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

Szent István Egyetem Környezettudományi Doktori Iskola

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

PhD értekezés

Halász Gábor Endre

Gödöllő 2010

A doktori iskola megnevezése:

Szent István Egyetem, Környezettudományi Doktori Iskola

tudományága: környezettudomány vezetője:

Dr. Heltai György egyetemi tanár, tanszékvezető, az MTA doktora SZIE Mezőgazdaság- és Környezettudományi Kar Kémia és Biokémia Tanszék, Környezettudományi Intézet

témavezető:

Dr. Heltai György egyetemi tanár, tanszékvezető, az MTA doktora SZIE Mezőgazdaság- és Környezettudományi Kar Kémia és Biokémia Tanszék, Környezettudományi Intézet

........................................................... Az iskolavezető jóváhagyása

2

........................................................... A témavezető jóváhagyása

TARTALOMJEGYZÉK Jelölések, rövidítések jegyzéke..........................................................................................................5 1.

Bevezetés és célkitűzések .......................................................................................................7

2.

Irodalmi áttekintés.................................................................................................................9

2.1

Vízi üledékek kialakulása ........................................................................................................9

2.2

Nehézfémek az üledékekben..................................................................................................11

2.3

Üledékek nehézfémtartalmának meghatározása ....................................................................15

2.3.1

Fémek előfordulási formái üledékekben, talajokban és ülepedő porokban ...........................15

2.3.2

Egylépéses extrakciók............................................................................................................19

2.3.3

Többlépéses (szekvens) eljárások ..........................................................................................20

2.3.4

Egyéb módszerek ...................................................................................................................21

2.3.5

Extrakciós eljárások a nemzetközi és európai szabványokban..............................................24

2.4

Ökotoxikológiai vizsgálatok ..................................................................................................24

2.5

Az Európai Unió Víz Keretirányelve.....................................................................................29

3.

Anyag és módszer.................................................................................................................33

3.1

Környezetterhelési vizsgálatok folyó- és állóvizeken............................................................33

3.1.1

Monitoring a Rákos-patak vízrendszerén ..............................................................................33

3.1.2

A Tisza (és a Szamos) szennyezettségének vizsgálata ..........................................................35

3.2

Minták ....................................................................................................................................37

3.2.1

Vízi üledékek .........................................................................................................................37

3.2.2

Talajok ...................................................................................................................................37

3.2.3

Ülepedő por............................................................................................................................37

3.3

Extrakciók ..............................................................................................................................38

3.3.1

Pórusvíz nyerés ......................................................................................................................38

3.3.2

Hidegvizes rázatás..................................................................................................................38

3.3.3

Szuperkritikus extraktorban végzett szekvens extrakció .......................................................38

3.3.4

Elemanalízis ...........................................................................................................................40

3.4

Ökotoxikológiai vizsgálatok ..................................................................................................41

3.4.1

Pollentömlőnövekedési teszt..................................................................................................41

3.4.2

Ecotoxicological Stable Isotope Metabolic Assay (ESIMA).................................................42

3.4.3

Sejtvitalitási tesztek Epithelioma papillosum cyprini (EPC) sejtvonallal .............................44

3

4.

Eredmények..........................................................................................................................49

4.1

Szekvens extrakció CO2/H2O oldószerekkel .........................................................................49

4.1.1

Üledékminták elemzése .........................................................................................................49

4.1.2

A szuperkritikus extraktorban CO2/H2O eleggyel végzett extrakció kinetikai vizsgálata.....51

4.1.3

Módosított szekvens extrakció talaj-, üledék- és ülepedő por mintán ...................................52

4.2

Ökotoxikológiai tesztek eredményei......................................................................................56

4.2.1 PTG modellkísérletek egy-egy toxikus elemmel ...................................................................56 4.2.2

A 2000. júniusában a Szamoson és a Tiszán vett üledékmintákkal végzett kísérletek..........57

4.2.3

A 2001. márciusában a Szamoson és a Tiszán vett üledékmintákkal végzett kísérletek.......59

4.2.4

A 2002. szeptemberében a Szamoson, a Tiszán és a VII. tavon vett üledékmintákkal végzett kísérletek ................................................................................................................................61

4.2.5

Modellkísérletek EPC sejtvonallal.........................................................................................62

4.3

A Rákos-patak kémiai állapota és a pontszerű szennyezőforrások hatása.............................65

4.3.1

Kémiai állapot a tizenkét hónapos felmérés alapján..............................................................65

4.3.2

A kémiai paraméterek időbeli változékonysága ....................................................................67

4.3.3

Pontszerű szennyezőforrások hatása a kémiai állapotra ........................................................68

4.3.4 A gödöllői szennyvíztisztító terhelésének becslése korábbi üledékvizsgálatok alapján........72 4.4

Új tudományos eredmények...................................................................................................73

5.

Következtetések és javaslatok .............................................................................................75

6.

Összefoglalás.........................................................................................................................77

7.

Summary...............................................................................................................................79

Mellékletek........................................................................................................................................81 M1. Irodalomjegyzék .......................................................................................................................82 M2. További mellékletek .................................................................................................................91 Köszönetnyilvánítás .......................................................................................................................101 Függelék ..........................................................................................................................................103

4

JELÖLÉSEK, RÖVIDÍTÉSEK JEGYZÉKE AVS BaP BCR BME BTEX CAS No. CEN CFDA-AM CRM CYP1A DDT DTPA EC50 EDTA EPA EPC ESIMA FAAS FAES FBS HPLC HWP IC50 ICP-MS ICP-OES ISO IUPAC KOI LC50 LOEC MSZ NOEC OECD PAH PHWE PTG REACH SEM SFE SPE SRM TEA UFZ VGT VITUKI VKI

Acid Volatile Sulfide (szulfidtartalom, amelyből híg sósavval kén-hidrogén fejleszthető) benz[a]pirén Bureau Communautaire de Référence, Community Bureau of Reference (az Európai Unió egykori szabványügyi testülete, ma: Standards, Measurement and Technics Programme) Budapesti Műszaki és Gazdaságtudományi Egyetem benzol-toluol-etilbenzol-xilol frakció Chemical Abstracts Service Number European Committee for Standardization 5-karboxifluoreszcein-diacetát-acetoximetilészter Certified Reference Material (bizonylatolt összehasonlító minta) citokróm-P4501A 1,1,1-triklór-2,2-bisz-(4-klór-fenil)-etán dietilén-triamin-pentaecetsav 50% Effect Concentration (a vizsgált hatás 50%-át kiváltó koncentráció) etiléndiamin-tetraecetsav Environmental Protection Agency (az Egyesült Államok környezetvédelmi hivatala) Epithelioma papillosum cyprini (pontyból izolált sejtvonal) Ecotoxicological Stable Isotope Metabolic Assay (15N stabil izotópos anyagcsere teszt) lángatomizációs atomabszorpciós spektrometria lángemissziós atomabszorpciós spektrometria Fetal Bovine Serum (magzati borjúszérum) nagyhatékonyságú folyadékkromatográfia Hot Water Percolation (forróvizes perkoláció) 50% Inhibitory Concentration (a vizsgált hatást 50%-ban gátló koncentráció) induktív csatolású plazma tömegspektrometria induktív csatolású plazma optikai emissziós spektrometria International Standardisation Organisation International Union of Pure and Applied Chemistry kémiai oxigénigény a kísérleti egyedek 50%-ának pusztulását okozó koncentráció lowest observed effect concentration Magyar Szabvány no observed effect concentration Organisation for Economic Co-operation and Development kondenzált gyűrűs poliaromás szénhidrogén Pressurized Hot Water Extraction (nagynyomású forróvizes extrakció) Pollen Tube Growth Test (pollentömlő növekedési teszt) Registration, Evaluation and Authorisation of Chemicals Simultaneously Extracted Metals (az AVS meghatározásakor kioldott fémtartalom) szuperkritikus folyadékkal történő extrakció szilárdfázisú extrakció Standard Reference Material (szabványos összehasonlító minta) trietanolamin Umweltforschungszentrum Leipzig-Halle GmbH vízgyűjtő gazdálkodási terv Vízgazdálkodási és Környezetvédelmi Tudományos Kutatóintézet Az Európai Unió Víz Keretirányelve (2000/60/EK irányelv)

5

6

1. BEVEZETÉS ÉS CÉLKITŰZÉSEK Az ember környezetformáló tevékenysége a társadalmi és technikai fejlődéssel szoros kapcsolatban egyre nagyobb méreteket ölt. Már az ókori társadalmakban is fejlett módszerekkel aknázták ki a természeti erőforrásokat, ami helyenként – hosszú távon – káros hatással volt a környezetre, például a Mezopotámiában folytatott öntözéses gazdálkodás hatására a folyóvölgyek talaja elszikesedett (Lőkös 1998). Az ipari forradalom következtében addig soha nem látott mértékben növekedett az ipari termelés, egyre nagyobb volt az igény nyersanyagok, energiaforrások iránt. A hatékony szállítás szükséglete a közlekedés fejlődését eredményezte: a gőzhajózás, a vasút megjelenése és elterjedése hirtelen „közel hozta” egymáshoz az egykor nagyon távoli településeket, egyúttal kényelmesebbé, biztonságosabbá tette az utazást. A környezetszennyezés hatásait ekkor még kevéssé ismerték fel. A tudomány fejlődésével, a modern társadalom egyre növekvő igényeivel, a népesség növekedésével a 20. században együtt járt az ipari termelés, a kereskedelem és a közlekedés olyan mértékű bővülése, amelynek környezeti hatásai már nem maradhattak rejtve. Az energiatermelés és a közlekedés a fosszilis energiahordozók elégetésével nemcsak azok készleteit csökkenti jelentős mértékben, hanem hozzájárul a légköri szén-dioxid koncentráció növekedéséhez, ezen keresztül a globális klímaváltozáshoz. Számos olyan mesterséges anyagot állítottak elő és termeltek ipari mennyiségben, amelyek nagyon hasznosnak és eleinte veszélytelennek tűntek, utóbb azonban fény derült hosszú távú káros hatásaikra (pl. DDT, poliklórozott bifenilek, halonok, freonok). Ezek a felfedezések jórészt a tudomány, a vizsgálati módszerek fejlődésével esetleg évtizedek múltán látnak napvilágot, így várható, hogy a közelmúltban felismert kockázatok (pl. nukleáris energiatermelés, genetikailag módosított növények termesztésének hatásai) mellett újabb anyagok vagy tevékenységek veszélyeit deríthetik fel. A lakosság figyelme többnyire csak haváriaszerű eseményekkel (pl. csernobili reaktorbaleset, tartályhajók okozta olajszennyezés, bhopali légszennyezés, halpusztulás a Rajnán vagy a Tiszán) kapcsolatban irányul a környezetszennyezés felé. A városok méretének növekedése, az életszínvonal emelkedése a hulladékok mennyiségének növekedésével járt együtt, a fokozódó vízhasználat veszélybe sodorja a felszíni és felszín alatti vizek biztonságát. A fejlődés és a környezetszennyezés problémái évtizedek óta foglalkoztatják a felelős kutatókat és döntéshozókat. A fenntartható fejlődés koncepciójának (Közös Jövőnk 1988) a valóságba való átültetéséig – többek között rövidtávú gazdasági és politikai érdekek miatt – még hosszú út vezet, ezért minden környezettudatos ember feladata, hogy lehetőségei szerint hozzájáruljon a környezetszennyezés mérsékléséhez, az erőforrások ésszerű és takarékos felhasználásához. Az emberi tevékenységgel összefüggő bizonyos környezeti problémák a 20. század második felében egyre fokozódó követelményeket támasztott a kémiai elemzés számára, és a század utolsó 7

harmadában a környezetanalitika új tudományággá fejlődött (Papp et Kümmel 1992). Munkahelyemen, a Szent István Egyetem Kémia és Biokémia Tanszékén is évtizedek óta folynak környezetanalitikai alap- és alkalmazott kutatások, módszerfejlesztések. Intenzív kutatás tárgya többek között a talaj-növény-levegő rendszer nitrogénforgalma,

15

N stabil izotópos technikák

fejlesztése, talajok, üledékek toxikus elemtartalmának hozzáférhetősége, atomspektroszkópiai, elválasztástechnikai, mintaelőkészítési és extrakciós módszerek fejlesztése. Munkám során elsősorban olyan témák kidolgozásában vettem részt, amelyek folyó- és állóvizek környezeti állapotának felmérésével és az ehhez szükséges módszerek fejlesztésével foglakoztak: •

a Rákos-patak és a hozzá kapcsolódó tórendszer környezeti állapotának az 1990-es évek közepe óta folyó kutatásában,

•

az EU Víz Keretirányelv követelményeinek megfelelő monitorozó rendszer kialakításának módszertani kutatásában (részben az előbbi témára épülve),

•

a Tisza (és a Szamos) állapotának német-magyar együttműködés keretében folytatott vizsgálatában,

