-332. Piotrowski, M. and J. Cunningham (1996): Factors to consider before adding microbes and nutrients. Take this list when shopping for bioaugmentation. Soil and Groundwater Cleanup 5: 44-51. Radwan, S. S. and N. A. Sorkhoh, (1993): Lipids od n-alkane-utilizing microorganisms an their application potencial. Advences in Applied Microbiology 39: 29-90. Ridgway, H.F., J. Safarik, D. Phipps, P. Carl and D. Clark (1990): Identification and catabolic activity of well-derived gasoline-degrading bacteria from a contaminated aquifer. Applied and Enviromental Microbiology 56(11): 3565-3575. Roffey, R. (1994): Biodeterioration of petroleum products stored underground in rock caverns. In: Recent Advances in Biodeterioration and Biodegradation. Garg, K. L., N. Garg and K. G. Mukerji Eds. Vol. II, Chapter I, p: 1-16. Naya ProKash, Calcutta. Rosenberg E. and E. Z. Ron (1998): Bioremediation of petroleum contamination. In: Crawford, R. L. and D. L. Crawford: Bioremediation: Principles and Applications. Cambridge University Press, Moscow, Idaho, New York, p. 100-124. Rosenberg, E. (1992): The Hydrocarbon – oxidizing bacteria. In: The Prokaryotes. Second Edition. A Handbook on the Biology of Bacteria: Ecophysiology, Isolation, Identification, Applications. Edited by Balows, A., H. G. Trüper, M. Dworkin, W. Harder and K-H. Schleifer. Vol. 1. Springer Verlag, New York, Berlin, Heidelberg, London, Paris, Tokyo, Hong Kong, Barcelona, Budapest. p. 446-459. Römling, U., J. Wingender, H. Muller and B. Tümmler (1994): A major Pseudomonas aeruginosa clone common to patients and aquatic habitats. Appl. Environ. Microbiol. 60: 1734-1738. Samira A.S. Omar, E. Briskey, R. Misak and Adel A. S. O. Asem (2000): The Gulf war impact on the terrestrial environment of Kuwait: an overview. In: The environmental consequences of war. Edited by Jay E. Austin and Carl E. Bruch, Cambridge University Press, Cambridge, New York, p. 316-337. Scheibenbogen, K., R.G. Zytner, H. Lee and J.T. Trevors (1994): Enhanced removal of selected hydrocarbons from soil by Pseudomonas aeruginosa UG2 biosurfactants and some chemical surfactants. J. Chem. Techn. Biotechnol. 59: 53-59 Selifonov S. A., M. Grifoll, R. W. Eaton and P. J. Chapman (1996): Oxidation of naphthenoaromatic and methyl-substituted aromatic compounds by naphtalene 1,2 dioxygenase. Applied and Environmental Microbiology 62 (2): 507-514. Selifonov, S. A., P. J. Chapman, J. A. Akkerman, J. E. Gurst, J. M. Bortiatynski, M. A. Nanny and P. G. Hatcher (1998): Use of 13C nuclear magnetic resonance to assess fossil fuel biodegradation: fate of [1-13C] acentaphthene in creosote polycyclic aromatic compound mixtures degraded by bacteria. Applied and Environmental Microbiology 64(4): 1447-1453. Shirkot, C. K., P. Shirkot and K. G. Gupta (1994): Isolation from soil and growth characterization of the tetramethylthiuram disulphide (TMTD) degrading strain of Pseudomonas aeruginosa. J. Environ. Sci. Health 29: 605-614. Shultz, M. J., A. W. Rijneveld, S. Florquins, P. Speelman, S. J. H. Deventer and T. Poll (2001): Impairment of host defence by exotoxinA in Pseudomonas aeruginosa pneumonia in mice. J. Med. Microbiol. 50: 822-827. Siedel, V.W. (2000): The impact of military preparedness and militarism on health and the environment. In: The environmental consequences of war. Edited by Jay E. Austin and Carl E. Bruch, Cambridge University Press, Cambridge, New York, p. 426-443. Sikkema, J., J. A. M. deBont and B. Poolman (1995): Mechanism of membrane toxicity of hydrocarbons. Microbiological Reviews. 59(2): 201-222. Simon, L. (1999): Néhány talajremediációs eljárás részletes ismertetése. In: Anton A., Dura Gy., Gruiz K., Horváth A., Kádár I., Kiss E., Nagy G., Simon L. és Szabó P.: Talajszennyeződés, talajtisztítás, 2. (bővített) kiadás. KGI, Budapest., p. 165-185. Simonffy Zoltán (2002): Vízigények és vízkészletek. In: A hazai vízgazdálkodás stratégiai kérdései. Szerk.: Somlyódy László. Magyar Tudományos Akadémia, Budapest, p. 107-138.

116

Sipőcz András (1997): A harcászati gyakorlatok környezetvédelmi feladatai. Katonai Környezetvédelmi Füzetek 4., Zrínyi Miklós Nemzetvédelmi Egyetem, Katonai Környezetbiztonsági Központ, Budapest, p. 69-102. Solano-Serena F., R. Marchal, S. Casaregola, Ch. Vasnier, J-M. Lebault and J-P. Vandecasteele (2000): A Mycrobacterium strain with extended capacities for degradation of gasoline hydrocarbons. Applied and Environmental Microbiology 66(6): 2392-2399. Somerville, G., C. A. Mikoryak and L. Reitzer (1999): Physiological characterization of Pseudomonas aeruginosa during exotoxinA synthesis: glutamate, iron, limitation, and aconitase activity. Journal of Bacteriology 181 (4): 1072-1078. Somlyódy László (2002): Víz és vízgazdálkodás. In: A hazai vízgazdálkodás stratégiai kérdései. Szerk.: Somlyódy László. Magyar Tudományos Akadémia, Budapest, p. 13-17. Somlyódy László (2002/a): A hazai vízgazdálkodás és stratégiai pillérei. In: A hazai vízgazdálkodás stratégiai kérdései. Szerk.: Somlyódy László. Magyar Tudományos Akadémia,Budapest, p. 23-74 Song, H., X. Wang and R. Bartha (1990): Bioremediation potential of terrestrial fuel spills. Appl. Environ. Microbiol. 56: 652-656. Sorkhoh, N. A., M. A. Ghammoum, S. S. Ibrahim, and R. I. Stretton (1990): Crude oil and hydrocarbon-degrading strains of Rhodococcus rhodochrous isolated from soil and marine environments in Kuwait. Environmental Pollution 65: 1-17. STANAG 7141 EP (Edition 1) (Ratification draft 1) – Joint NATO doctrine for environmental protection during NATO led operations and exercises. Reference: NSA (JSB) 1372-EP dated 10 December 2001 (EPWG Report 2001, paragraphs 68-73). North Atlantic Treaty Organization, NATO Standerdization Agency (NSA), Joint Service Board, Brussels. NSA (JSB) 0039EP/7141, 21 January 2002. Stroo, H. F. (1992): Biotechnology and hazardous waste treatment. J. Environ. Qual. 21: 167-175. Sz. Kiss Csaba (1996): A NATO Modern Társadalom Kihívásai Bizottsága (NATO-CCMS). In: Környezeti együttműködés a NATO-ban. Válogatás. Katonai Környezetvédelmi Füzetek 2., Szerkesztő: Sz. Kiss Csaba. HM Regionális Katonai Környezetvédelmi Központ időszakos kiadványa, Budapest, p. 7-35. Szabó Lajos (1996): Környezetvédelem, a környezetgazdálkodás kialakulása. Környezetgazdálkodás a mezőgazdaságban. Mezőgazda kiadó, Budapest, 425 p.