•

vízi

üledékek,

talajok

és

ülepedő

porok

könnyen

mobilizálható

elemtartalmának

meghatározására alkalmas szekvens extrakció fejlesztésében (az előbbi témákkal szoros kapcsolatban). Doktori munkám során a fenti kutatási területekhez kapcsolódva elsősorban új módszerek fejlesztését és alkalmazását tűztem ki célul: 1. Vízi üledékek, talajok és porok szennyezettségének, mobilizálható elemtartalmának releváns becslésére – kémiai kockázatbecslésre – alkalmas extrakciós módszer továbbfejlesztése, ami ökotoxikológiai tesztekhez is egyszerűen kapcsolható, ennek keretében a tanszéken kidolgozott új típusú, szuperkritikus CO2, szubkritikus H2O és keverékük oldószerként való alkalmazásán alapuló háromlépéses extrakció további fejlesztése, kinetikai vizsgálata, optimálása különböző kalcium-karbonát tartalmú mintákkal. 2. Vízi üledékek ökotoxikológiai potenciáljának értékelésére alkalmas egyszerű biotesztek illesztése környezeti mintákhoz, főként vízi üledékekből különböző módszerekkel előállított vizes kivonatokhoz, a különböző biotesztek (pollentömlőnövekedési teszt,

15

N izotóp

beépülésének mérése, sejtkultúrás kísérletek) alkalmazhatóságának összehasonlítása. 3. Az előbbi módszerek alkalmazása a Rákos-patak ill. a Tisza állapotának értékelésében az EU Víz Keretirányelv követelményeinek megfelelő monitorozáshoz kapcsolódva. 8

2. IRODALMI ÁTTEKINTÉS 2.1

Vízi üledékek kialakulása Üledéknek nevezzük a folyók, patakok, tavak, víztározók, öblök, torkolatok és tengerek alját

borító, viszonylag finom eloszlású szilárd anyagot, ami többnyire finom, közepes és durva szemcseméretű ásványi alkotórészekből (pl. agyag, homok) és szerves anyagokból áll. Az üledék a víztestekből származó sokféle biológiai, kémiai és szennyezés eredetű törmelék befogadója, egyúttal élőhelye számos, a tápláléklánc alsó szintjeihez tartozó fajnak (mikroorganizmusok, férgek, puhatestűek, rákok, rovarok stb.), ezért különösen fontos probléma az üledékben található anyagok biológiai hozzáférhetősége, belépése a vízi életközösségek táplálékláncába. Az üledék a benne ill. rajta élő szervezeteken kívül a vízben élő szervezetekre, valamint természetes és mesterséges úton a szárazföldi élőlényekre, így az emberre is hatással van (Manahan 1999). Az üledékek keletkezése, felhalmozódása geológiai időskálán tekintve természetes folyamat, ami tavak esetében fokozatos feltöltődésben, elmocsarasodásban, végül kiszáradásban nyilvánul meg. Az emberi tevékenység (pl. erdőirtás, építkezés) hatására fokozódó erózió ugyanakkor felgyorsítja ezt a folyamatot. Az erózióra döntő hatással vannak a csapadékviszonyok és a talaj összetétele, szervesanyag-tartalma (Ryding et Thornton 1999). A talajveszteség miatti üledékképződés mértékére mutat be példákat a Föld különböző területein az 1. táblázat. 1. táblázat. Becsült éves talajveszteség különböző területhasználatok esetén (Ryding et Thornton 1999)

Területhasználat

Terület

Éghajlati zóna

Természetes erdők

Nigéria Elefántcsontpart Egyesült Államok Egyesült Államok Nyugat-Afrika Egyesült Államok Egyesült Államok Zimbabwe Egyesült Államok

Nedves trópusi Nedves trópusi Mérsékelt Mérsékelt Nedves trópusi Mérsékelt Mérsékelt Félsivatagi trópusi Mérsékelt

Szántóföldi növénytermesztés Külszíni fejtés Városok építése

Üledék hozam t km-2 év-1 0+ 2–45 9–4633 92 300–9000 1853 926–18532 1–25 18532

Az üledékek keletkezéséhez a természetes vizekben lejátszódó, csapadékképződéssel járó egyszerű kémiai reakciók is hozzájárulnak: ƒ Amikor viszonylag nagy kalciumion-tartalmú víz nagy foszfáttartalmú vízzel keveredik, hidroxilapatit válik ki: 5 Ca 2+ + H 2 O + 3 HPO 24− → Ca 5 (PO 4 )3 OH + 4 H +

9

ƒ Kalcium-karbonát csapódik ki, amikor nagy változó keménységű víz szén-dioxid tartalma csökken a levegőbe történő diffúzió vagy a fotoszintetikus tevékenység következtében: Ca 2+ + 2 HCO 3− → CaCO 3 + CO 2 + H 2 O Ca 2+ + 2 HCO 3− + hν → {CH 2 O}+ CaCO 3 + O 2 ƒ Egyes ionok oxidációja rosszul oldódó vegyületek kialakulásához vezet: 4 Fe 2+ + 10 H 2 O + O 2 → 4 Fe(OH )3 + 8 H + Ez a folyamat végbemehet spontán ill. kemoautotróf baktériumok (pl. Thiobacillus ferrooxidans, Gallionella ferruginea, Leptothrix sp.) tevékenysége által is (Szabó 1989). ƒ A pH csökkenése a bázikus közegben oldott állapotban lévő humuszanyagok kicsapódását okozza. ƒ Anaerob

viszonyok

között

a

szulfátredukáló

baktériumok

(pl.

Desulfovibrio

sp.,

Desulfotomaculum sp.) a szulfátionokat kén-hidrogénné redukálják, míg mások (pl. Thiobacillus thiooxidans) a vas(III) ionokat redukálják vas(II) ionokká, utóbbiak a kénhidrogénnel reagálva fekete vas(II)-szulfid csapadékot képeznek (Szabó 1989): SO 24- → H 2S

Fe(OH )3 → Fe 2+ Fe 2+ + H 2S → FeS + 2 H + Az üledékképződést befolyásoló főbb heterogén reakciókat a 1. ábra foglalja össze. Az üledékek szerkezetét, összetételét a fenti egyszerű folyamatokon túl számos tényező befolyásolja (pl. éghajlati tényezők, áramlási viszonyok, élőlények tevékenysége, emberi hatások). Az üledékek jelentősége környezetvédelmi szempontból kiemelkedő. A klasszikus értelemben vett diffúz szennyezőforrások (szárazföldekről való lefolyás, kiülepedés a légkörből stb.) a vízi ökoszisztémákat kívülről terhelik, a szennyezett üledékek viszont belső nem-pontszerű forrásként viselkedhetnek (Baudo et Muntau 1990). Az üledékek a szennyezőanyagok végső süllyesztői, de mielőtt azok a mélyebb rétegekbe kerülnek, befolyásolhatják a felszíni vizek összetételét (Salomons et al. 1987). Az üledékek mint szennyezőforrások szerepe folyó- ill. állóvizekben különböző. Folyóvizek esetében a külső szennyezés megszűnése után az üledék öntisztulása gyorsan bekövetkezhet (Marvin et al. 2004). Tavakban a szennyezőanyagok tartózkodási ideje jóval hosszabb, átalakulásukat és elmozdulásukat kémiai és biológiai folyamatok szabályozzák (Baudo et Muntau 1990).

10

O2 (levegőztetés)

szénhidrogén hulladékok

-

2 HCO3 + Ca2+ + hν kolloid részecskék aggregációja

2-

O2 keletkezése fotoszintézis útján

HPO4 + agyagszemcsék szilárd fázishoz kötött foszfát

{CH2O} + CaCO3 + O2

reduktív közeg

szuszpendált anyag az áramlásból

CaCO3 kicsapódás

Fe (III) Fe2+ 2SO4 H2S FeS + 2 H+ Fe2+ + H2S

+

foszfát és NH4 tápanyagok oldódása az üledékből

CO2 CH4

1. ábra. A víz és más fázisok közötti határfelületeken lejátszódó főbb folyamatok (Manahan 1999)

A szennyezőanyagok koncentrációja az üledékben akár nagyságrendekkel is nagyobb lehet, mint a felette lévő vízben, ilyenkor az üledék tartósan szennyezheti a vizet. Ezt a jelenséget leírták a Wabigoon – English River rendszer higanyszennyezettsége (Parks et Hamilton 1987), az Elba nehézfémekkel és klórozott szénhidrogénekkel való szennyezettsége (Tent 1987) és a Nagytavakat érő környezetterhelés (Gewurtz 2007) kapcsán. 2.2

Nehézfémek az üledékekben A „nehézfém” kifejezést a környezettudományban általában nem kizárólag a szó eredeti

jelentésének (olyan fém, amelynek sűrűsége 5 g cm-3-nál nagyobb) megfelelően használják, hanem gyakran a toxikus elemek szinonimájaként, így olyan elemeket is a nehézfémekkel együtt kezelnek, amelyek kémiai szempontból nem sorolhatók ide (pl. Al, As, Se). Az elmúlt évtizedekben a nehézfémek több szempontból is a figyelem középpontjába kerültek (Csathó 1994): kiterjedten alkalmazzák őket ipari folyamatokban, egyesek (pl. Cu, Zn, Mo, Co…) nyomnyi mennyiségben nélkülözhetetlenek az élő szervezetek számára (de nagyobb koncentrációban toxikusak mind a vízi élőlények, mind az ember számára), ugyanakkor számos képviselőjük kis koncentrációban is toxikus (pl. Cd, Hg, Pb, Sn). A nehézfémek természetes viszonyok között talajokból és kőzetekből juthatnak a vizekbe. A kőzetekben nagyobb koncentrációkban előforduló elemek átlagos mennyiségére mutat be példákat a

11

2. táblázat (Singh et Steinnes 1994), a geo- és hidroszférában jellemző természetes háttérkoncentráció-tartományokat a 0. táblázat mutatja be (Bowen 1979). 2. táblázat. Néhány nehézfém átlagos koncentrációja kőzetekben (Singh et Steinnes 1994)

Elem As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn

Vulkáni kőzetek Bazalt Gránit

Üledékes kőzetek Homokkő Norvég agyagpala --------------------------- mg kg-1---------------------------1,5 1,5 1,0 1,0 0,13 0,09 0,03 0,05 5,7 200 4 11 35 90 13 5,5 30 118 0,01 0,08 0,16 0,29 150 0,5 7 9 223 3 24 5,7 10 84 100 52 20 30 178 Mészkő

3. táblázat. Fémek átlagos koncentrációi a geo- és hidroszférában (szennyezés nélkül) (Bowen 1979)

Elem Ag As Cd Cr(III) Cr(VI) Cu Fe Hg Mn Mo Ni Pb Sb Se Zn

földkéregben mg kg-1 0,07 1,5 0,11 100 50 4,1 · 104 0,05 950 1,5 80 14 0,2 0,05 75

Átlagos koncentráció talajban édesvizekben mg kg-1 µg dm-3 0,01–8 0,01–3,5 0,1–40 0,2–230 0,01–2 0,01–3 5–1500 0,1–6 2–250 4–55 · 104 0,01–0,5 20–10000 0,1–40 2–750 2–300 0,2–10 0,01–2 1–900

0,2–30 10–1500 0,0001–2,8 0,02–130 0,03–10 0,02–27 0,06–120 0,01–5 0,02–1 0,2–100

tengervizekben µg dm-3 0,03–2,7 0,5–3,7 <0,01–9,4 0,2–50 0,05–12 0,03–70 0,01–0,22 0,03–21 4–10 0,13–43 0,03–13 0,18–5,6 0,052–0,2 0,2–48

Az emberi tevékenység – városok fejlődése, ipar, közlekedés (Pb), bányászat, peszticidek (Cu, Hg, Sn), foszforműtrágyák (Cd), szennyvíztisztításkor flokkuláltató szerek használata (Fe, Al) – a fémek természetes biogeokémiai körforgásban részt vevő mennyiségének sokszorosát termeli ki és juttatja a környezetbe. A talajok és vizek fémszennyezésének legfőbb mesterséges forrásait a 2. ábra szemlélteti (Singh et Steinnes 1994). A vízi környezet fémekkel való nagymértékű szennyezése az ipari forradalommal kezdődött (De Groot 1995), ennek hatásai hosszú ideig kimutathatók. Hollandiában a Rajna áradásakor a mezőgazdasági területekre került iszapot évtizedeken át használták a talajok termékenységének javítására, az 1960-as években azonban a talaj magas nehézfémtartalma miatt már terméscsökkenést figyeltek meg, ennek nyomán kezdték vizsgálni az üledékek összetételét (3. ábra). A szervetlen és szerves szennyezőkkel egyaránt terhelt 12

üledék tartósan fennálló veszélyt jelent mind a vízi, mind a szárazföldi környezetre (Salomons et al. 1982, Japenga et Salomons 1993).

Műtrágyázás Talajjavítás

Öntözés

Hulladékok Szennyvíziszap

Talaj

Növényvédőszerek és egyéb vegyi anyagok

Talaj erózió

Ipar Bányászat Közlekedés

Légköri kiülepedés

Felszíni vizek

Felszín alatti vizek

2. ábra. A talajok és vizek mesterséges fémszennyezésének főbb forrásai (Singh et Steinnes 1994)

3. ábra. Elemkoncentrációk változása a Rajna üledékeiben 1900-1980 között (Salomons et al. 1982)

Az utóbbi évtizedekben hazánkban is többször derült fény bányászati tevékenységgel kapcsolatos nehézfémszennyezésekre. A Gyöngyösoroszin 1986-ig üzemelő ércbányában kitermelt érc feldolgozása a Toka-patak üledékét és az ártéri területek talaját olyan mértékben szennyezte, hogy a mind a talajban, mind az ott termelt növényekben határértékeket meghaladó ólom- és cinkkoncentrációkat találtak, ezért a patak 60 m-es parti sávjában a növénytermesztést nem javasolták (Záray 1991). Turcsányi (2000) a meddőhányón gyűjtött növényi részekben a gödöllői kontrollmintákhoz

képest

egy-két

nagyságrenddel

nagyobb

réz-,

ólom-,

cink-

és

kadmiumkoncentrációkat talált. A 2000-ben bekövetkezett, a Tiszát és a Szamost érő romániai eredetű cianid- és nehézfémszennyezés súlyosan károsította a folyók élővilágát (László 2000, TERRA 2001). Az okozott közvetlen gazdasági kár mértékét mintegy ötmilliárd, az élővilágot ért kár és a helyreállítás költségét 25 milliárd forintra becsülték (Prommer et Skwarek 2001). Fleit et Lakatos (2003) a cianidszennyezés levonulása után a Szamoson és a Tiszán vett üledékmintákban több

esetben

a

szennyezett

talajokra

vonatkozó

beavatkozási

határértéket

meghaladó

koncentrációban talált kadmiumot, cinket, rezet és arzént. Az elemfeldúsulások csukák izomszövetében is kimutathatók voltak, bár ezek a koncentrációk nem közelítették meg az élelmezésegészségügyi határértéket. Osán et al. (2007) a Felső-Tisza, a Szamos és a Túr magyarországi szakaszán gyűjtött üledékminták röntgenfluoreszcens elemzése alapján kimutatta, hogy a tiszai üledékek felső rétegében a szennyezés után egy évvel a nehézfémkoncentrációk a háttérnek

megfelelő

értékre

csökkentek,

míg

a

Szamos

és

a

Túr

üledékeinek

nehézfémkoncentrációja – vélhetően a folyamatos terhelés következtében – nem változott. Adriano et al. (2006) vizsgálatai szerint az árvízi időszakokban víz alá került talajok összes és felvehető 13

kadmiumtartalma, valamint felvehető cinktartalma még 2003-ban is meghaladta a beavatkozási határértékeket (C1, l. 5. táblázat). Az emberi tevékenység következtében a ritka előfordulású elemek is viszonylag jelentős mértékben jutnak a környezetbe pontszerű és diffúz forrásokból egyaránt. A fémek a vizekben elsősorban szuszpendált szilárd részecskék útján szállítódnak. Martin és Meybeck becsülte az elemek oldott ill. szuszpendált formában történő szállításának hányadát folyók esetében (4. táblázat, Baudo et Muntau 1990). A számítások alapján a teljes terhelés jelentős része az üledékekhez köthető. 4. táblázat. Az egyes elemek oldott formában történő szállításának aránya az összes szállított mennyiség százalékában Martin és Meybeck szerint (Baudo et Muntau 1990)

% 90–50 50–10 10–1 1–0,1

Elemek Br, I, S, Cl, Ca, Na, Sr Li, N, Sb, As, Mg, B, Mo, F, Cu, Zn, Ba, K P, Ni, Si, Rb, U, Co, Mn, Cr, Th, Pb, V, Cs Ga, Tm, Lu, Gd, Ti, Er, Nd, Ho, La, Sm, Tb, Yb, Fe, Eu, Ce, Pr, Al

A felszíni üledékek nem passzív raktárai a vízoszlopból kiülepedő részecskéknek, hanem biogeokémiai reaktorként működnek, ahol a fémes elemek sokféle folyamatban vehetnek részt (mikrobiális folyamatok, redoxi átalakulások, adszorpció és deszorpció, kicsapódás és oldódás). Ezek a folyamatok határozzák meg a fémek előfordulási formáit, hosszú távú raktározódásukat az üledékben vagy visszatérésüket a vízi környezetbe (Van Cappellen et Wang 1995). A

nehézfémszennyezettség

környezeti

kockázatának

értékelésére

szennyezettségi

kategóriákat állapítanak meg. Magyarországon a 10/2000. KöM-EüM-FVM-KHVM rendeletben szabályozták a talajokra vonatkozó határértékeket (5. táblázat). A 6. táblázat az Egyesült Államok környezetvédelmi hatóságának (EPA: Environmental Protection Agency) üledékekre vonatkozó ajánlásait tartalmazza (Baudo et Muntau 1990). A nehézfémek elsődleges negatív hatásai alapvetően a táplálékhálózatok alsó és felső szintjein jelentkeznek. A nagy oxigéntartalmú vizekben a nehézfémek vegyületei többnyire rosszul oldódnak, kicsapódva leülepednek az iszappal. A többszörös pozitív töltésű fémionok negatív töltésű

részecskékhez

(pl.

agyagszemcsék)

kötődnek

és

leülepednek.

A

nehézfémek

felhalmozódnak az üledék felszíni rétegében, ahol hatással vannak az ott gyökerező növényekre és a bentikus faunára. Mint nem lebomló szennyezőanyagok, a táplálékláncban feldúsulnak (biomagnifikáció), fokozottan veszélyeztetve a harmadlagos fogyasztókat, például a halakat fogyasztó madarakat és az embert (Ryding et Thornton 1999).

14

5. táblázat. Fémek és félfémek talajszennyezettségi határértékei, összes tartalom mg kg-1 szárazanyag (10/2000. KöMEüM-FVM-KHVM rendelet) *k – kimutathatósági határ értéke A – háttér koncentráció B – szennyezettségi határérték Ci – intézkedési szennyezettségi határérték C1 – Fokozottan érzékenynek minősített területen C2 – Érzékenynek minősített területen C3 – Kevésbé érzékeny egyéb területen (A Ci értékekre vonatkozó pontot a 219/2004. (VII. 21.) Korm. rendelet 45. §-ának (1) bekezdése hatályon kívül helyezte, e módosító

rendelet 45. §-ának (2) bekezdése alapján az e rendeletben szabályozott (Ci) intézkedési szennyezettségi határértékeket legkésőbb 2005. XII. 22-ig felül kell vizsgálni, figyelembe véve a tárgykörben az Európai Közösség által elfogadott értékeket.)

Ki - (K1, K2): a kockázatos anyag minősítése az Európai Gazdasági Közösség által kiadott "Tanács 80/86 (1979. XII. 17.)" számú irányelv függelékének figyelembevételével

CAS szám 7440-47-3 7440-48-4 7440-02-0 7440-50-8 7440-66-6 7440-38-2 7782-49-2 7439-98-7 7440-43-9 7440-31-5 7440-39-3 7439-97-8 7439-92-1 7440-22-4

Elem Króm összes Króm VI. Kobalt Nikkel Réz Cink Arzén Szelén Molibdén Kadmium Ón Bárium Higany Ólom Ezüst

A 30 *k 15 25 30 100 10 0,8 3 0,5 5 150 0,15 25 0,3

B 75 1 30 40 75 200 15 1 7 1 30 250 0,5 100 2

C1 150 2,5 100 150 200 500 20 5 20 2 50 300 1 150 10

C2 400 5 200 200 300 1000 40 10 50 5 100 500 3 500 20

C3 800 10 300 250 400 2000 60 20 100 10 300 700 10 600 40

Ki K2 K1 K2 K2 K2 K2 K1 K2 K2 K1 K2 K2 K1 K2 K2

6. táblázat. EPA (Environmental Protection Agency) ajánlás üledékek toxicitásának osztályozására koncentrációk (mg kg-1) alapján (Baudo et Muntau 1990)

Elem Hg (összes) Pb Zn Fe Cr Cu As Cd Ni Mn Ba

2.3 2.3.1

Nem szennyezett < 1,0 < 90 < 90 < 17000 < 25 < 25 <3

Közepesen szennyezett 90-200 90-200 17000-25000 25-75 25-50 3-8

< 20 < 300 < 20

20-50 300-500 20-60

Erősen szennyezett > 1,0 > 200 > 200 > 25000 > 75 > 50 >8 >6 > 50 > 500 > 60

Üledékek nehézfémtartalmának meghatározása Fémek előfordulási formái üledékekben, talajokban és ülepedő porokban A szennyezőanyagok által jelentett veszélyek vizsgálatakor fontos annak felderítése, hogy

az adott anyag hogyan viselkedik a környezetben, mennyire mozgékony (pl. kimosódás, szennyezés tovaterjedése), milyen mértékben vehetik fel az élőlények (Gunn et al. 1988, Tack et Verloo 1995). 15

A különböző elemeket toxicitásuk és hozzáférhetőségük viszonya szerint Winner et al. (1980) csoportosította (7. táblázat). 7. táblázat. Az elemek csoportosítása toxicitásuk és hozzáférhetőségük szerint (Winner et al. 1980)

Nem toxikus Na K Mg Ca H O N C P Fe S Cl Br F Li Rb Sr Al Si

Igen toxikus és viszonylag könnyen hozzáférhető Be Co Ni Cu Zn Sn As Se Te Pd Ag Cd Au Hg Tl Pb Sb Bi

Toxikus, de gyakorlatilag oldhatatlan vagy nagyon ritka Ti Hf Zr W Nb Ta Re Ga La Os Rh Ir Ru Ba

A környezetben szilárd fázisokban megtalálható elemek mozgékonysága és biológiai felvehetősége nagymértékben függ attól, hogy milyen formában fordulnak elő az adott rendszerben. Ennek jelentőségét már korán felismerték a talajok termékenységének vizsgálatában (a növények által felvehető elemek mennyiségének meghatározásában), a környezetanalitikai vizsgálatok területén azonban hosszú ideig elsősorban az adott mintából meghatározható összes elemtartalmat használták a szennyezettség vagy kockázatosság jellemzésére (Heltai et al. 2000). Az 1990-es évektől egyre nagyobb hangsúlyt kaptak azok a kutatások, amik egy rendszerben a kérdéses elemek megjelenési formáinak minőségi és mennyiségi meghatározásával foglalkoztak. Az átlátható és egyértelmű megfogalmazások iránti igényre válaszolva a IUPAC (International Union of Pure and Applied Chemistry) a következő fogalmak használatát vezette be az elemek különböző formáinak vizsgálatával, tárgyalásával kapcsolatban (Templeton et al. 2000). ƒ Speciesz: egy elem adott fiziko-kémiai formája (izotóp összetétel, elektronkonfiguráció vagy oxidációs állapot és/vagy komplex- ill. molekulaszerkezet szerint) ƒ Speciációs analízis: egy vagy több egyedi kémiai speciesz minőségi és/vagy mennyiségi meghatározására irányuló analitikai kémiai tevékenység. ƒ Speciáció: egy elem eloszlása az adott rendszerben előforduló valamennyi kémiai speciesze között. ƒ Frakcionálás: különböző kötésformákkal jellemezhető specieszek elválasztása (elsősorban többékevésbé szelektív oldószerek alkalmazásával, ezt nevezték korábban „műveleti speciációnak”). Elvileg a legtöbb információt egy adott rendszer állapotáról a teljes speciáció, valamennyi speciesz minőségi és mennyiségi meghatározása szolgáltatja, ez azonban a gyakorlatban nem kivitelezhető és nem is szükséges. A talajokban, üledékekben található fémspecieszek meghatározására kémiai elemzésen alapuló módszereket alkalmaznak. Az ülepedő porok – a légkörbe kerülő szilárd szennyezőanyagok rövid idő alatt kiülepedő frakciói – a talajfelszínre ill. a vizekbe kerülve hozzájárulnak a talajok és vízi üledékek szennyezéséhez, ezért elemzésük során indokolt az utóbbiak vizsgálati módszereinek alkalmazása (Remeteiová 2007). 16

A természetes rendszerekben előforduló reakciók sokrétűsége, nem feltárt kinetikája miatt a fémek

megoszlásának

vizsgálata

általában

szigorúan

meghatározott

analitikai

eljárások

használatára, műveletileg definiált frakciók meghatározására korlátozódik (Tack et Verloo 1995). A speciációs analitikai feladatok megoldása többnyire két fő műveletből áll: a kérdéses specieszek elválasztása a mátrixtól és koncentrációjuk meghatározása megfelelő elemzési módszerrel az elkülönített frakciókban. Az alkalmazott elválasztási módszerek és az ezekhez kapcsolódó analitikai technikák rövid összefoglalását a 8. táblázat mutatja be (Pickering 2002). 8. táblázat. Speciációs elemzésre használt elválasztási és analitikai módszerek összefüggése (Pickering 2002)

Elválasztás módja

Analitikai technika

Folyadékkromatográfia (oszlopkromatográfia, HPLC, gélpermeációs kromatográfia)

Plazmaemissziós spektrometria, atomabszorpciós spektrometria, fluorimetria, elektrokémiai érzékelés, neutronaktivációs analízis

Gázkromatográfia

Specifikus detektorok (pl. lángfotometriás, elektronbefogásos, atomabszorpciós)

Ionkromatográfia

Konduktometria, refraktometria, közvetett ultraibolya fotometria, elektrokémiai érzékelés

Ioncserélő oszlop

Inverz polarográfia, spektrofotometria, mikrotitrálás

Oldószeres extrakció

Atomabszorpciós spektrometria, ICP, inverz polarográfia, potenciometriás stripping analízis, spektrofotometria

Elektrolitikus leválasztás

Polarográfia, inverz polarográfia

A vízi környezetbe hidratált ionok, komplexek, kolloid részecskék és szuszpendált szilárd részecskék formájában belépő fémspecieszek viselkedését, átalakulását a közeg fizikai és kémiai tulajdonságai (pl. áramlási viszonyok, hőmérséklet, pH, redoxipotenciál) és a biológiai aktivitás szabályozza (4. ábra). Oldott és kolloid részecskék áramlása

Komplexképződés és szállítás Kicsapódás Oldódás

Adszorpció Deszorpció

Biológiai felvétel/leadás

Szilárd részecskék áramlása

Kiülepedés

Újraszuszpendálódás

PÓRUSKÖZI VÍZ (PÓRUSVÍZ) Kicsapódás Oldódás

Adszorpció Deszorpció

Biológiai felvétel/leadás

ÜLEDÉK

4. ábra. A fémek speciációját befolyásoló geokémiai és biológiai kölcsönhatások (Morrison 1989)

17

A vízi üledékekben előforduló fémspecieszek csoportjait általában hét fő frakcióra osztják (5. ábra, Gunn et al. 1988), ezek eltérő mobilitási hajlamuk szerint a következők: vízoldékony (a pórustereket kitöltő oldatban található), kicserélhető (gyenge elektrosztatikus vonzással adszorbeált), savval oldható (főként karbonátokhoz kötött), vas- és mangán-oxidokhoz, -oxihidroxidokhoz kötött (redukálószerrel felszabadítható), szerves anyaghoz kötött, szulfidokhoz kötött (utóbbi két frakció gyakran egy lépésben erős oxidálószerrel kerül meghatározásra), valamint a szilikátásványok kristályrácsában kötött, csak erélyes roncsolással felszabadítható maradék elemtartalom.