In:

Thyll

Szilárd

(szerk.):

Szabó, I. M. (1986): Az általános talajtan biológiai alapjai. Mezőgazdasági Kiadó, Budapest, p. 94-115. Szoboszlay Sándor, Török Gábor, Kriszt Balázs és Rúzs-Molnár Sándor (1995): Nem patogén mikroorganizmusok alkalmazása szénhidrogénnel szennyezett területek környezetkímélő mentesítésére. Biotechnológia és környezetvédelem-ma és holnap 9 (1): 34-37. Szoboszlay, S., J. Solymosi, J. Lauer, B. Atzél, I. Szabó and B. Kriszt (2002): Environmental safety and biodegradation of hydrocarbons. 4th International Scientific Conference „Foreign Substances in the Environment”, Nitra, Slovakia, September 12, 2002. Proceedings p. 200-204. Szoboszlay, S., J. Solymosi and B. Kriszt (2002/a): The biodegradation of hydrocarbon compounds concerning to environmental safety. Academic and Applied Research in Military Science 1(1): 103-117. Tomlinson, D. L. (1985): Spoilage of stored onion (Allium cepa L. var. cepa) by Pseudomonas aeruginosa (Schroeter) Migula in lowland Papua New Guinea. Trop. Pest Manage. 31: 214-216. Török Gábor, Szoboszlay Sándor, Kriszt Balázs és Rúzs-Molnár Sándor (1996): Szénhidrogének stimulált biodegradációja. MTA Általános Mikrobiológiai Bizottsága Előadóülése, Budapest, Magyar Tudományos Akadémia Székháza, 1996. 02. 21. Tsoi, T. V., E. G. Plotnikova, J. R. Cole, W. F. Guerin, M. Bagdasarian and J. M. Tiedje (1999): Cloning, expression and nucleotide sequence of the Pseudomonas aeruginosa 142 ohb genes coding for oxygenolytic ortho dehalogenation of halobenzoates. Applied and Environmental Microbiology 65 (5): 2151-2162. U. S. EPA (1994): EPA Remediation technologies screening matrix and reference guide. United States Environmental Agency, U. S. Government Printing Office, Washington, 143 p. U. S. EPA (1995): Remediation case studies: bioremediation. In: Federal publications on alternative and innovative treatment technologies for corrective action and site remediation. Fourth Edition. U. S. Environmental Protection Agency, Technology Innovation Office, Washington, 51 p. Utkin, I. B., M. M. Yakimov, L. N. Matveeva, E. I. Kozlyak, J. S. Rogozkin, Z. G., Solomon and A. M. Berbedorov (1991): Degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons by the strain Pseudomonas fluorescens 16N2. Appl. Biochem. Microbiol. 27: 61-66. Verce, M. F., R. L. Ulrich and D. L. Freedman (2000): Characterization of an isolate that uses vinyl chloride as a growth substrate under aerobic conditions. Applied and Environmental Microbiology 66 (8): 3535-3542. Walker, J. D., P. A. Seesman and R. R. Colwell (1975): Effect of South Luisiana crude oil and No. 2. fuel oil on growth of heterotrophic microorganisms, including proteolytic, Iypolitic, chitinolytic and cellulolytic bacteria. Environ. Pollut. 9: 1333.

117

Wiegel, J. and Q. Wu (2000): Microbial reductive dehalogenation of polychlorinated biphenyls. FEMS Microbiology Ecology 32: 1-15. Wieland, C. W., B. Siegmund, G. Senaldi, M. L. Vasil, Ch. A. Dinarello and G. Fantuzzi (2002): Pulmonary inflammation induced by Pseudomonas aeruginosa lipopolysaccharide, phospholipase C, and exotoxinA: role of interferon regulatory factor 1. Infection and Immunity, 70 (3): 1352-1358. Wild, S, R., M. L. Berrow, S. P. McGrath and K. C. Jones (1992): Polynuclear aromatic hydrocarbons in crop from long-term field experiments amended with sewage sludge. Environ. Pollut. 76: 25-32. Wild, S. R. and K. C. Jones (1992): Polynuclear aromatic hydrocarbon uptake by carrots grown in sludge – amended soil. J. Environ. Qual. 21: 217-225. Wilson, S. C. and Jones, K. C. (1993): Bioremediation of soil contaminated with polynuclear aromatic hydrocarbons (PAHs): a review. Environ. Pollut. 81: 229-249. Wolf, M. and R. Bachofen (1991): Microbial degradation for bitumen matrix used in nuclear waste depositories. Naturwissenschaften 78: 414-417. WTW (1999). Laboratóriumi- és Környezetvédelmi Mérőműszerek. Wissenschaftlich – Technische Werkstätten, Weilheim. p: 188-194. Yamane, A., k. Sakakibara, M. Hosomi and A. Murakami (1999): Microbial degradation of petroleum hydrocarbons in estaurine sediment of Tama River in Tokyo urban area. Water Science and Technology 35 (8): 69-76.

Hivatkozott határozatok, jogszabályok 94/1998 (XII.29.) OGY határozata a Magyar Köztársaság biztonság- és védelempolitikájának alapelveiről. Magyar Közlöny 120: 8271-8275. (1998). 1995. évi LIII. törvény a környezet védelmének általános szabályairól. Magyar Közlöny 52: 2780-2799. (1995). 33/2000 (III.17) Kormány rendelet a felszín alatti vizek minőségét érintő tevékenységekkel összefüggő egyes feladatokról. Magyar Közlöny 23:1078-1098. (2000). 8/2001 (I.26.) A FVM rendelete a termésnövelő anyagok engedélyezéséről, tárolásáról, forgalmazásáról és felhasználásáról. Magyar Közlöny 9:458-522. (2001). 10/2000 (VI.2.) KöM-EüM-FVM-KHVM együttes rendelete a felszín alatti víz és a földtani közeg minőségi védelméhez szükséges határértékekről. Magyar Közlöny 53: 3156-3167. (2000). 201/2001 (X.25.) Kormány rendelet az ivóvíz minőségi követelményeiről és az ellenőrzés rendjéről. Magyar Közlöny 118: 8188-8235. (2001). 97/1999 (XI.18.) FVM-EüM-GM együttes rendelete a természetes ásványvíz, a forrásvíz, az ivóvíz és az ásványi anyaggal dúsított ivóvíz palackozásáról és forgalmazásáról. Magyar Közlöny 103: 6568-6574. (1999). Hivatkozott szabványok

MSZ 21470-1:1998 Környezetvédelmi talajvizsgálatok – Mintavétel p.12. MSZ 21464:1998 Mintavétel a felszín alatti vizekből p.6. MSZ ISO 5667-10:1995 Vízminőség. Mintavétel. 10.rész: A szennyvízből végzett mintavétel előírásai p.11. MSZ 318-2:1985 Szennyvíziszap vizsgálata. Mintavétel p.4. MSZ ISO 8199:1992 Általános irányelvek. A mikroorganizmusok számának meghatározása tenyésztéssel p.17. MSZ 318-27:1986 Szennyvíziszap és szennyvizek vizsgálata. Bakteriológiai vizsgálat p.16. MSZ 21470/77:1988 Környezetvédelmi talajvizsgálatok. Mikrobiológiai vizsgálatok p.14. MSZ 448/44:1990 Ivóvízvizsgálat. Bakteriológiai vizsgálat p.11. MSZ 11793:1993 Ólmozatlan motorbenzinek p.2. MSZ EN 228:2000 Gépjármű – hajtóanyagok. Ólmozatlan motorbenzin. Követelmények és vizsgálati módszerek. p. 14.