ÖSSZES FÉMTARTALOM

Oldott (pórusvízben) Gyengén adszorbeált Karbonátokhoz kötött Redukálható vas- és mangán-oxidokhoz kötött Szerves anyaghoz kötött Szulfidokhoz kötött Ásványok kristályszerkezetében kötött hidratált ionok

szervetlen komplexek

szerves komplexek

5. ábra. Fémek előfordulási formái vízi üledékekben (Gunn et al. 1988)

A kicserélhető frakció felszabadulása elsősorban akkor következhet be, ha változik a vízfázis fő kationkomponenseinek koncentrációja (pl. torkolatok esetében). A karbonátokhoz kötött elemtartalom oldódását a közeg pH-jának csökkenése váltja ki. A vas- és mangán-oxidokhoz kötött fémtartalom anaerob viszonyok között felszabadulhat, többnyire azonban – szulfidionok jelenlétében – rosszul oldódó csapadék formájában kiválik (Salomons 1995). A szulfidokhoz kötött elemtartalom oxidatív közegben (pl. levegőztetéskor) szabadul fel, a szulfidionok oxidációja savasodással jár együtt, ami jelentősen növelheti a kioldható fémek mennyiségét (Tack et al. 1996, Caille et al. 2002). A nagy szulfidtartalmú üledékek nehézfémtartalmának mobilitását a hideg sósavval felszabadítható kén-hidrogén (AVS – acid volatile sulfide) és az ugyanekkor kioldott fémionok (Cd, Cu, Pb, Ni és Zn: SEM – simultaneously extracted metals) mennyiségének viszonyával becsülik: amennyiben a SEM/AVS hányados meghaladja az egyet, a nehézfémek mobilizálódásának kockázata jelentős (Guo et al. 1997, Yu et al. 2001). A főbb frakciók meghatározására leggyakrabban a megfelelően előkészített szilárd minta adott tömegű részletét rögzített körülmények (hőmérséklet, rázatás módja, edény anyaga és mérete) között megfelelő térfogatú és összetételű reagens oldattal extrahálják. A gyakrabban használt reagensekre sorol fel példákat a 9. táblázat (Gleyzes et al. 2002, Sahuquillo et al. 2003). 18

9. táblázat. Fémek frakcióinak talajokból és üledékekből történő extrakciójára használt reagensek (Gleyzes et al. 2002, Sahuquillo et al. 2003)

Frakció Vízoldható

Kicserélhető

Savval oldható

(Komplexképzéssel oldható) Redukálható

Szerves anyaghoz vagy szulfidokhoz kötött

Maradék

2.3.2

Kivonószer H2O 0,01 – 0,1 mol dm-3 CaCl2 1 mol dm-3 CH3COONH4 (pH 7) 0,1 mol dm-3 NH4NO3 0,1 mol dm-3 Ca(NO3)2 0,1 mol dm-3 NaNO3 0,3 mol dm-3 AlCl3 0,1 mol dm-3 BaCl2 1 mol dm-3 MgCl2 0,1 mol dm-3 Mg(NO3)2 (pH 7) 0,43 mol dm-3 CH3COOH 0,11 mol dm-3 CH3COOH 0,1 – 1 mol dm-3 HCl 1 mol dm-3 CH3COONa (pH 5, CH3COOH) 0,01 – 0,05 mol dm-3 EDTA 0,005 mol dm-3 DTPA CH3COONH4 – CH3COOH/EDTA 0,1 – 0,5 mol dm-3 NH2OH.HCl (HNO3, pH 1,5) (NH4)2C2O4/H2C2O4 Na2S2O4/nátrium-citrát/citromsav 8,8 mol dm-3 H2O2 + 1 mol dm-3 CH3COONH4 (pH 2, HNO3) 0,7 mol dm-3 NaClO (pH 9,5) K4P2O7 vagy Na2P2O7 HF + HClO4 HF + HNO3 + HCl HNO3 + HCl (királyvíz) H2SO4 + HClO4 + HNO3 + HF HNO3 + H2O2

Megjegyzés Kis pufferkapacitás

Nem pufferelt oldószer használatakor a közeg pH-ját a minta pH-ja befolyásolja

Meszes talajok esetén nem alkalmazható Komplexképzők ammónium- vagy nátriumsói Erősebb vagy gyengébb redukálószerek

Tömény erős savak keverékei

Egylépéses extrakciók Talajok különböző elemfrakcióinak meghatározására általában egylépéses extrakciókat

alkalmaznak. A 10. táblázat a Magyarországon 2006-ig érvényes MSZ-21470:1998 szabványban rögzített egylépéses extrakciókat sorolja fel: 10. táblázat. Az MSZ-21470:1998 szabvány által előírt egylépéses extrakciók talajok nehézfémtartalmának vizsgálatára

Oldószer/eljárás H2O / hideg vizes rázatás 0,02 mol dm-3 Na2-EDTA + 1 mol dm-3 CH3COONH4 HNO3 + H2O2 / roncsolás Királyvizes roncsolás

Frakció Vízoldható (mobilis) Növények által felvehető Összes Összes

A 11. táblázat az európai országokban használt, szabványokban rögzített vagy szabványosításra javasolt talajvizsgálati módszereket foglalja össze (Rauret 1998): 19

11. táblázat. Európában használt szabványosított vagy szabványosításra javasolt talajvizsgálati extrakciós módszerek

Ország Németország

Oldószer -3

1 mol dm NH4NO3 0,01 mol dm-3 Na2-EDTA + 1 mol dm-3 CH3COONH4 (pH 7) 0,005 mol dm-3 DTPA + 0,1 mol dm-3 TEA + 0,01 mol dm-3 CaCl2 (pH 7,3) 0,02 mol dm-3 Na2-EDTA + 1 mol dm-3 CH3COONH4 (pH 4,6) 0,005 mol dm-3 DTPA + 0,1 mol dm-3 TEA + 0,01 mol dm-3 CaCl2 (pH 7,3)

Franciaország

Olaszország

Hollandia

0,1 mol dm-3 CaCl2

Svájc

0,1 mol dm-3 NaNO3

Egyesült Királyság

2.3.3

Frakció Mobilis nyomelemek Felvehető Cu, Zn és Mn (talajtermékenység)

Felvehető Cu, Zn és Mn savanyú talajokban

Felvehető nehézfémek szennyezett talajokban Oldható nehézfémek (Cu, Zn, Cd, Pb, Ni) Felvehető Cu

0,05 mol dm-3 EDTA (pH 4)

Többlépéses (szekvens) eljárások Tessier és munkatársai (1979) dolgozták ki az addigi tapasztalatok alapján az első, széles

körben elfogadott többlépéses extrakciót üledékek fémtartalmának frakcionálására, ami számos későbbi szekvens eljárás alapjául szolgált. Nagy figyelmet fordítottak a mintaelőkészítésre, a reagensek kiválasztására, az extrakciók időtartamára, a fázisok elválasztására, valamint a maradékok elemzésére. Az eljárás vázlatát a 12. táblázat mutatja be. 12. táblázat. A Tessier-féle szekvens extrakció vázlata

Frakció

Kivonószer

Időtartam, hőmérséklet

-3

Kicserélhető

1 mol dm MgCl2

1 óra, szobahőmérséklet

-3

Karbonátokhoz kötött

1 mol dm CH3COONa (ecetsavval pH 5-re beállítva)

5 óra, szobahőmérséklet

Vas- és mangán-oxidokhoz kötött

0,04 mol dm-3 NH2OH.HCl 25% (V/V) ecetsavban (pH ~ 2)

6 óra, szobahőmérséklet

Szerves anyagokhoz kötött

0,02 mol dm-3 HNO3 + 30% H2O2 3,2 mol dm-3 CH3COONH4 (20% HNO3)

2+3 óra, 85°C 30 perc

Maradék

HF + HClO4

A Tessier-eljárás nyomán számos többlépéses extrakciót dolgoztak ki. Az Európai Közösség szabványok, mérések összehangolására alapított szervezete, a BCR (Bureau Communautaire de Référence,

ma

Standards,

Measurements

and

Testing

Programme,

SM&T)

1987-ben

kezdeményezte a talajok és üledékek extrahálható elemtartalmának meghatározására alkalmas egységes módszer kidolgozását. A fejlesztés eredményeként egy egyszerűsített, három lépésből álló 20

eljárás született (Quevauviller et al. 1994), majd elkészült a módszer validálására alkalmas CRM 601 bizonylatolt összehasonlító minta (Quevauviller et al. 1997). Az eljárás vázlatát a 13. táblázat mutatja be. 13. táblázat. Az eredeti BCR extrakció lépései

Lépés

Kivonószer

Térfogat, cm3

Hőmérséklet, °C

Extrakció ideje

1

-3

40

22 ± 5

16 óra

0,1 mol dm NH2OH.HCl (HNO3, pH 2)

40

22 ± 5

16 óra

10

22 ± 5 85 ± 2 85 ± 2 22 ± 5

1 óra 1 óra 1 óra 16 óra

2

0,11 mol dm CH3COOH -3

-3

8,8 mol dm H2O2 (pH 2, HNO3) 3 -3

1 mol dm CH3COONH4

10 50

Az eredeti eljárás használatával a CRM 601 mintából az első lépésnél a kivonható Cd, Cr, Ni, Pb és Zn koncentrációját, a második lépésnél a kivonható Cd, Ni és Zn koncentrációját, míg a harmadik lépésnél a Cd, Ni és Pb koncentrációját bizonylatolták. Az eljárást számos külföldi (Sutherland et Tack 2003) és hazai (Heltai et al. 2002, Hlavay et Polyák 1998) vizsgálatban alkalmazták. A módszer továbbfejlesztésekor arra törekedtek, hogy leszorítsák a kivonható elemkoncentrációk bizonytalanságát, ezzel növeljék az egyes frakciókban a bizonylatolt elemek számát (Quevauviller 1998). Változtattak a rázatás és a centrifugálás (1500 g helyett 3000 g) paraméterein, a második lépésben használt reagens összetételén (0,5 mol dm-3 NH2OH.HCl + 0,05 mol dm-3 HNO3), és bevezettek egy kiegészítő lépést a maradék frakció elemzésére, mint például az ISO 11466:1995 szerinti királyvizes extrakció (Mossop et Davidson 2003, Rauret et al. 1999, Sahuquillo et al. 1999). A továbbfejlesztett eljáráshoz BCR-701 jelzéssel új referenciamintát készítettek, mindhárom lépés esetében hat elemre (Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn) bizonylatolt koncentrációkkal (Quevauviller 2002). Žemberyová et al. (2006) sikeresen alkalmazta a módosított BCR szekvens extrakciót szlovákiai referencia talajminták elemzésében. Kubová et al. (2004, 2008) szennyezett talajok fémtartalmát BCR módszerrel ill. híg sósavas extrakcióval frakcionálta a növények által felvehető mennyiség becslésére.

2.3.4

Egyéb módszerek Az előző alfejezetben ismertetett egy- és többlépéses eljárások közös jellemzője, hogy az

extrakciós lépések során lezárt vagy nyitott edényben adott mennyiségű mintát és reagenst alkalmaznak, a reakcióidő után az oldatfázist centrifugálással és/vagy szűréssel elkülönítik. Többlépéses eljárások esetén ennél a lépésnél kritikus a laboratórium tisztasága és a gyakorlott személyzet a szennyeződés veszélye miatt, emellett az egyes lépések között fellépő mintaveszteség 21

jelentősen befolyásolhatja az eredményt kisebb tömegű minta extrakciójakor. Az egyes lépésék időigénye általában több óra, bár ezt a hátrányt ellensúlyozhatja a nagy mintaszám (megfelelő rázató kapacitás esetén). Az ilyen „batch” (batch (ang.) – tétel, adag) módszerek esetén a reakció során a minta és a reagens összetétele időben változik, a kioldott ionok újra adszorbeálódhatnak a szilárd fázis felületén, ami szintén bizonytalanság forrása lehet. A hátrányok kiküszöbölésére számos egyedi módszert kidolgoztak. Az eredeti 1 g helyett 0,1 g minta BCR extrakcióját valósította meg Ciceri et al. (2008). Az extrakció centrifugacsövek helyett töltet nélküli SPE (Solid Phase Extraction – szilárd fázisú extrakció) csövekben történt. A csövek 0,45 µm pórusméretű szűrővel és szeleppel voltak ellátva, ami megkönnyítette a fázisok elkülönítését, és a centrifugálás kiváltásával időbeni megtakarítást jelentett és a szennyeződés veszélyét is minimalizálta. A módszer pontosságát BCR-701 mintával ellenőrizték, és kielégítőnek találták. Arain et al. (2008) az extrakció időszükségletének csökkentésére törekedett, külön vizsgálva csak az első, illetve csak a második majd a harmadik lépést (ily módon nem követték teljes mértékben a szekvens eljárást) ugyancsak BCR-701 referenciamintával. Az egyes lépések ultrahangos fürdő alkalmazásával 15-30 perc, mikrohullámú kályhában egy-két perc alatt teljesen végbementek, és jó egyezést mutattak az eredeti eljárás által szolgáltatott eredményekkel. Shiowatana et al. (2001a, b) folyamatos áramlású eljárást fejlesztett ki az eredeti BCR eljárás alapján. A keverővel ellátott extrakciós kamra alján vezették be a friss reagenst, az extraktumot a kamra tetején lévő szűrőn keresztül perisztaltikus pumpával továbbították közvetlenül atomabszorpciós spektrométerbe (on-line detektálás) vagy gyűjtőedénybe (off-line detektálás), utóbbi bizonyult jobb megoldásnak. Tanulmányozták az extrakció időbeni lefolyását. A lépések időszükséglete 16 óráról 4 órára csökkent. Az egyes lépéseket a rendszer vizes átmosása választotta el, centrifugálásra itt sem volt szükség. A kioldott frakciók egymáshoz viszonyított aránya (SRM 2710 összehasonlító talajminta esetében) az eredeti BCR eljárással kapott arányokhoz képest megváltozott; a vizsgált elemek (Ca, Cu, Fe, Mn, Zn) többségénél a karbonátokhoz kötött és a redukálható frakció mennyisége nőtt, a maradék frakcióé csökkent. A víz mint veszélytelen és olcsó poláros oldószer alkalmazása „batch” módszerekben régóta használatos (pl. MSZ-21470:1998 talajok vízoldható elemtartalmának frakcionálására). A vizes rázatás hátránya, hogy szobahőmérsékleten hosszú időt vesz igénybe, és a pufferkapacitás hiánya miatt hatékonyságát jelentősen befolyásolja az extrahált minta összetétele. Az extrakció gyorsítható külső energiaforrások (ultrahangos vagy mikrohullámú besugárzás, túlnyomás) alkalmazásával (Luque de Castro et Jiménez-Carmona 1998). Számos módszert fejlesztettek ki magas hőmérsékleten és nyomáson vízzel végzett folyamatos áramlású extrakcióra. Az ilyen eljárásokat – amennyiben a víz kritikus hőmérséklete és nyomása (374,4°C ill. 22,1 MPa) alatti tartományban 22

dolgoznak – szubkritikus extrakciónak vagy PHWE (Pressurized Hot Water Extraction – nyomás alatti forróvizes extrakció) módszernek is nevezik. A víz polaritásának csökkenése megfelelő körülmények között viszonylag kevéssé poláros szerves anyagok kioldását is lehetővé teszi (Kronholm et al. 2007). Füleky et Czinkota (1993) talajok tápelemtartalmának meghatározására fejlesztette ki a forróvizes perkolációs módszert (HWP – Hot Water Percolation), a folyamatos extrakciót 102-105°C hőmérsékletű és 120-150 kPa nyomású vízzel végezték kvarchomokkal kevert talajmintákon. Az eredményeket konvencionális talajvizsgálati módszerek eredményeivel összevetve jó egyezést tapasztaltak. A módszert sikerrel alkalmazták növényvédőszerek deszorpciójának vizsgálatában is (Konda et al. 2002). Ragnvaldson et al. (2007) katonai lőtér talaját 150°C hőmérsékletű, 10 MPa nyomású vízzel extrahálta, a kapott kivonatokat L-929 sejtnövekedési teszttel vizsgálta. A szuperkritikus folyadékokkal történő extrakció (SFE – Supercritical Fluid Extraction) az 1980-as évek óta ipari és analitikai téren egyaránt egyre szélesebb körű alkalmazást nyer (Bøwadt et Hawthorne 1995). A legelterjedtebb SFE oldószer a szén-dioxid. Kritikus hőmérséklete és nyomása viszonylag alacsony (32°C ill. 7,4 MPa), nem mérgező és aránylag olcsó. Apoláros anyagként önállóan elsősorban hasonlóan apoláros anyagok (pl. poliaromás szénhidrogének) extrakciójára alkalmas, kis mennyiségben adott módosító adalékokkal (pl. metanol) azonban polárosabb komponensek is kivonhatók vele, így elemorganikus specieszek (pl. tributil-ón, metil- és etilhigany) meghatározásánál is használható (Bayona 2000). Speciális célokra más vegyületeket (N2O, SF6, CHClF2) is használnak szuperkritikus oldószerként. Tanszékünkön közel egy évtizede intenzív kutatás tárgya a szuperkritikus szén-dioxid, szubkritikus víz és kombinációjuk alkalmazása környezeti minták extrakciójában (Heltai et al. 2000), aminek eredményeként új szekvens extrakciós eljárás született, ennek elvét a 14. táblázat mutatja be. 14. táblázat. Szekvens extrakció szuperkritikus CO2, szubkritikus H2O és szubkritikus H2O+CO2 elegy oldószerek alkalmazásával

Lépés Oldószer 1 Szuperkritikus CO2 (SFE készülékben) 2 Szubkritikus H2O (SFE készülékben) 3 Szubkritikus H2O/CO2 (95:5) (SFE készülékben) 4 cc. HNO3 + H2O2 (mikrohullámú roncsolóban)

Frakció (kémiai információ) Apoláros szerves anyagok Vízoldható Karbonátokhoz kötött, hidrogénkarbonátképzéssel oldható Maradék

A módszert eredményesen alkalmazták üledékminták extrakciójában, és összehasonlító vizsgálatot is végeztek az eredeti BCR szekvens extrakcióval CRM-601 mintán. Megállapították, hogy ez az eljárás a BCR 1. lépésében végzett ecetsavas extrakcióval kivont elemfrakció részletesebb jellemzésére alkalmas, a vízoldható és a hidrokarbonát képző frakciót elkülönítve méri (Heltai et al. 2002). 23

2.3.5

Extrakciós eljárások a nemzetközi és európai szabványokban A környezetben előforduló és különböző körülmények között potenciálisan mobilizálódó

anyagok – közöttük a nehézfémek – vizsgálatával számos szabvány foglalkozik. A kioldási technikák az európai szabványügyi testület (CEN) ill. a nemzetközi szabványügyi szervezet (ISO) által elsősorban talajok, hulladékok és vizek jellemzésének területén alkotott egyes szabványokban kaptak helyet, ezek listáját a Függelék I. és II. táblázatai tartalmazzák. A környezetanalitikai módszerek területén az utóbbi évtizedekben felgyorsult fejlődéssel a szabványalkotási tevékenység nehezen tud lépést tartani (Quevauviller 2001). Jó példa erre a korábban említett, nemzetközi együttműködéssel kifejlesztett BCR szekvens extrakció, amelyet ma már széles körben elfogadott módszerként tartanak számon, szabványba foglalásával azonban nem foglalkoznak. A különböző mintatípusok (talajok, hulladékok, szennyvíziszapok, talajjavítók stb.) vizsgálatára vonatkozó rokon szabványok nagy száma ugyancsak nehezíti a szabályozás egységesebbé tételét, ezt felismerve indult a HORIZONTAL keretprogram az Európai Unió támogatásával (Gawlik et al. 2004). Ennek fő célja a rokon területeken, különböző munkacsoportokban zajló szabványfejlesztések összehangolásával horizontális európai (CEN) szabványok létrehozásának elősegítése. A talajok, szennyvíziszapok és kezelt biológiai hulladékok kioldási módszerei, ezek között a nehézfémtartalom meghatározására szolgáló eljárások összehasonlító értékelésével külön alprogram foglalkozott (van der Sloot et al. 2003).

2.4

Ökotoxikológiai vizsgálatok A környezetben előforduló vegyi anyagok okozta kockázat becsléséhez nem elegendő a

kérdéses anyagok összes koncentrációjának vagy akár kémiai speciációjának meghatározása. Az ökotoxikológia szót René Truhaut 1969-ben használta először a következő értelemben: „a toxikológia azon ága, ami a természetes vagy mesterséges szennyezőanyagoknak az ökoszisztémákat alkotó állatokra (az embert is ideértve), növényekre és mikroorganizmusokra gyakorolt toxikus hatásaival foglalkozik integrált szemléletben” (Truhaut 1977). Az ökotoxikológia tehát a környezetben előforduló vegyi anyagok ill. az azokkal szennyezett környezeti elemek és az élőlények egymásra hatásával foglalkozik, a biológiai szerveződés különböző szintjein bekövetkező káros hatásokra összpontosít a molekuláris szinttől a sejt-, szövet-, szerv- és egyedszinten át a populációk és társulások szintjéig (Fent 2001, 6. ábra). Az ökotoxikológia jelentőségét jól mutatja, hogy ma már több mint negyven, jelentős részben a CEN által is átvett ISO szabvány foglakozik a talajok és vizek minőségének értékeléséhez kapcsolódó biológiai vizsgálatokkal (Függelék III. táblázat). A vegyi anyagok vizsgálatára vonatkozó OECD ajánlások külön fejezete foglalkozik az 24

élőlényekre gyakorolt hatásokkal, amelyek értékelésére 2007-ben 24 módszert soroltak fel (OECD 2007, Függelék IV. táblázat). Az EU területén előállított vagy forgalmazott vegyi anyagokra vonatkozó új egységes szabályozás, a REACH is kiemelt hangsúly fektet az ökotoxikológiai információkra. A REACH fő szempontjai között az emberi egészség és a környezet védelme, az EU vegyiparának versenyképessé tétele, az átláthatóság javítása mellett az állatkísérletek kiváltása is helyet kapott (REACH 2006). TÁRSULÁS, ÖKOSZISZTÉMA

populáció

szervezet

algák

ragadozók (gerinctelenek)

halak

növényevők (gerinctelenek)

zooplankton

sejt

makrofiták

NH2 N

molekula

HO

P

N N

O O

CH 2

OH

mikroorganizmusok

N

detritusz

O

HO

OH

6. ábra. Az ökotoxikológia vizsgálati szintjei (vízi életközösség példáján, Fent 2001)

Az ökotoxikológiai tesztek osztályozásának két fő szempontja a vizsgálatok időtartama a teszt alanyául szolgáló élőlény életciklusához képest és a vizsgálatba bevont fajok száma (7. ábra, Kapanen et Itävaara 2001).

Toxikológiai vizsgálat

TEREPI VIZSGÁLATOK

MEZOKOZMOSZ MIKROKOZMOSZ

több faj

KRÓNIKUS AKUT pre-reproduktív

egy faj reproduktív

társulás szintű fajok közötti kölcsönhatások kölcsönhatások / abiotikus faktorok

szukcessziós ökoszisztéma kölcsönhatások állapotok

7. ábra. Ökotoxikológiai vizsgálatok csoportosítása időtartam és a bevont fajok száma alapján (Kapanen et Itävaara 2001)

25

A toxikológia többi ágához hasonlóan az ökotoxikológiában is fontos szerepe van az adott élőlényre ható vegyület mennyisége ill. koncentrációja (dózis) és az általa kiváltott káros (toxikus) hatás (válasz) közötti összefüggésnek, többek között ez az alapja a kérdéses vegyület által képviselt veszély vagy kockázat becslésének. A mérendő válasz lehet a vizsgált egyedek elpusztulása, vagy különböző biokémiai, élettani, szaporodási vagy viselkedési jellemzők értéke. A dózis-válasz görbékről leolvasható (ill. kiszámítható) nevezetes értékeket a 8. ábra szemlélteti (letális toxicitást vizsgáló 96 órás vízi teszt példáján): LC50 (median lethal concentration) – az egyedek 50%-ának pusztulását előidéző koncentráció, LOEC (lowest observed effect concentration) – az a legkisebb koncentráció, ami már toxikus hatást fejt ki, NOEC (no observed effect concentration) – az a legnagyobb koncentráció, ami még nem tekinthető toxikusnak. (Szárazföldi vizsgálatokban általában az előbbiekkel analóg dózis értékeket határozzák meg pl. LD50 mg/kísérleti állat testtömeg kg dimenzióban.) Amennyiben a vizsgálat végpontja nem az egyedek pusztulása, az LC50 érték helyett EC50 (50% effect concentration) – a kontrollra jellemző érték 50%-át kiváltó koncentráció vagy az ezzel rokon IC50 (50% inhibitory concentration) – a kontrollra jellemző érték 50%-os

Mortalitás (%) a kontrollhoz viszonyítva

gátlását okozó koncentráció értékeit határozzák meg (Walker et al. 2001). 100

LC50 50 LOEC NOEC 0 koncentráció logaritmusa

8. ábra. 96 órás vízi toxicitási teszt dózis-válasz görbéje (Walker et al. 2001).