118

Internetes hivatkozások (weboldalak) www.ktm.hu/korny/bizt/kornybiz.htm www.ktm.hu www.bsd.cme.msu.edu/bsd www.kvvm.hu/korny/karmentesites/kiadvanyok/karmkezik4/index.htm www.frtr.gov

A TÉMAKÖRBŐL KÉSZÜLT PUBLIKÁCIÓK JEGYZÉKE

Lektorált folyóirat cikkek 1. F. Buday, Z. Gergely, G. Török, S. Szoboszlay, Á. Szakács and I. Farkas (1988): Elimination of environment-polluting hydrocarbons using biotechnology. Acta Microbiologica Hungarica 35 (2): 129. 2. Sándor Szoboszlay, József Solymosi, Balázs Kriszt (2002): The biodegradation of hydrocarbon compounds concerning to environmental safety. Academic and Applied Research in Military Science 1(1):103-106. 3. Hartman, M., Szoboszlay, S., Kriszt, B. (1994): Laboratóriumi módszerek növényi kivonatok antimikrobiális hatásának kimutatásához. Biokultúra 5(9):6-7. 4. Hevesi, M., Szoboszlay, S., Kriszt, B. (1994): A baktériumos növénybetegségek elleni védekezés lehetőségei és újabb irányai. Növényvédelem 30(12):570-571. 5. Szoboszlay S., Török G., Kriszt B., Rúzs-Molnár S. (1995): Nem patogén mikroorganizmusok alkalmazása szénhidrogénnel szennyezett területek környezetkímélő mentesítésére. Biotechnológia és Környezetvédelem – ma és holnap 9(1):34-37. 6. Hartman M., Szoboszlay S., Kriszt B. (1995): Biogazdák által alkalmazott növényi kivonatok értékelése laboratóriumi körülmények között. Növényvédelem 31(2):59-65. 7. Kriszt B., Szoboszlay S., Dobolyi Cs. (1996) : A Streptomyces nitrosporeus N2Otermelésének (aerob denitrifikáció) vizsgálata. Agrokémia és Talajtan 45 (3-4): 315-326.

Nemzetközi konferencia kiadványban idegen nyelvű előadás 1. F. Buday, G. Török, Z. Gergely, S. Szoboszlay, Á. Szakács, T. Farkas, B. Csaplár and P. Biliczki (1987): A biotechnological process for the elimination of environment polluting hydrocarbons. p. 1657-1662. In.: Hazardous Waste: Detection, Control, Treatment. Edited by R. Abbou, Elsevier Science Publishers B. V., Amsterdam, Oxford, New York, Tokyo. World Conference on Hazardous Waste, Budapest, Hungary, October 25-31, 1987. 2. F. Buday, Z. Gergely, G. Török, S. Szoboszlay, B. Csáplár and Z. Szabó (1989): A Biotechnological method for elimination of environment polluting hydrocarbons. p. 263-267.

119

In: Agricultural Engineering Vol. I. Edited by V.A. Dodd and P.M. Grace A. A. Balkema. Rotterdam, Brookfield. 11th International Congress on Angricultural Engineering, Dublin, 4-8 September, 1989. 3. S.Szoboszlay, B.Kriszt, G.Török, L.Fülöp, M.Hevesi, I.Bérci and M.Sajgó (1991): GATEMYCIN-285 a metabolite produced by Streptomyces libani and its utilization for plant protection. 15th International Congress of Biochemistry, Jerusalem, August 4-8, 1991. Abstracts p. 88. 4. Gy. Heltai, B.Kriszt, S.Szoboszlay (1994): 15N-detection method for testing of denitrification activity of certain soil microorganisms. 8th Nitrogen Workshop, Ghent, 5-8 September, 1994, Book of Abstracts, p. 45. 5. B.Kriszt, S.Szoboszlay, G.Török, S.Rúzs-Molnár, L.Bélafi and M.Sajgó (1994): Stimulated biodegradation of n-paraffins and some polynuclear aromatic hydrocarbons. 16th International Congress of Biochemistry and Molecular Biology, New Delhi, India, September 19-22, 1994, Abstracts, Vol. II. p. 92. 6. S. Szoboszlay, J. Solymosi, J. Lauer, B. Atzél, I. Szabó and B. Kriszt (2002): Environmental safety and biodegradation of hydrocarbons. 4th International Scientific Conference „Foreign Substances in the Environment”, Nitra, Slovakia, September 12, 2002. Proceedings p. 200-204. 7. Gy. Dura, S. Szoboszlay, B. Kriszt (2002): Risk assessment in a former open-field chemical waste burning site. International Conference on Rural Health in Miditerranean and Balkan Countries, Bari (Italy), November 13-16, 2002. Book of Abstracts p. 97. Hazai konferencia kiadványában idegen nyelvű előadás 1. Szoboszlay S., Török G., Kriszt B., Rúzs-Molnár S., Sajgó M., Lakics L., Bélafi L., Herendi J., (1993): Stimulated biodegradation of environment polluting hydrocarbons. Scientific Conference on New Strategies for Sustainable Rural Development, Gödöllő, Hungary, March 22-25, 1993. Abstracts p. 29. 2. V. Kertész, I. Hlubik, S. Szoboszlay, B. Kriszt (1997): The effects of different concentrations of Benzo(a)pyrene (BaP) on the embryonic development of aquatic birds (A Modell Experiment). The 2nd International Conference on Carpatian Euroregion Ecology (CERECO 97), Miskolc-Lilafüred, July 1-4. Abstracts p.143. 3. V. Kertész, I. Hlubik, S. Szoboszlay, B. Kriszt, M. Bálint (1997): The effects of benzo(a)pyrene and chromium on the reproduction of the Mallard. International Conference of PhD Students. Miskolc, Hungary, 11-17 August 1997, Proceedings p. 157-163. Hazai konferencia kiadványában előadás 1. Szoboszlay S., Török G., Bérci I., Kriszt B. és Sajgó M. (1990): A GATE Mezőgazdasági Kémiai és Biokémiai Tanszék Technológiai csoportjának biotechnológiai fejlesztési munkái. Mezőgazdasági Tudományos Napok. Biotechnológia a GAK Intézményeiben. Gödöllő, 1990. április 5. Összefoglalók p. 64.

120

2. Szoboszlay S., Török G., Kriszt B., Rúzs-Molnár S., Sajgó M., Lakics L., Bélafi L., Herendi J., (1993): Szénhidrogének stimulált biodegradációja. Magyar Mikrobiológiai Társaság, 1993. évi Nagygyűlése, Győr, 1993. augusztus 16-18. Összefoglalók, p. 99. 3. Kertész V., Hlubik I., Szoboszlay S., Kriszt B., Bálint M. (1997): A felszíni vizekbe bekerülő benz(a)pyren (BaP) vizimadarak szaporaságára gyakorolt hatásának vizsgálata (modellkísérlet). 3. Veszprémi Környezetvédelmi Konferencia, Veszprém, 1997. Május 2628. Összefoglalók p.298-305 4. Kertész V., Hlubik I., Szoboszlay S., Kriszt B., Bálint M. (1997): Egy PAH vegyület és egy nehézfém toxikus hatásának modellezése tőkés récén. TOX’97, A Magyar Toxikológus Egyesület Kongresszusa, Visegrád, 1997. október 16-18., Összefoglalók p. SZ1.7 5. Szoboszlay Sándor, Solymosi József, Kriszt Balázs (2001): Szénhidrogén vegyületek biodegradációjának néhány környezetbiztonsági vonatkozása. Doktoranduszi konferencia, 2001. novemberi konferencián elhangzott előadások anyaga. Budapest, Zrínyi Miklós Nemzetvédelmi Egyetem. p. 310-322 Magyar szabadalom, találmány 1. 206393 lajstromszám alatt elfogadott (1990): Buday Ferdinánd (15%), Bérczi István (20%), Sajgó Mihály (10%), Szoboszlay Sándor (25%), Török Gábor (20%), Kriszt Balázs (10%): Antibiotikumot tartalmazó készítmény növényi kórokozók ellen és eljárás az antibiotikum előállítására. 2. 279 lajstromszám alatt elfogadott használati mintaoltalom (1992): Sajgó M. (76%), Kriszt B. (8%), Szoboszlay S. (8%), Török G. (8%): Hűtő-fűtő tárolótartály