Laboratóriumi körülmények között gyakran egy adott anyag, keverék vagy környezeti minta hatását vizsgálják egy-egy faj egyedeire. A tesztekben a kérdéses anyagot vagy környezeti mintát különböző koncentrációkban alkalmazzák a dózis-válasz összefüggés felvételére. A különböző tesztorganizmusok felhasználásával meghatározott LC50 ill. EC50 értékek egymással és a terepi vizsgálatok eredményeivel összevetve járulnak hozzá egy-egy anyag vagy minta által jelentett kockázat értékeléséhez. Üledékek vizsgálatakor figyelembe kell venni, hogy a mintavétel, szállítás, tárolás és előkészítés során az eredeti környezetben uralkodó viszonyok (pH, redoxipotenciál, hőmérséklet, 26

fény stb.) megváltoznak, ami a mérhető toxicitást befolyásolja (Burton et al. 2003). A szilárd üledék közvetlen tesztelése mellett gyakran alkalmazzák a pórustérből centrifugálással, szűréssel vagy leszívással nyerhető oldatfázis (pórusvíz) és az üledék vizes kivonatának vizsgálatát vízminták tesztelésére használt módszerekkel. A pórusvíz alkalmazásának előnyeit és hátrányait Chapman et al. (2002) részletesen tárgyalja. A laboratóriumi mérések ellenőrzésére, az adott helyen ténylegesen jelentkező toxicitás pontosabb értékelésére helyszíni (in situ) tesztek alkalmazhatók a tesztszervezetek megfelelő elhatárolásával (Chapman et al. 1998). A szilárd üledék közvetlen tesztelésére általában olyan állatokat alkalmaznak, amelyek életciklusuk egy részét vagy egészét az üledékben vagy annak felszínén töltik, és laboratóriumi körülmények között könnyen tenyészthetők. A gyakrabban használt fajok az ízeltlábúak ill. a gyűrűsférgek közé tartoznak (Burton et al. 2003, Keddy et al. 1995): Hyalella azteca, Gammarus sp. (felemáslábú rákok), Chironomus tentans, C. riparius (kétszárnyúak), Hexagenia limbata (kérészek), Tubifex tubifex (kevéssertéjűek). Feiler et al. (2002) eredményesen alkalmazta a békalencsét (Lemna minor) szerves vegyületekkel erősen szennyezett üledékek közvetlen vizsgálatában. Pórusvíz és üledékkivonat tesztelésére természetes vizekben előforduló baktériumokat, algákat és magasabbrendű növényeket, valamint állati szervezeteket (rákok, halak) egyaránt alkalmaznak, a legtöbb vizsgálatban a következő fajok szerepelnek: Photobacterium phosphoreum, Selenastrum capricornutum (egysejtű zöldalga), Lemna minor (békalencse), Daphnia magna, Ceriodaphnia dubia (ágascsápú rákok), Pimephales promelas (pontyfélék) (Burton et al. 2003, Keddy et al. 1995). A különböző rendszertani egységekbe tartozó fajokkal végzett tesztek együttes értékelése jobban jellemzi az adott minta toxicitását. Keddy et al. (1995) javaslatokat fogalmazott meg talajok, üledékek és vizek vizsgálatára használható bioteszt-rendszerekre. Clément és Cadier (1998) víz-üledék mikrokozmoszt állított be, ami négy hétig fenntarthatónak bizonyult. A rendszer hatféle élőlényt tartalmazott: Raphidocelis subcapitata zöldalgát, Lemna minor békalencsét, Daphnia magna és Simocephalus vetulus vízibolhákat, Hyalella azteca felemáslábú rákot és Chironomus tentans árvaszúnyoglárvát. A mikrokozmoszt réz-szulfáttal szennyezett üledék vizsgálatával tesztelték. A fentebb említett klasszikus vízi biotesztek kétségtelen előnye, hogy egy adott vegyület vagy komplex szennyezés hatását a vizes élőhelyeken ténylegesen előforduló fajok felhasználásával vizsgálják. A szükséges mennyiségű tesztorganizmus biztosítása viszont munkaigényes és költséges 27

lehet, ezen túlmenően – elsősorban a gerincesekkel végzett tesztekkel kapcsolatban – etikai kérdések is felmerülhetnek. A fenti problémák kiküszöbölésére olyan teszteket is kidolgoztak, amelyekben ismert baktériumtörzsek, vízi vagy szárazföldi növények szerepelnek. A növényekkel dolgozó módszerek igen változatosak, például vizsgálhatják a csírázás (MSZ 21978-8:1985) vagy a növekedés folyamatát, a klorofillkoncentrációt (Wang et Freemark 1994), a nitrogénfelvételt és -beépülést (Jung et al. 1999, Sutter et al. 2001), pollenek viselkedését (Jung et al. 1997, Kristen et al. 1999). Az ilyen biotesztek általában gyorsabbak és kevésbé költségesek, a kapott információk viszont csak kellő óvatossággal általánosíthatók. Bierkens et al. (1998) kadmiummal, fenollal ill. növényvédőszerekkel mesterségesen szennyezett talajokon és kivonataikon vizsgálta húsz bioteszt érzékenységét. A talajok vizsgálatában leginkább érzékenynek az Eisenia foetida akut toxicitási és genotoxicitási teszt, közepesen érzékenynek a Lepidium sativum csírázási ill. növekedési teszt, lóbab genotoxicitás teszt mutatkozott. A kivonatok tesztelésekor legérzékenyebbnek a Caenorhabditis elegans reprodukciót, közepesen érzékenynek a Vitotox® (Salmonella typhimurium) és Microtox® (Photobacterium phosphoreum), Daphnia β-galaktozidáz teszteket találták, a Lepidium sativum gyökérnövekedés teszt kevésbé érzékeny. Wang et Freemark (1995) összefoglalja a növényekkel végzett tesztek alkalmazásait, különös tekintettel az Egyesült Államok és Kanada területén hatályos szabályozásban betöltött helyükre. Lakatos et al. (2003) a Tisza és mellékfolyói magyarországi és jugoszláviai szakaszán gyűjtött üledékmintákat vizsgált. Akut Daphnia- és halteszttel, valamint 24 ill. 48 órás algateszttel nem talált kimutatható toxicitást, Sinapis csírázási tesztben a minták hatoda enyhe toxicitást mutatott. Lemna tömegnövekedési vizsgálattal és klorofill-a tartalom meghatározással néhány mintánál enyhébb, két mintánál jelentős toxicitást mértek. Az utóbbi évtizedekben a toxikológia számos területén elterjedt a sejttenyészetek, mint tesztobjektumok alkalmazása. Az élő egyedekből izolált, többnyire további osztódásra nem képes primer sejteket toxikológiai célokra ritkán használják, meghatározó a daganatokból elkülönített sejtvonalak alkalmazása. Ezek a sejtek gyakorlatilag végtelen számú osztódásra képesek. Szükség esetén rövid idő alatt nagyszámú, genetikailag gyakorlatilag azonos sejt hozható létre, így kis mennyiségű minta elegendő ismétléssel vizsgálható. A sejtekkel végzett toxikológiai tesztek magától értetődően az adott vegyület, környezeti minta stb. által sejtszinten kiváltott hatásokat vizsgálják, gyakran egyidejűleg akár több biológiai válasz műszeres mérésén keresztül. Az eredmények kellő körültekintéssel kiterjeszthetők az egyedek szintjére, ami gazdasági és etikai szempontból egyaránt előnyös. A vízi élőhelyekkel kapcsolatos ökotoxikológiai kutatásokban kiemelt szerepet kapnak a halakból származó sejtvonalak (Segner 1998). Ezek tenyésztése az emberi ill. emlős eredetű sejtek szaporítására kifejlesztett módszerekkel, eszközökkel és anyagokkal 28

történik, jellemzően alacsonyabb hőmérsékleten és lassabb osztódással. A hal sejtvonalak többsége az edény felületén megtapadva, emlős szérummal kiegészített tápoldatban képes növekedésre és osztódásra. A tesztekhez a sejteket általában 48 vagy 96 „lyukat” tartalmazó lemezekre (culture plates) viszik át, amelyek az erre a célra készült foto- ill. fluoriméterrel (plate reader) közvetlenül vizsgálhatók. A sejtek életben maradása ill. életképessége számos paraméteren keresztül tanulmányozható, pl. sejtszám (osztódási ráta), összfehérje-tartalom, fluoreszkáló festékek felvétele és megkötése vagy átalakítása biokémiai folyamatokban. Az előbb említett általános citotoxicitási teszteken kívül kifejlesztettek olyan módszereket is, amelyek bizonyos anyagcsoportokra adott specifikus választ mérnek. A nehézfémek toxicitásának vizsgálatára alkalmas a metallotionein indukció (Heikkila et al. 1982) és a glutation szint mérése (Maracine et Segner 1998, Schlenk et Rice 1998).

A poliaromás szénhidrogének, poliklórozott bifenilek és dioxinok hatásait a

lebontásukban fontos szerepet betöltő citokróm-P4501A (CYP1A) enzim expressziójának (Hahn et al. 1996) ill. a vele szoros kapcsolatban lévő 7-etoxiresorufin-O-deetiláz aktivitásának (Behrens et al. 1998, Fent 2001) mérésével követik.

2.5

Az Európai Unió Víz Keretirányelve Az Európai Parlament és a Tanács 2000. október 23-án fogadta el a 2000/60/EK számú

irányelvet „a vízvédelmi politika terén a közösségi politika kereteinek meghatározásáról” (VKI 2000). A röviden Víz Keretirányelvnek (VKI) nevezett dokumentum központi gondolata a vizek „jó állapotának” biztosítása egységes környezeti- és vízgyűjtő-szabályozási keretbe illesztve. Ezt az állapotot 2015-re a gazdasági realitásokat mérlegelve kell elérni. A célok közé tartozik az ökoszisztémák és a vízi környezet védelme, a biztonságos ivóvízellátás és a fenntartható vízhasználat, az árvizek és aszályok hatásainak mérséklése. Alapelvei az elővigyázatosság, a megelőzés, a kockázatok csökkentése, a társadalom bevonása, a „szennyező fizet” elv, a szolgáltatások terén a költségmegtérítés elve (Achleitner et al. 2005, Mostert 2003). A felszíni vizek osztályozása az ökológiai és a kémiai állapot meghatározásán alapul olymódon, hogy a két tényező közül a rosszabb minősítésű jelenti az adott víztest állapotát. Az ökológiai állapotot a „referencia vagy zavartalan állapothoz” viszonyítják, a kémiai állapotot környezeti határértékekkel definiálják. A felszíni vizek ökológiai állapota integrálja a biológiai, hidrológiai és hidromorfológiai, fizikai-kémiai és az élővilágot érintő kémiai változók hatását, tehát közvetett módon magába foglalja a mai értelemben vett vízminőséget is. A vízkészleteket érintő beavatkozások keretét integrált vízgyűjtő-gazdálkodási tervekbe (VGT) foglalják (Griffith 2002).

29

A VGT tartalmazza a vízgyűjtő jellemzőinek általános leírását, a jelentős terhelések, valamint az emberi tevékenységeknek a vizek állapotára gyakorolt hatásai összefoglalását, (vagyis a kiinduló állapotot); a környezeti célkitűzéseket (a célállapotot); az oda vezető utat, vagyis az intézkedési program összefoglalását, beleértve azt is, hogy az intézkedések hogyan segítik elő a célkitűzések elérését. A VGT tartalmazza továbbá a védett területeket (térképi ábrázolással is), valamint a monitoring hálózat térképét és a vízhasználatok gazdasági elemzésének összefoglalását. Bármely egyéb releváns program összefoglalása is bekerül a VGT-be, továbbá a társadalmi konzultáció eredményiről is be kell számolni. Az intézkedési program ún. alapintézkedésekből és kiegészítő intézkedésekből áll. Előbbi a „kötelező” rész, mely a vonatkozó nemzeti, illetve Közösségi szabályozáson alapul (pl. Nemzeti Települési Szennyvízprogram, a vizek mezőgazdasági eredetű nitrátszennyezésével szembeni védelméről szóló, vagy a vízminőségi kárelhárítással összefüggő feladatokról szóló kormányrendelet stb.). Ha ez az intézkedési csomag nem elegendő a jó állapot eléréséhez, kiegészítő intézkedéseket kell bevezetni (pl. egyedi határértékek megállapítása, vizes élőhelyek rekonstrukciója, mederrehabilitáció, öntözési mód változtatása, művelési ág módosítása, oktatás stb.). A VGT-t hatévente felül kell vizsgálni (KvVM 2007). A VKI szerint a víztestek a VGT legkisebb egységei. A vizek állapotának értékélése, a környezeti célok elérése és a monitorozás működtetése ebben a léptékben történik. A természetes víztestek tartozhatnak nálunk a folyók, illetve a tavak kategóriájába, a víztestek ezen kívül lehetnek erősen módosítottak és mesterségesek. A víztestek jellemzése, az emberi hatások értékelése az első szintű monitorozó rendszer eredményei alapján történik (felügyeleti monitoring). A víztestek állapotát vagy potenciálját (ökológiai és kémiai) az azonos típushoz tartozó referencia víztesthez (kiváló állapot vagy potenciál), vagy a jó állapotú/potenciálú víztesthez viszonyíthatják. Legalább a jó állapot vagy potenciál elérése a cél, ennek alapján történik a környezeti célkitűzések meghatározása. Ahol a jó állapot elérése a határidőig kockázatos, és ennek oka nem ismert, kivizsgálási monitorozással kell az okokat kideríteni. A környezeti célkitűzésre épül a beavatkozási terv, ezt annak alapján kell kidolgozni, hogy a jó állapottól való eltérést mi okozza. A VKI 8. cikkelye előírja a vizek állapotának rendszeres monitorozására irányuló programok kidolgozását. A monitorozás célja a vizek állapotának, illetve ezzel összefüggésben a környezeti célkitűzések teljesülésének vizsgálata. A VKI által megkívánt monitorozás többszintű. Mivel valamennyi víztestet nem lehet monitorozni, nem lehetséges valamennyi állapotot és hatást valamennyi víztestnél vizsgálni. Ezért a monitorozó állomások és a mintavételi gyakoriságok kiválasztása elfogadható kompromisszumot igényel az ideálishoz tartozó pontosság és konfidencia, valamint a program költségei között (Dworak et al. 2005, RAGACS 2005). A VKI szerinti monitorozás jellegzetességei a következők: 30

•

A monitorozó rendszernek nem az adott mintavételi hely, hanem az egész víztest állapotát kell meghatározhatóvá tennie (jellemző állapot). Ez azt is jelenti, hogy nagy szükség van olyan mintavételi, mérési és értékelési módszerekre, amelyek ezt lehetővé teszik.