121

KÖSZÖNETNYILVÁNÍTÁS

Értekezésem létrejöttét szeretettel és tisztelettel szeretném megköszönni mindazoknak, akik a szénhidrogén vegyületek biológiai lebontása témakörben végzett munkámat segítették. Hálás köszönetemet szeretném kifejezni Dr.Solymosi József professzor úrnak, tudományos témavezetőmnek, aki elsőként ismertetett meg a környezetbiztonság témakörével, fontosságával, elindítva a Zrínyi Miklós Nemzetvédelmi Egyetem Katonai Műszaki Doktori Iskolájának keretein belül, a bioremediációs környezetvédelmi kármentesítési technológiák biológiai biztonságával foglakozó tudományos munkám kiegészítésének, összegzésének útján. Szívből köszönöm szakmai tanácsait, kritikáit, biztatásait és azt a feszes, céltudatos segítségét, amely nélkül sem elkezdeni, sem befejezni nem tudtam volna értekezésemet. Szeretnék köszönetet mondani és tisztelettel adózni néhai Dr. Buday Ferdinánd tanszékvezető úrnak, aki még egyetemi hallgató koromban elindított a mikrobák varázslatos világa felé, majd átvezetett az egyetemi doktori cím megszerzésének próbatételein. Magyarországon először ő és tudós társai, néhai Dr.Gergely Zoltán és a számomra még ma is sok hasznos tanáccsal szolgáló, szakmai felkészültségében, emberségében példaadó kollégám, Dr.Török Gábor nyugalmazott tudományos főmunkatárs kezdték el a szénhidrogén bontó mikroszervezetek környezetvédelmi célú felhasználását. Köszönetemet fejezem ki a Szent István Egyetem Környezetgazdálkodási Intézet vezetőjének, Dr. Ángyán József professzor úrnak, aki mindvégig támogatta zavartalan felkészülésemet a fokozatszerzésre, az Intézet közösségének, akik napi küzdelmükkel nekem is folyamatosan erőt adtak munkámban. Külön szeretném megköszönni, a SZIE Környezeti Elemek Védelme Tanszék vezetőjének Dr. Kriszt Balázs egyetemi docens úrnak tanácsait, kísérleteimhez nyújtott fizikai, szellemi és anyagi segítségét, amivel hozzájárult értekezésem elkészítéséhez. Nagyon köszönöm Rúzs-Molnár Sándor tanszéki mérnök úrnak, Benséné Fekete Idikó laboránsnak és Atzél Béla egyetemi hallgatónak, tanítványomnak a kísérleteim beállításában, felügyeletében, értékelésében nyújtott segítségüket.

122

FÜGGELÉK

F.1. számú táblázat A környezeti mintákból identifikált mikroszervezetek 120 órás tenyésztés után, gravimetriás gyors módszerrel mért szénhidrogén bontó képességének összefoglalása a középértékek és a szórás bemutatásával Szénhidrogén bontás gravimetriásan (%) Mérési eredmények 1.MÉRÉS

2.MÉRÉS

3.MÉRÉS

4.MÉRÉS

5.MÉRÉS

6.MÉRÉS

ÁTLAG

SZÓRÁS

TÖK 1/2

85

91

86

90

89

87

88

2,37

TÖK 3/2

82

89

83

88

84

90

86

3,41

TÖK 2/6

78

85

77

87

81

84

82

4,00

TÖK 1/16

81

83

82

79

85

76

81

3,16

TÖK 3/1

75

83

76

82

79

79

79

3,16

TSZ/2

75

82

73

79

83

76

78

4,00

CHI/1

72

72

78

73

75

80

75

3,35

TÖK 2/3

69

76

70

75

72

76

73

3,10

CHI/3

76

68

69

75

71

73

72

3,22

CHI/4

76

75

68

69

74

70

72

3,41

TÖK 3/7

66

72

65

71

70

70

69

2,83

TSZ/6

72

72

71

66

68

65

69

3,10

TCB/1

65

71

66

70

68

68

68

2,28

MOF/1

62

69

62

72

65

66

66

3,95

TSZ/4

62

68

74

63

60

63

65

5,14

CHI/2

59

67

65

72

63

58

64

5,22

KÖBAL/5

58

68

62

64

66

60

63

3,74

CSA/5

59

65

60

64

63

61

62

2,37

TÖK 1/8

55

58

63

64

65

67

62

4,56

KÖBAL/1

50

63

64

66

66

63

62

6,03

TSZ/3

62

58

63

72

59

58

62

5,33

SZL/1

58

64

59

63

60

62

61

2,37

T/5 (TCB)

55

63

56

62

61

57

59

3,41

NCP/5 (TCB)

50

63

63

71

62

45

59

9,61

NCP/3 (TCB)

48

61

61

60

57

61

58

5,14

KKL/8

55

61

56

60

59

57

58

2,37

TAK/4

54

60

57

61

63

53

58

4,00

LB/6

50

62

53

59

57

55

56

4,29

TCB/2

51

61

53

59

56

56

56

3,69

MSE/1

48

50

54

58

59

67

56

6,90

NEL/5

52

58

51

59

54

56

55

3,22

T/4 (TCB)

57

58

50

51

56

52

54

3,41

ZALA/1

50

56

51

55

54

52

53

2,37

ZALA/2

48

56

49

55

58

46

52

4,94

LB/4

54

46

48

52

50

56

51

3,74

CHI/7

51

52

49

53

62

39

51

7,40

MSU/1

48

49

52

53

54

50

51

2,37

TÖK 1/17

42

48

51

54

55

44

49

5,29

MSE/4

43

45

48

51

52

55

49

4,52

CSA/8

44

51

45

49

50

49

48

2,83

NEL/1

32

50

51

49

47

59

48

8,85

MSE/6

46

48

50

52

49

43

48

3,16

NCP/6 (TCB)

47

49

50

51

46

45

48

2,37

TÖK 2/7

46

47

50

48

47

50

48

1,67

MSU/2

43

49

45

50

51

38

46

4,98

CSA/2

40

41

40

44

41

46

42

2,45

MSE/5

40

42

39

43

42

46

42

2,45

TÖK 1/5

41

42

44

43

44

38

42

2,28

TÖK 3/9

39

43

35

47

42

40

41

4,05

TÖK 3/5

37

37

42

43

36

39

39

2,90

T/6 (TCB)

36

37

43

44

37

37

39

3,52

MSE/8

41

48

32

36

37

40

39

5,44

TAK/2

34

42

37

36

39

40

38

2,90

TÖK 1/1

33

35

37

38

42

31

36

3,90

TÖK 1/10

34

36

36

42

37

31

36

3,63

CSA/6

33

33

38

41

43

28

36

5,66

TÖK 1/9

32

38

34

36

35

35

35

2,00

TÖK 3/8

31

32

37

38

36

36

35

2,83

KÖBAL/4

26

30

31

34

36

35

32

3,74

MOM/1

28

30

31

34

36

33

32

2,90

SZE (MSE)

30

32

34

36

42

18

32

8,00

TSZ/7

31

34

36

30

30

31

32

2,45

CSA/3

29

33

30

32

31

31

31

1,41

KKL/3

28

28

40

32

31

27

31

4,82

TÖK 1/11

27

30

28

29

34

26

29

2,83 2,19

KÖBAL/3

26

31

29

28

32

28

29

NEL/4

25

32

34

30

27

20

28

5,10

CSA/4

26

31

32

29

26

24

28

3,16

MSU/3

12

18

33

21

20

28

22

7,46

TÖK 1/12

16

17

22

24

21

26

21

3,90

KKL/6

17

17

19

21

22

12

18

3,58

TÖK 1/4

17

19

18

18

21

15

18

2,00

LB/1

16

17

19

21

14

15

17

2,61

TSZ/8

10

32

18

9

24

3

16

10,75

SZL/3

15

13

19

21

21

7

16

5,48

KKL/5

4

16

22

8

10

12

12

6,32

SZL/6

6

11

13

17

8

17

12

4,56

BF 1/3

12

14

8

9

10

13

11

2,37

KKL/7

11

12

13

14

10

6

11

2,83

MSU/5

11

10

9

6

12

12

10

2,28

TCB/3

6

8

8

9

6

11

8

1,90

KKL/9

2

4

8

10

10

4

6

3,44

F.2. számú táblázat A környezeti mintákból izolált, nem patogén mikroszervezetek egyéni szénhidrogén bontási spektruma (A lebomlási %-ok 6-6 ismétlés átlagát mutatják, a szórás értékek felüntetésével) 3:2 arányú gázolajparaffinmentesített középolaj keverékek gázkromatográfiával meghatározott %-os összetétele

Komponensek neve

Kezeletlen kontroll

Kezelt (sterilezés, rázatás, extrahálás desztillálás utáni) minta

ÁTLAG ( )

SZÓRÁS (s)

1.

ÁTLAG ( )

SZÓRÁS (s)

1.

ÁTLAG ( )

SZÓRÁS (s)

1.

ÁTLAG ( )

SZÓRÁS (s)

1.

ÁTLAG ( )

SZÓRÁS (s)

1.

ÁTLAG ( )

SZÓRÁS (s)

A szénhidrogén lebomlás %-os mértéke a kezelt mintához képest

n-C

0,3

<0,1

n-C8

0,7

<0,1

n-C9

1,2

0,1

100

100

100

100

100

100

100

0

100

100

100

100

100

100

100

0

93,3

100

100

100

100

100

100

2,72

100

100

100

100

100

100

100

0

100

100

100

100

100

100

100

0

100

100

100

100

100

100

100

0

n-C10

2,2

0,5

100

100

100

100

100

100

100

0

100

100

100

100

100

100

100

0

100

100

100

100

100

100

100

0

100

100

100

100

100

100

100

0

100

100

100

100

100

100

100

0

100

100

100

100

100

100

100

0

n-C11

2,9

1,5

90

92

90

95

88

85

90

3,41

93

100

100

100

99

96

98

2,89

92

92

100

100

100

98

97

3,95

47

52

53

48

51

49

50

2,37

57

63

58

64

59

59

60

2,83

88

87

95

93

90

87

90

3,35

n-C12

3,4

2,2

83

88

92

89

90

86

88

3,16

96

92

100

97

100

91

96

3,85

95

96

98

100

100

87

96

4,86

50

55

51

54

53

55

53

2,10

58

64

59

63

63

59

61

2,61

42

43

49

50

46

40

45

4

n-C13

3,1

2,7

77

86

79

83

82

79

81

3,29

87

89

96

90

91

99

92

4,56

78

86

82

83

84

79

82

3,03

78

86

85

84

79

80

82

3,41

70

76

71

75

76

70

73

2,97

56

61

62

65

57

53

59

4,43

n-C14

3,0

3,0

74

76

82

78

83

75

78

3,74

77

78

82

84

81

78

80

2,76

61

63

69

67

64

66

65

2,90

70

76

76

71

72

73

73

2,53

58

66

61

63

64

60

62

2,90

43

47

44

49

44

43

45

2,45

n-C15

2,9

3,0

75

78

79

82

83

71

78

4,47

68

72

67

74

75

76

72

3,74

52

55

56

59

54

60

56

3,03

73

80

79

74

74

82

77

3,79

63

63

69

64

65

72

66

3,69

49

49

54

53

54

53

52

2,37

n-C16

2,7

2,4

73

80

80

72

76

81

77

3,90

57

57

57

62

62

59

59

2,45

28

28

32

31

31

30

30

1,67

72

74

80

78

77

75

76

2,90

60

61

61

66

66

64

63

2,68

47

53

48

52

51

49

50

2,37

n-C17

2,2

2,4

76

76

72

73

80

79

76

3,16

57

58

63

63

61

58

60

2,68

28

26

32

33

29

26

29

2,97

69

70

75

73

72

73

72

2,19

56

56

57

64

63

64

60

4,05

49

54

54

48

51

56

52

3,16

n-C18

2,1

2,2

74

74

82

83

79

76

78

3,95

60

62

62

66

66

62

63

2,45

35

35

39

40

33

40

37

3,03

66

65

60

61

59

67

63

3,41

52

52

60

59

58

55

56

3,52

47

53

53

52

48

47

50

2,97

n-C19

1,7

1,8

72

80

80

73

74

77

76

3,52

63

62

62

68

70

71

66

4,15

33

33

34

36

35

39

35

2,28

57

57

63

61

60

62

60

2,53

50

50

54

55

52

57

53

2,83

46

46

45

49

49

47

47

1,67

n-C20

1,6

1,8

75

75

82

82

78

76

78

3,29

72

73

74

63

63

69

69

4,94

36

36

38

31

32

37

35

2,83

63

62

60

57

57

61

60

2,53

47

47

48

48

53

57

50

4,10

45

45

49

48

50

45

47

2,28

n-C21

1,4

1,5

73

73

78

80

80

72

76

3,74

67

67

74

73

69

76

71

3,85

32

32

33

36

36

35

34

1,90

59

59

57

52

52

57

56

3,22

53

53

52

46

46

50

50

3,29

45

46

48

50

50

49

48

2,10

n-C22

1,4

1,3

72

80

72

80

75

77

76

3,63

71

71

78

79

76

75

75

3,41

42

42

47

46

47

46

45

2,37

52

58

53

57

57

53

55

2,61

51

50

52

56

56

59

54

3,52

45

45

46

40

40

42

43

2,68

n-C23

0,7

1,0

77

77

80

84

84

78

80

3,29

75

83

82

74

83

77

79

4,15

44

44

48

48

50

42

46

3,10

69

69

62

61

68

61

65

4,05

57

58

60

60

62

63

60

2,28

63

63

65

57

57

55

60

4,15

n-C24

0,6

0,7

82

82

80

72

80

72

78

4,73

76

84

75

76

82

87

80

5,02

41

41

45

43

44

44

43

1,67

63

63

70

69

68

57

65

4,94

56

62

57

61

60

58

59

2,37

50

50

55

55

52

56

53

2,68

n-C25

0,4

1,0

76

76

82

82

80

72

78

4

83

86

92

92

87

88

88

3,52

47

48

53

53

48

51

50

2,68

61

60

58

55

55

59

58

2,53

54

54

49

53

53

49

52

2,37

76

77

77

78

83

83

79

3,16

n-C26

0,3

0,7

81

81

83

75

75

79

79

3,35

84

86

92

92

90

84

88

3,79

52

58

58

54

54

54

55

2,45

70

72

72

78

77

75

74

3,16

66

74

67

73

70

70

70

3,16

82

90

90

84

83

87

86

3,52

n-C27

0,2

0,5

79

79

80

86

86

82

82

3,29

87

87

92

94

93

87

90

3,35

46

46

48

47

50

39

46

3,74

76

76

77

71

75

69

74

3,22

68

71

72

70

66

73

70

2,61

90

89

83

88

84

88

87

2,83

n-C28

0,1

0,5

77

78

78

84

83

80

80

2,90

94

92

94

86

87

87

90

3,74

44

43

48

48

49

44

46

2,61

75

83

83

76

78

79

79

3,41

71

71

73

78

75

82

75

4,34

90

82

81

89

86

88

86

3,74

n-C29

0,1

0,4

80

81

88

88

83

84

84

3,41

88

88

98

96

93

95

93

4,20

51

56

56

52

53

56

54

2,28

79

80

87

85

79

88

83

4,15

78

79

80

84

81

78

80

2,28

86

95

87

88

90

94

90

3,74

n-C30

<0,1

0,2

76

84

77

77

82

84

80

3,74

82

84

89

87

83

85

85

2,61

72

73

78

79

76

72

75

3,10

78

78

82

83

84

87

82

3,52

86

87

95

93

90

89

90

3,46

88

88

94

92

93

97

92

3,52

n-C31

<0,1

0,1

88

88

86

93

90

95

90

3,41

83

83

80

81

76

77

80

2,97

49

49

53

51

47

51

50

2,10

77

78

84

86

80

75

80

4,24

89

91

95

94

96

99

94

3,58

90

100

98

96

97

95

96

3,41

n-C32

<0,1

<0,1

90

99

92

94

96

99

95

3,69

77

77

83

82

84

77

80

3,35

0

0

0

2

3

0

0

1,33

86

95

93

90

90

86

90

3,63

91

93

95

97

96

98

95

2,61

92

92

95

99

98

94

95

2,97

összes normál paraffin

35,2

31,5

Prisztán

1,8

1,9

76

84

82

78

77

83

80

3,41

65

66

68

72

72

71

69

3,10

51

51

49

55

54

52

52

2,19

64

64

68

62

72

60

65

4,34

70

72

78

74

70

80

74

4,20

46

48

46

49

45

48

47

1,55

Fitán

1,5

1,6

78

78

75

71

72

76

75

2,97

68

69

72

74

70

67

70

2,61

35

36

37

39

34

41

37

2,61

49

51

52

54

48

58

52

3,63

48

49

49

51

54

55

51

2,90

19

16

24

21

19

21

20

2,68

összes többi komponens

61,5

65,0

82

75

75

78

83

81

79

3,52

74

77

82

81

80

68

77

5,29

45

45

50

46

46

56

48

4,34

59

65

60

64

63

61

62

2,37

65

71

64

72

69

67

68

3,22

45

45

48

47

44

47

46

1,55

Micrococcus nishinomiyaensis (TÖK 1/16)

1.