•

A monitorozó rendszer többszintű, elkülönül benne az állapotértékelés, a kivizsgálás és a beavatkozások hatásvizsgálata.

•

Döntő az ökológia szerepe, bizonyos élőlény együttesek (fitoplankton, makrofita, fitobenton, makroszkópikus gerinctelenek, halfauna) vizsgálata. Ezek mellett a hidromorfológiai viszonyokat és a kémiai paramétereket is vizsgálni kell.

•

Az üledék monitorozása révén lehetővé válik az akkumulációs hatások vizsgálata.

•

Fontos elem a veszélyes anyagok vizsgálata.

•

Nemcsak a nagyobb víztestek, hanem valamennyi 50 ha-nál nagyobb tó és 10 km2-nél nagyobb vízgyűjtőjű víztest monitorozása szükséges.

•

Az eredményeket adatbázisban, térinformatikai rendszerben megjeleníthető módon kell rögzíteni. A VKI bevezetése során számos, eddig rendszertelenül, vagy egyáltalán nem vizsgált víztest

alapállapotának felmérése, majd rendszeres monitorozása válik szükségessé. A kis vízfolyások állapotáról korábban alig gyűjtöttek információkat, így a VKI követelményeinek megfelelő vizsgálatukat, jellemzésüket átfogó módszertani kutatással kell megalapozni. Ennek része többek között a biológiai és kémiai paraméterek térbeni és időbeni változékonyságának vizsgálata, diffúz és pontszerű szennyezőforrások hatásának elemzése, a vízi üledékek jellemzéséhez szükséges analitikai és ökotoxikológiai vizsgálatok fejlesztése (RAGACS 2005). A fentieket szem előtt tartva munkám során nehézfémszennyezésnek kitett területről származó vízi üledékek vizsgálatára alkalmas analitikai módszerek és biotesztek fejlesztésével és egy kiválasztott kis vízfolyás monitorozásának problémáival foglalkoztam. A folyóvízi üledékek problémájával a VKI nem foglalkozik részletesen. Az üledékekbe kerülő szennyezőanyagokat a folyó elsődleges forrásuktól messzire szállíthatja, ami a forrás(ok) azonosítását és a megfelelő intézkedést megnehezíti, különösen olyan folyók esetében, amelyek több ország területét is érintik. Az üledékekkel kapcsolatos vízgyűjtő szintű vizsgálati, szabályozási törekvések összehangolására az európai szakértők létrehozták a SedNet (Demand-driven European Sediment Research Network) szervezetet (Förstner 2002). Az Európai Unióhoz való csatlakozás előkészítése során hazánkban is megtörtént a VKI jogrendbe állítása. Ehhez több jogszabályt kellett alkotni, ezek közül legfontosabb a 221/2004 (VII. 21.) Korm. rendelet a vízgyűjtő-gazdálkodás egyes szabályairól. 2004. júniusában elkészült az első 31

Nemzeti Jelentés (VKKI 2004) az Európai Bizottság számára, melyben adminisztratív kérdések tisztázása szerepel. A második Nemzeti Jelentés (VKKI 2005) a víztestek jellemzését, az emberi tevékenység hatásának vizsgálatát, a vízhasználatok gazdasági elemzését és a védett területek jegyzékét tartalmazta. 2006. december 22-ére elkészült az a tervezet, mely a vízgyűjtő-gazdálkodási tervezés ütemezését és munkaprogramját mutatja be. Ennek véglegesítését hathónapos társadalmi konzultáció követte. Ugyancsak a fenti határidőre hozták létre a VKI szerinti monitoring-hálózatot. A legtöbb tagországhoz hasonlóan Magyarország is rendelkezik több évtizede működő monitoring rendszerekkel, mind a felszíni, mind a felszín alatti vizek állapotának megfigyelésére. A VKI által igényelt hazai monitoring programok kialakítása e rendszerek figyelembevételével történt. Az erről szóló, ún. harmadik Nemzeti Jelentést (VKKI 2007) 2007. áprilisában küldte meg Magyarország az Európai Bizottság számára. Az abban leírt monitoring programokon belül minden egyes, a programhoz tartozó, kötelezően előírt paraméterre meg kellett adni a mérési gyakoriságot, ciklust és a hozzá kapcsolódó mérőállomások számát. A VKI bevezetéséhez szükséges törvényi háttér megteremtése az EU-hoz újonnan csatlakozó országokban a csatlakozási jogharmonizáció keretein belül történt, így ezek az országok néhány régi tagállamot megelőztek a felkészülésben (Nieuwenhuis et al. 2006). Az utóbbiak esetében a VKI bevezetése igen változatos problémákat vetett fel. Az Egyesült Királyságban négy területi egység (Anglia, Wales, Skócia, Észak-Írország) önállóan dolgozik az előírt menetrend végrehajtásán. Franciaországban a vizek kezelésével három különböző szerv foglalkozott, tevékenységük összehangolásán túl súlyos gondot okoz a működtetés költségeinek előteremtése, mivel ezeket a víz fogyasztói árában nem kívánják érvényesíteni (Boscheck 2006). Svédországban a vízügyi igazgatás korábban helyi szinten zajlott, a közel háromszáz helyi hatóság átszervezése, integrálása nemcsak sok anyagi ráfordítást, hanem alapjaiban új törvényeket is igényel (Hedelin 2005). A tagállamok kormányzati struktúráinak sokfélesége, a létező nemzeti szabályozások közötti jelentős különbségek, az eltérő politikai és gazdasági érdekek, korlátozott anyagi lehetőségek miatt a VKI célkitűzéseinek elérése korántsem tűnik bizonyosnak, ugyanakkor mindenképpen szükséges törekedni az Európa egészére kiterjedő vízpolitika megteremtésére (Boscheck 2006).

32

3. ANYAG ÉS MÓDSZER 3.1

Környezetterhelési vizsgálatok folyó- és állóvizeken

3.1.1

Monitoring a Rákos-patak vízrendszerén Tanszékünkön az 1990-es évek közepe óta foglalkozunk Rákos-patak és a hozzá

kapcsolódó, Gödöllő és Isaszeg között létrehozott mesterséges tórendszer környezeti állapotának feltárásával. A tavak vízmérlegére vonatkozó pontos adatok hiányában a tavi üledékeket, mint a tavak történetének dokumentumait felhasználva Fekete Ilona (1996, 2002) vizsgálta az egyes tavak szennyezettségét különös tekintettel a növényi tápanyagokra, nehézfémekre és a patogén mikroorganizmusokra. A csernobili reaktorbaleset után kihullott

134

Cs és

137

Cs izotópok vertikális

eloszlása alapján becsülte az üledékképződés sebességét és az üledékek szennyezett rétegeinek korát. Feltárta az akkor még tisztított szennyvizet befogadó I. tó üledékében a foszfor ill. a gépgyári csapadékvizet befogadó VII. tó üledékében nehézfémek feldúsulását (Heltai et al. 1998), és szekvens extrakcióval vizsgálta utóbbiak mobilizálhatóságát (Heltai et al. 2000), valamint javaslatokat tett a patak és a tórendszer környezeti állapotának javítására. A munka eredményeként értékes adatbázis jött létre. Az üledékmintákat későbbi vizsgálatokhoz is felhasználtuk (Heltai et al. 2005). 2004-ben a SZIE Kémia és Biokémia Tanszék, a BME Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék és a VITUKI alkotta konzorcium által „Komplex monitorozó rendszer és adatbázis kidolgozása

különböző

környezetterhelésű

kisvízfolyásokon

az

EU

VKI

ajánlásainak

figyelembevételével” címmel benyújtott pályázat elnyerte az Oktatási Minisztérium támogatását. A projekt kidolgozása során három fő kérdésre kerestünk választ három eltérő jellegű vízfolyás (Nagy-patak a Csórréti-tározóval, Galga, Rákos-patak) vizsgálatai alapján: (i) hogyan lehet meghatározni a víztestek jellemző ökológiai és kémiai állapotát (mit, hol, mikor, milyen gyakran és hogyan kell mérni), (ii) hogyan lehet költségkímélő módon (a legkevesebb költséggel, legkisebb információveszteséggel) megtervezni kis vízfolyásokon a monitorozó rendszert, (iii) milyen általános következtetések vonhatók le az országos monitorozás kidolgozására vonatkozóan (RAGACS 2006). A projekt résztvevőjeként feladatom elsősorban a Rákos-patak kémiai állapotának felmérését célzó havi monitorozás lebonyolítása, eredményeinek értékelése és a pontszerű szennyezőforrások (tisztított szennyvíz bevezetések) hatásának vizsgálata volt. A Rákos-patak Gödöllőtől északra a Gödöllői-dombsághoz tartozó 345 m magas Margita-hegy alján ered a mintegy 310 m magasságban felszínre bukkanó 15 forrásból álló 33

forráscsoportból, torkolata a Dunába a Vizafogónál található. A Rákos-patak vízgyűjtője 185 km2, amiből 88 km2 Budapest közigazgatási határán belülre esik, jelentősebb mellékvízfolyása nincs. A Rákos-patakon a hazai folyótipológia szerint (KvVM 2003, 2. melléklet 20. táblázat) három víztípus található: a forrástól Gödöllő déli határáig (Dombvidéki csermely, >200 m, 10-100 km2, meszes, közepesen finom mederanyagú: 8. típus), Gödöllőtől Budapest határáig (Síkvidéki, <200 m, 10-100 km2, meszes, közepesen finom mederanyagú kis patakok: 15. típus), Budapest határától a torkolatig (Síkvidéki, <200 m, 100-1000 km2, meszes, közepesen finom mederanyagú kis folyók: 18. típus). A patak Gödöllő és Isaszeg közötti szakaszán helyezkedik el a kilenc tóból álló átfolyó rendszerű mesterséges tórendszer (Heltai et al. 1998, Fekete 2002). A tavak vízutánpótlását a Rákos-patak, a csapadékvíz és fenékforrások biztosítják, 1995-ig a város déli határára épült szennyvíztisztító telep biológiai tisztítási fokú szennyvizét is az I. tóba vezették. E viszonylag kis vízforgalmú vízrendszert terhelik kommunális és ipari vízhasználatok, közlekedési hatások és mezőgazdasági tevékenységek. A patak medrét Gödöllő belterületén és Budapest közigazgatási határán belül módosították: olyan aljzat kialakítása volt a cél, ami lehetővé teszi a nagyvizek károkozás nélküli, mederbeli levonulását. Ennek érdekében a méretét növelték és betonburkolattal látták el, megnövelve ezzel a meder vízszállító képességét. A patak hidrológiai adottságaira jelentős hatással vannak az emberi beavatkozások: a vízbevezetések és vízkivételek. A főváros előtti szakaszon három helyen: Gödöllő, Isaszeg és Pécel térségében van vízjogilag engedélyezett szennyvízbevezetés. A legális és nyilvántartott vízbevezetések mellett számtalan engedély nélküli, ismeretlen eredetű vízbevezetés is van. A Rákos-patakon négy víztestet különítettünk el: az első a forrástól a halastavak kezdetéig terjed, a második a tavakat foglalja magába, a harmadik Isaszegtől Budapest határáig tart, a negyedik pedig a fővárosi szakasz egészen a torkolatig. A monitorozáshoz 31 mintavételi helyet jelöltünk ki, ezek közül 15 ponton (ebből 3 az első, 6 a második, 2 a harmadik és 4 a negyedik víztesten található) végeztünk havi rendszeres monitorozást 2004. májusa és 2005. áprilisa között. 2004. júniusában az összes mintavételi pontra kiterjedő expedíciós vizsgálatot végeztünk. A fiziko-kémiai és hidrológiai paraméterek térbeli változatosságának felderítésére a budapesti szakaszon további mintavételt végeztünk 13 ponton. A Rákos-patak vízgyűjtő területét és a mintavételi pontokat a 9. ábra mutatja be, részletes felsorolásuk a 2. melléklet 22. táblázatában található. A 2. mellékletben található 40. ábra a tavakról, a 41. ábra a patak kiépített medréről mutat be fényképeket. A napi vízhozam és havi összes csapadék adatokat a Közép-Duna-vidéki Környezetvédelmi és Vízügyi Igazgatóság bocsátotta rendelkezésünkre. A havi rendszeres monitorozás során a legtöbb mintavételi ponton megmértük a pillanatnyi vízhozamot. Az állomási és az expedíciós 34

vízhozammérések eredményei alapján a korrigált vízhozam értékeket Nováky (2005) számította ki (2. melléklet, 23. táblázat). A vízminőségi paraméterek egy részét (hőmérséklet, oxigéntelítettség, pH, fajlagos vezetés, redoxipotenciál) közvetlenül a helyszínen határoztuk meg. Az alapvető vízkémiai paraméterek mérése a VITUKI, az összes és az oldott fémtartalom mérése a SZIE akkreditált laboratóriumában történt. A vízmintákat másfél literes műanyag palackokban, hűtőtáskában szállítottuk, külön tartósított mintákat vettünk a higanytartalom ill. a fitoplankton vizsgálatához. A szerves mikroszennyezők vizsgálatát egy alkalommal végeztük el. A fiziko-kémiai komponensek meghatározásának módszereit és a vonatkozó szabványokat a 2. melléklet 24. táblázatában soroltam fel (RAGACS 2005). A koncentrációk és a vízhozamok alapján kiszámítottam egyes komponensek becsült anyagáramát kg hó-1 egységben. A patakot befogadóként használó gödöllői, isaszegi és péceli szennyvíztisztító telepek adatokat szolgáltattak a kezelt szennyvíz mennyiségéről és minőségéről. Ezen adatok alapján kiszámítottam egyes szennyezőanyagok havi anyagáramát ugyancsak kg hó-1 egységben.