2.

3.

4.

5.

6.

Pseudomonas vesicularis (TÖK 2/3)

2.

3.

4.

5.

6.

82

Comamonas acidovorans (TCB/1)

2.

3.

4.

5.

6.

81

Nocardia rubra (KÖBAL/5)

2.

3.

4.

5.

6.

54

Rhodococcus rhodochrous (TAK/4)

2.

3.

4.

5.

6.

72

Rhodococcus erythropolis (NEL/5)

2.

3.

4.

5.

6.

69

69

F.3.számú táblázat 1.rész A környezeti mintákból izolált mikroszervezetek szénhidrogén bontási spektrumának (ld. 3.3. táblázat ill. F.2. táblázat) statisztikai vizsgálata Variancia analízis, átlagok és szórások összehasonlítása P = 5%-os szinten, a konfidencia határok kijelölésével, szénatom számonként („Level” oszlop a mikroszervezetek számozását tartalmazza 1=Micrococcus nishinomiyaensis, 2= Pseudomonas vesicularis, 3= Comamonas acidovorans, 4=Nocardia rubra, 5=Rhodococcus rhodochrous, 6=Rhodococcus erythropolis) MTB > Oneway 'C11' 'dogi1'. One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C11 Source DF SS MS dogi1 5 12653.0 2530.6 Error 30 302.0 10.1 Total 35 12955.0

F 251.38

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev ---------+---------+---------+------(-*-) (*-) (-*) (*-) (-*-) (-*-) ---------+---------+---------+------Pooled StDev = 3.17 60 75 90 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C12' 'dogi1'. Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 90.00 98.00 97.00 50.00 60.00 90.00

StDev 3.41 2.90 3.95 2.37 2.83 3.35

One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C12 Source DF SS MS dogi1 5 15665.0 3133.0 Error 30 378.0 12.6 Total 35 16043.0

F 248.65

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev Level N Mean StDev ----+---------+---------+---------+-1 6 88.000 3.162 (-*-) 2 6 96.000 3.847 (-*-) 3 6 96.000 4.858 (-*-) 4 6 53.000 2.098 (-*-) 5 6 61.000 2.608 (-*-) 6 6 45.000 4.000 (-*-) ----+---------+---------+---------+-Pooled StDev = 3.550 48 64 80 96 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C13' 'dogi1'. One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C13 Source DF SS MS dogi1 5 3737.0 747.4 Error 30 404.0 13.5 Total 35 4141.0

F 55.50

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev ----+---------+---------+---------+-(--*-) (--*-) (-*--) (-*--) (--*-) (-*--) ----+---------+---------+---------+-Pooled StDev = 3.670 60 72 84 96 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C14' 'dogi1'. Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 81.000 92.000 82.000 82.000 73.000 59.000

StDev 3.286 4.561 3.033 3.406 2.966 4.427

One-Way Analysis of Variance

Analysis of Variance on C14 Source DF SS MS dogi1 5 5033.00 1006.60 Error 30 254.00 8.47 Total 35 5287.00

F 118.89

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev -----+---------+---------+---------+(-*-) (-*-) (-*-) (-*-) (-*-) (-*--) -----+---------+---------+---------+Pooled StDev = 2.910 48 60 72 84 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C15' 'dogi1'. Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 78.000 80.000 65.000 73.000 62.000 45.000

StDev 3.742 2.757 2.898 2.530 2.898 2.449

One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C15 Source DF SS MS dogi1 5 3557.0 711.4 Error 30 384.0 12.8 Total 35 3941.0

F 55.58

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev -+---------+---------+---------+----(--*--) (--*--) (--*--) (--*--) (--*--) (--*--) -+---------+---------+---------+----Pooled StDev = 3.578 50 60 70 80 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C16' 'dogi1'. Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 78.000 72.000 56.000 77.000 66.000 52.000

StDev 4.472 3.742 3.033 3.795 3.688 2.366

One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C16 Source DF SS MS dogi1 5 9305.00 1861.00 Error 30 226.00 7.53 Total 35 9531.00

F 247.04

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev Level N Mean StDev --+---------+---------+---------+---1 6 77.000 3.899 (*-) 2 6 59.000 2.449 (*-) 3 6 30.000 1.673 (-*-) 4 6 76.000 2.898 (-*) 5 6 63.000 2.683 (-*-) 6 6 50.000 2.366 (*-) --+---------+---------+---------+---Pooled StDev = 2.745 30 45 60 75 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C17' 'dogi1'. One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C17 Source DF SS MS dogi1 5 8429.00 1685.80 Error 30 286.00 9.53 Total 35 8715.00

F 176.83

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev ---+---------+---------+---------+--(-*) (-*-) (*-) (-*-) (-*-) (-*) ---+---------+---------+---------+--Pooled StDev = 3.088 30 45 60 75 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C18' 'dogi1'. Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 76.000 60.000 29.000 72.000 60.000 52.000

StDev 3.162 2.683 2.966 2.191 4.050 3.162

One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C18 Source DF SS MS dogi1 5 5753.0 1150.6 Error 30 318.0 10.6 Total 35 6071.0 Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Pooled StDev =

Mean 78.000 63.000 37.000 63.000 56.000 50.000 3.256

StDev 3.950 2.449 3.033 3.406 3.521 2.966

F 108.55

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev --------+---------+---------+-------(-*-) (-*-) (-*) (-*-) (*-) (*-) --------+---------+---------+-------45 60 75

NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C19' 'dogi1'. One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C19 Source DF SS MS dogi1 5 6281.00 1256.20 Error 30 260.00 8.67 Total 35 6541.00

F 144.95

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev Level N Mean StDev ---------+---------+---------+------1 6 76.000 3.521 (-*) 2 6 66.000 4.147 (-*-) 3 6 35.000 2.280 (*-) 4 6 60.000 2.530 (-*-) 5 6 53.000 2.828 (*-) 6 6 47.000 1.673 (*-) ---------+---------+---------+------Pooled StDev = 2.944 45 60 75 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C20' 'dogi1'. One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C20 Source DF SS MS dogi1 5 7353.0 1470.6 Error 30 358.0 11.9 Total 35 7711.0

F 123.23

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev ---------+---------+---------+------(-*-) (-*-) (-*-) (-*-) (-*-) (-*-) ---------+---------+---------+------Pooled StDev = 3.454 45 60 75 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C21' 'dogi1'. Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 78.000 69.000 35.000 60.000 50.000 47.000

StDev 3.286 4.940 2.828 2.530 4.099 2.280

One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C21 Source DF SS MS dogi1 5 7253.00 1450.60 Error 30 290.00 9.67 Total 35 7543.00

F 150.06

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev ----------+---------+---------+-----(-*) (*-) (-*) (*-) (*-) (-*-) ----------+---------+---------+-----Pooled StDev = 3.109 45 60 75 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C22' 'dogi1'. Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 76.000 71.000 34.000 56.000 50.000 48.000

StDev 3.742 3.847 1.897 3.225 3.286 2.098

One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C22 Source DF SS MS dogi1 5 6192.00 1238.40 Error 30 284.00 9.47 Total 35 6476.00

F 130.82

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev Level N Mean StDev -------+---------+---------+--------1 6 76.000 3.633 (-*-) 2 6 75.000 3.406 (-*--) 3 6 45.000 2.366 (-*--) 4 6 55.000 2.608 (-*-) 5 6 54.000 3.521 (-*-) 6 6 43.000 2.683 (-*-) -------+---------+---------+--------Pooled StDev = 3.077 48 60 72 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C23' 'dogi1'. One-Way Analysis of Variance

Analysis of Variance on C23 Source DF SS MS dogi1 5 4992.0 998.4 Error 30 382.0 12.7 Total 35 5374.0

F 78.41

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev -----+---------+---------+---------+(--*-) (--*-) (-*--) (-*--) (-*-) (-*-) -----+---------+---------+---------+Pooled StDev = 3.568 48 60 72 84 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C24' 'dogi1'. Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 80.000 79.000 46.000 65.000 60.000 60.000

StDev 3.286 4.147 3.098 4.050 2.280 4.147

One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C24 Source DF SS MS dogi1 5 6204.0 1240.8 Error 30 438.0 14.6 Total 35 6642.0

F 84.99

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev -------+---------+---------+--------(--*--) (--*-) (--*-) (-*--) (-*--) (-*--) -------+---------+---------+--------Pooled StDev = 3.821 48 60 72 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C25' 'dogi1'. Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 78.000 80.000 43.000 65.000 59.000 53.000

StDev 4.733 5.020 1.673 4.940 2.366 2.683

One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C25 Source DF SS MS dogi1 5 7500.9 1500.2 Error 30 311.3 10.4 Total 35 7812.2

F 144.56

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev Level N Mean StDev -+---------+---------+---------+----1 6 78.000 4.000 (-*-) 2 6 88.000 3.521 (-*--) 3 6 50.000 2.683 (--*-) 4 6 58.000 2.530 (-*--) 5 6 53.667 3.204 (--*-) 6 6 79.000 3.162 (-*-) -+---------+---------+---------+----Pooled StDev = 3.221 48 60 72 84 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C26' 'dogi1'. One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C26 Source DF SS MS dogi1 5 4388.0 877.6 Error 30 320.0 10.7 Total 35 4708.0

F 82.27

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev -------+---------+---------+--------(-*-) (-*--) (-*-) (--*-) (-*--) (--*-) -------+---------+---------+--------Pooled StDev = 3.266 60 72 84 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C27' 'dogi1'. Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 79.000 88.000 55.000 74.000 70.000 86.000

StDev 3.347 3.795 2.449 3.162 3.162 3.521

One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C27 Source DF SS MS dogi1 5 7709.0 1541.8 Error 30 306.0 10.2 Total 35 8015.0 Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Pooled StDev =

Mean 82.000 90.000 46.000 74.000 70.000 87.000 3.194

StDev 3.286 3.347 3.742 3.225 2.608 2.828

F 151.16

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev --+---------+---------+---------+---(-*) (-*-) (-*) (*-) (-*) (-*-) --+---------+---------+---------+---45 60 75 90

NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C28' 'dogi1'. One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C28 Source DF SS MS dogi1 5 7332.0 1466.4 Error 30 368.0 12.3 Total 35 7700.0

F 119.54

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev Level N Mean StDev --+---------+---------+---------+---1 6 80.000 2.898 (-*-) 2 6 90.000 3.742 (-*-) 3 6 46.000 2.608 (-*-) 4 6 79.000 3.406 (-*-) 5 6 75.000 4.336 (-*-) 6 6 86.000 3.742 (-*-) --+---------+---------+---------+---Pooled StDev = 3.502 45 60 75 90 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C29' 'dogi1'. One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C29 Source DF SS MS dogi1 5 5804.0 1160.8 Error 30 354.0 11.8 Total 35 6158.0

F 98.37

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev ------+---------+---------+---------+ (-*-) (-*-) (-*-) (-*-) (-*-) (-*-) ------+---------+---------+---------+ Pooled StDev = 3.435 60 75 90 105 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C30' 'dogi1'. Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 84.000 93.000 54.000 83.000 80.000 90.000

StDev 3.406 4.195 2.280 4.147 2.280 3.742

One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C30 Source DF SS MS dogi1 5 1212.0 242.4 Error 30 336.0 11.2 Total 35 1548.0

F 21.64

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev -------+---------+---------+--------(---*---) (---*---) (---*---) (---*---) (---*---) (---*---) -------+---------+---------+--------Pooled StDev = 3.347 77.0 84.0 91.0 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C31' 'dogi1'. Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 80.000 85.000 75.000 82.000 90.000 92.000

StDev 3.742 2.608 3.098 3.521 3.464 3.521

One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on C31 Source DF SS MS dogi1 5 8612.0 1722.4 Error 30 336.0 11.2 Total 35 8948.0

F 153.79

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev Level N Mean StDev ---------+---------+---------+------1 6 90.000 3.406 (-*-) 2 6 80.000 2.966 (-*-) 3 6 50.000 2.098 (-*-) 4 6 80.000 4.243 (-*-) 5 6 94.000 3.578 (-*-) 6 6 96.000 3.406 (-*-) ---------+---------+---------+------Pooled StDev = 3.347 60 75 90 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'C32' 'dogi1'. One-Way Analysis of Variance

Analysis of Variance on C32 Source DF SS MS dogi1 5 41670.14 8334.03 Error 30 276.83 9.23 Total 35 41946.97

F 903.15

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev -+---------+---------+---------+----(*) (*) (*) (*) (*) (*) -+---------+---------+---------+----Pooled StDev = 3.038 0 30 60 90 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'Prisztan' 'dogi1'. Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 95.000 80.000 0.833 90.000 95.000 95.000

StDev 3.688 3.347 1.329 3.633 2.608 2.966

One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on Prisztan Source DF SS MS dogi1 5 4881.0 976.2 Error 30 324.0 10.8 Total 35 5205.0

F 90.39

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev ----+---------+---------+---------+-(--*-) (--*-) (-*--) (-*-) (--*-) (-*-) ----+---------+---------+---------+-Pooled StDev = 3.286 48 60 72 84 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'Fitan' 'dogi1'. Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 80.000 69.000 52.000 65.000 74.000 47.000

StDev 3.406 3.098 2.191 4.336 4.195 1.549

One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on Fitan Source DF SS MS dogi1 5 12564.89 2512.98 Error 30 235.33 7.84 Total 35 12800.22

F 320.35

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev Level N Mean StDev --+---------+---------+---------+---1 6 75.000 2.966 (-*) 2 6 70.000 2.608 (*) 3 6 37.000 2.608 (-*) 4 6 51.667 3.011 (*) 5 6 51.000 2.898 (-*) 6 6 20.000 2.683 (*) --+---------+---------+---------+---Pooled StDev = 2.801 20 40 60 80 NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > Oneway 'Osszes t' 'dogi1'. One-Way Analysis of Variance Analysis of Variance on Osszes t Source DF SS MS dogi1 5 5948.0 1189.6 Error 30 388.0 12.9 Total 35 6336.0 Level 1 2 3 4 5 6

N 6 6 6 6 6 6

Mean 79.000 77.000 48.000 62.000 68.000 46.000

StDev 3.521 5.292 4.336 2.366 3.225 1.549

Pooled StDev = 3.596 MTB > TwoSample 95.0 'mn' 'pv'; SUBC> Alternative 0.

F 91.98

p 0.000

Individual 95% CIs For Mean Based on Pooled StDev -----+---------+---------+---------+(--*-) (-*--) (-*-) (--*-) (--*-) (-*--) -----+---------+---------+---------+48 60 72 84

Two Sample T-Test and Confidence Interval

F.3. táblázat 2.rész Mikroszervezet-páronként végzett t-próba. (Ahol P x 100 < 5, ott az összes normál paraffin lebontása között szignifikáns különbség van a két összehasonlított mikroszervezet teljesítménye között, ahol P x 100 > 5, ott inkább hasonló a teljesítményük, mint különböző mn=Micrococcus nishinomiyaensis, pv=Pseudomonas vesicularis, ca=Comamonas acidovorans, nr=Nocardia rubra, rr=Rhodococcus rhodochrous, re=Rhodococcus erythropolis) Twosample T for mn vs pv N Mean StDev mn 24 82.42 7.42 pv 24 81.4 12.5

SE Mean 1.5 2.6

95% C.I. for mu mn - mu pv: ( -5.0, 7.0) T-Test mu mn = mu pv (vs not =): T= 0.34 P=0.74

DF=

37

MTB > TwoSample 95.0 'mn' 'CA'; SUBC> Alternative 0. Two Sample T-Test and Confidence Interval Twosample T for mn vs CA N Mean StDev mn 24 82.42 7.42 CA 24 54.4 25.7

SE Mean 1.5 5.2

95% C.I. for mu mn - mu CA: ( 16.8, 39.2) T-Test mu mn = mu CA (vs not =): T= 5.13 P=0.0000

DF=

26

DF=

35

MTB > TwoSample 95.0 'mn' 'NR'; SUBC> Alternative 0. Two Sample T-Test and Confidence Interval Twosample T for mn vs NR N Mean StDev mn 24 82.42 7.42 NR 24 72.0 13.9

SE Mean 1.5 2.8

95% C.I. for mu mn - mu NR: ( 3.9, 17.0) T-Test mu mn = mu NR (vs not =): T= 3.26 P=0.0025

NOTE *** Data window was used to change the worksheet MTB > TwoSample 95.0 'mn' 'RR'; SUBC> Alternative 0. Two Sample T-Test and Confidence Interval Twosample T for mn vs RR N Mean StDev mn 24 82.42 7.42 RR 24 68.9 16.2

SE Mean 1.5 3.3

95% C.I. for mu mn - mu RR: ( 6.1, 20.9) T-Test mu mn = mu RR (vs not =): T= 3.73 P=0.0007

DF=

32

DF=

28

DF=

33

MTB > TwoSample 95.0 'mn' 'RE'; SUBC> Alternative 0. Two Sample T-Test and Confidence Interval Twosample T for mn vs RE N Mean StDev mn 24 82.42 7.42 RE 24 68.8 21.6

SE Mean 1.5 4.4

95% C.I. for mu mn - mu RE: ( 4.0, 23.1) T-Test mu mn = mu RE (vs not =): T= 2.92 P=0.0069 MTB > TwoSample 95.0 'pv' 'CA'; SUBC> Alternative 0. Two Sample T-Test and Confidence Interval Twosample T for pv vs CA N Mean StDev pv 24 81.4 12.5 CA 24 54.4 25.7

SE Mean 2.6 5.2

95% C.I. for mu pv - mu CA: ( 15.1, 38.9) T-Test mu pv = mu CA (vs not =): T= 4.63 P=0.0001 MTB > TwoSample 95.0 'pv' 'NR'; SUBC> Alternative 0.

Two Sample T-Test and Confidence Interval Twosample T for pv vs NR N Mean StDev pv 24 81.4 12.5 NR 24 72.0 13.9

SE Mean 2.6 2.8

95% C.I. for mu pv - mu NR: ( 1.8, 17.1) T-Test mu pv = mu NR (vs not =): T= 2.48 P=0.017

DF=

45

MTB > TwoSample 95.0 'pv' 'RR'; SUBC> Alternative 0. Two Sample T-Test and Confidence Interval Twosample T for pv vs RR N Mean StDev pv 24 81.4 12.5 RR 24 68.9 16.2

SE Mean 2.6 3.3

95% C.I. for mu pv - mu RR: ( 4.1, 21.0) T-Test mu pv = mu RR (vs not =): T= 3.00 P=0.0044

DF=

43

MTB > TwoSample 95.0 'pv' 'RE'; SUBC> Alternative 0. Two Sample T-Test and Confidence Interval Twosample T for pv vs RE N Mean StDev pv 24 81.4 12.5 RE 24 68.8 21.6

SE Mean 2.6 4.4

95% C.I. for mu pv - mu RE: ( 2.2, 22.9) T-Test mu pv = mu RE (vs not =): T= 2.47 P=0.018

DF=

36

MTB > TwoSample 95.0 'CA' 'NR'; SUBC> Alternative 0. Two Sample T-Test and Confidence Interval Twosample T for CA vs NR N Mean StDev CA 24 54.4 25.7 NR 24 72.0 13.9

SE Mean 5.2 2.8

95% C.I. for mu CA - mu NR: ( -29.6, -5.4) T-Test mu CA = mu NR (vs not =): T= -2.95 P=0.0057

DF=

35

MTB > TwoSample 95.0 'CA' 'RR'; SUBC> Alternative 0. Two Sample T-Test and Confidence Interval Twosample T for CA vs RR N Mean StDev CA 24 54.4 25.7 RR 24 68.9 16.2

SE Mean 5.2 3.3

95% C.I. for mu CA - mu RR: ( -27.0, -1.9) T-Test mu CA = mu RR (vs not =): T= -2.34 P=0.025

DF=

38

DF=

44

MTB > TwoSample 95.0 'CA' 'RE'; SUBC> Alternative 0. Two Sample T-Test and Confidence Interval Twosample T for CA vs RE N Mean StDev CA 24 54.4 25.7 RE 24 68.8 21.6

SE Mean 5.2 4.4

95% C.I. for mu CA - mu RE: ( -28.2, -0.6) T-Test mu CA = mu RE (vs not =): T= -2.11 P=0.041 MTB > TwoSample 95.0 'NR' 'RR'; SUBC> Alternative 0. Two Sample T-Test and Confidence Interval Twosample T for NR vs RR N Mean StDev NR 24 72.0 13.9 RR 24 68.9 16.2

SE Mean 2.8 3.3

95% C.I. for mu NR - mu RR: ( -5.7, 11.8) T-Test mu NR = mu RR (vs not =): T= 0.71 P=0.48 MTB > TwoSample 95.0 'NR' 'RE'; SUBC> Alternative 0. Two Sample T-Test and Confidence Interval

DF=

44

Twosample T for NR vs RE N Mean StDev NR 24 72.0 13.9 RE 24 68.8 21.6

SE Mean 2.8 4.4

95% C.I. for mu NR - mu RE: ( -7.5, 13.7) T-Test mu NR = mu RE (vs not =): T= 0.60 P=0.55

DF=

39

DF=

42

MTB > TwoSample 95.0 'RR' 'RE'; SUBC> Alternative 0. Two Sample T-Test and Confidence Interval Twosample T for RR vs RE N Mean StDev RR 24 68.9 16.2 RE 24 68.8 21.6

SE Mean 3.3 4.4

95% C.I. for mu RR - mu RE: ( -11.1, 11.1) T-Test mu RR = mu RE (vs not =): T= 0.01 P=0.99 MTB > Describe 'CA' 'RR' 'RE'. Descriptive Statistics Variable CA RR RE

N 24 24 24

Mean 54.42 68.87 68.83

Median 48.00 62.50 59.50

TrMean 54.82 68.32 68.59

Variable CA RR RE

Min 0.00 50.00 43.00

Max 100.00 100.00 100.00

Q1 35.50 56.75 48.50

Q3 72.50 78.75 90.00

StDev 25.66 16.15 21.58

SEMean 5.24 3.30 4.41

MTB > TwoSample 95.0 'CA' 'RE'; SUBC> Alternative 0; SUBC> Pooled. Two Sample T-Test and Confidence Interval Twosample T for CA vs RE N Mean StDev CA 24 54.4 25.7 RE 24 68.8 21.6

SE Mean 5.2 4.4

95% C.I. for mu CA - mu RE: ( -28.2, -0.6) T-Test mu CA = mu RE (vs not =): T= -2.11 P=0.041 Both use Pooled StDev = 23.7 MTB > NoOutfile.

DF=

46