9. ábra. A Rákos-patak vízgyűjtő területe a részvízgyűjtők és a mintavételi helyek feltüntetésével

3.1.2

A Tisza (és a Szamos) szennyezettségének vizsgálata A 2000. januárjában Nagybányán történt gátszakadás után mintegy száz tonna cianidot és

ugyanilyen nagyságrendben nehézfémeket tartalmazó szennyvíz került a Szamosba majd a Tiszába. 35

A folyók élővilága nagy károkat szenvedett, az ökológiai katasztrófa – elsősorban a halpusztulás – képei felhívták a világ figyelmét a vizek veszélyeztetettségére. Alig két héttel a katasztrófa után a borsabányai zagytározóból kb. húszezer tonna nehézfémtartalmú zagy jutott a Tiszába, szürke elszíneződést okozva a folyó felső szakaszán. A következmények feltárásával több kutatócsoport foglalkozott, részben nemzetközi együttműködések keretében (Bird et al. 2003, Osán et al. 2007, Soldán et al. 2000). 2000. júniusában az UFZ (Umweltforschungszentrum Leipzig-Halle GmbH) vízügyi kutatásokkal foglalkozó részlegének (Sektion Gewässerforschung, Magdeburg) munkatársai a Tisza és a Szamos teljes magyarországi szakaszát érintő víz- és üledékmintavételezést végeztek analitikai és ökotoxikológiai vizsgálatokhoz összesen tizenhárom helyszínen (10. ábra). A munkában tanszékünk is részt vett a D-00/09 sz. TéT projekt támogatásával. A minták elemzése Magdeburgban történt, az ökotoxikológiai vizsgálatokat Lipcsében végeztük el. Feladatom az üledékek vizes kivonatainak vizsgálata volt növényi biotesztekkel.

4 5 8

7

2

3 6

1

9

10 13 12 11

10. ábra. Mintavételi pontok a Tiszán és a Szamoson

A mintavételt 2001. márciusában megismételték. 2002. szeptemberében újabb mintavételeket végeztek (ezekben részt is vettem), azonban a folyók magas vízállása miatt megfelelő üledékminta gyűjtésére csak néhány helyszínen volt lehetőség.

36

3.2

Minták

3.2.1

Vízi üledékek Munkám során folyóvízi és tavi eredetű üledékmintákat használtam. A folyóvízi üledékminták az UFZ Tiszán és Szamoson végzett mintavételeiből származtak.

A mintavételi pontok elhelyezkedését a 10. ábra mutatja: Csenger (1), Tivadar (2), Olcsva (3), Tiszaadony (4), Tokaj (5), Tiszalök (6), Tiszakeszi (7), Tiszavalk (8), Kisköre (9), Tiszakécske (10), Tiszasziget (11), Tápé (12), Mindszent (13). Az üledékmintákat az üledék felső 10 cm-es rétegéből vették, majd műanyag dobozokban 4°C-ra hűtve szállították. A szárított minták királyvízzel (Hg esetében folysavval) oldható elemtartalmát ICP-MS módszerrel határozták meg. Az eredeti minták egy sorozata Lipcsébe került az ökotoxikológiai részleghez, ahol a mintákat a későbbi felhasználáshoz fagyasztva szárítással tartósították. A tavi üledékminták a Gödöllő és Isaszeg között a Rákos-patak völgyében létrehozott halastórendszerből származtak. A tanszéken folyó kutatások keretében 1995 júliusában rétegmintákat és kevert mintákat vettek (Heltai et al. 2000). A mintákat polietilén edényekben ill. fóliában hűtve szállították a laboratóriumba. A nedves rétegmintákat 5 cm vastagságú részletekre vágták. 2002 szeptemberében újabb kevert mintákat vettünk. Ez utóbbi mintákat részben pórusvíz nyerésre használtuk, részben fagyasztva szárítottuk (Heltai et al. 2005). 3.2.2

Talajok A szuperkritikus extraktorban végzett víz/szén-dioxid extrakció kinetikai vizsgálatához

használt talajmintákat Dr. Füleky György professzor bocsátotta rendelkezésemre a SZIE Talajtani és Agrokémiai Tanszék gyűjteményéből. A minták CaCO3 tartalmát a Tanszék agrokémiai laboratóriumában határoztam meg Scheibler-féle gázvolumetriás módszerrel. 107. sorszámú minta Mosonmagyaróvárról, (Duna öntés, vályog) 22,1% CaCO3, humusz 2-3% 124. sorszámú minta Nagyhörcsökről, (löszön képződött vályog), 4,8% CaCO3, humusz 3-3,5% 126. sorszámú minta Kecskemétről, (homok, Duna/Tisza öntés), 3,8% CaCO3, humusz 1% 3.2.3

Ülepedő por Az ülepedő por mintát a Kassai Műszaki Egyetem Kémia Tanszékének munkatársai

gyűjtötték Kassa városában Bergerhoff-módszerrel (VDI 2119, B. 2, 1972). A mintavevő edények 250 cm3 desztillált vizet tartalmaztak. A mintavevők tartalmát platinatégelyekbe mosták át, majd vízfürdőn szárították. A száraz anyagot végül achátmozsárban homogenizálták. 37

3.3

Extrakciók

3.3.1

Pórusvíz nyerés A nedves üledék 100 g tömegű részleteit centrifugacsövekbe mértem, majd percenként 8600

fordulaton 30 percig centrifugáltam (Zabetoglou et al. 2002). A felülúszót dekantáltam és Macherey-Nagel G 1/4 szűrőpapíron szűrtem. 3.3.2

Hidegvizes rázatás A légszáraz ill. liofilizált üledékminták 25 g tömegű részleteit 500 cm3-es csavaros tetejű

Schott-Duran üvegekbe mértem, és 100 ml bidesztillált vízzel rázattam percenkénti 10 fordulaton 24 órán át átfordítós rázógépben szobahőmérsékleten. A dekantált kivonatokat Macherey-Nagel G 1/4 szűrőpapíron szűrtem. 3.3.3

Szuperkritikus extraktorban végzett szekvens extrakció A tanszékünkön korábban kidolgozott háromlépéses szekvens extrakciót Jasco gyártmányú

egységekből összeállított készülékkel végeztem (Heltai et al. 2000, Heltai et al. 2002), amelynek vázlata a 11. ábrán látható. A berendezés részei a következők: két darab Jasco PU 980 HPLC pumpa (ezek egyike hűtőfeltéttel ellátva a szén-dioxid továbbításához), egy Jasco CO 980 oszlopfűtő termosztát, valamint egy Jasco 880-81 nyomásszabályzó (restriktor). A szén-dioxidot továbbító pumpa merülőcsöves CO2 palackhoz csatlakozott. A pumpa hűtése Neslab RTE-100 termosztáttal -6 − -8°C-ra hűtött fagyálló folyadék keringetésével történt. nyomás szabályzó H2O pumpa

fűtő termosztát

kivonat

CO2 palack

CO2 pumpa

oszlop

mintaváltó

hűtő termosztát

11. ábra. A Jasco szuperkritikus extraktor vázlata

38

Az extrakciók során alkalmazott beállításokat a 15. táblázat mutatja be. 15. táblázat. A szuperkritikus extraktorban végzett extrakció körülményei

Beállítás Oszloptér hőmérséklete, °C Nyomás, MPa CO2 áramlási sebesség, cm3 perc-1 H2O áramlási sebesség, cm3 perc-1 Restriktor hőmérséklete, °C Időtartam, perc

1. lépés 80 27 1 0 60 30-60

2. lépés 80 27 0 1 60 30-60

3. lépés 80 27 0,1 1 60 30-90

A talaj- ill. üledékmintákat az oszlopba töltés előtt kvarchomokkal (Reanal) kevertem. Az oszlopok rozsdamentes acélból készült, mindkét végén menetes kupakkal ellátott nyomásálló extrakciós csövek, az alsó kupakba szűrőt építettek. Töltéskor a függőleges helyzetben rögzített csőbe először 1 g tiszta kvarchomokot töltöttem, erre rétegeztem a kvarchomokkal kevert mintát, majd a cső maradék térfogatát kvarchomokkal töltöttem ki. A termosztátba (kemencébe) egyidejűleg legfeljebb öt cső helyezhető el. A szekvens extrakció kezdete előtt kb. 2 órával a hűtő termosztátot bekapcsoltam. Az oszlopo(ka)t beszereltem a kemencébe, átfúvattam légköri nyomású szén-dioxiddal, majd bekapcsoltam a fűtést. Amikor a hőmérséklet elérte a 80°C-ot, elindítottam a szén-dioxid pumpát. Amikor a kemencén átvezetett „rövidre záró” csövön keresztül a restriktorba kerülő 27 MPa nyomású „folyadék” áramlása stabilizálódott, a mintaváltóval az oldószert az oszlopra vezettem. Az idő mérése akkor indult, amikor a nyomás ismételten elérte a restriktoron beállított 27 MPa értéket (4-6 perc), és az extraktum a restriktor csövén át a gyűjtő edénybe került. Utóbbi rendszerint az adott feladatnak megfelelő térfogatú műanyag edény volt, amelybe a vizes extraktumok stabilitásának biztosítására 0,5 mol dm-3 salétromsavat (10 cm3 extraktumra 2 cm3) mértem. Az első lépés végén leállítottam a pumpát, lezártam a palackot, és a restriktoron a nyomást fokozatosan csökkentettem légköri nyomásig. Ekkor kicseréltem a két pumpa csatlakozóját, és az előbb leírt folyamatot ismételtem bidesztillált víz oldószer alkalmazásával. Az üzemi nyomás ekkor jóval gyorsabban kialakult. A harmadik lépés előtt a két pumpa csatlakozóját T elágazáson keresztül egyszerre kötöttem be. Ennél a lépésnél fokozottan kellett ügyelni az áramlás stabilitására. A második lépés időszükségletének tanulmányozására négy óra időtartamú kísérleteket végeztem különböző CaCO3 tartalmú talajminták extrakciójával, amelyek során az extraktumot tíz perces frakciókban szedtem műanyag centrifugacsövekbe.

39

3.3.4

Elemanalízis A különböző eljárásokkal nyert vizes oldatok elemtartalmát atomspektroszkópiai

módszerekkel határoztuk meg. A tanszéken ezek közül két technika állt rendelkezésre: induktív csatolású plazmagerjesztéses optikai emissziós spektrometria (ICP-OES) és lángatomizációs atomabszorpciós ill. atomemissziós spektrometria (FAAS, FAES). Az ICP-OES jó kimutatási képességű (0,1-10 ng cm-3) sokelemes módszer. Az általunk használt Jobin Yvon JY 24 szekvens ICP készülék működési paraméterei a következők voltak: kicsatolt teljesítmény 1,1 kW; plazma gázáram (Ar) 12 dm3 min-1; burkoló gázáram (Ar) 0,2 dm3 min-1; porlasztó gáz (Ar) 0,35 dm3 min-1; Babington porlasztó; oldatminta betáplálás 1,5 cm3 min-1. A kalibrációt mátrixillesztésű sokelemes kalibráló oldatokkal végeztük. A

szén-dioxid/víz

oldószeres

extrakció

optimalizálásakor

a

mintasorozatok

kalciumkoncentrációját Buck 200 AAS készülékkel határoztuk meg emissziós üzemmódban 422,7 nm hullámhosszon. A készülék receptkönyve szerint redukáló acetilén-levegő lángot használtunk. A minták és a kalibráló oldatok egyaránt 1 g dm-3 KCl-ot tartalmaztak ionizációs pufferként. A módosított háromlépéses víz/CO2 extrakcióval készült kivonatok elemtartalmának meghatározását Dr. Széles Éva végezte a Debreceni Egyetemen és az MTA Izotópkutató Intézetben. Az Al, Ca, Fe, K, Na, P, S koncentrációjának meghatározása ICP-OES módszerrel történt Perkin Elmer Optima 3300 DV készüléken a következő paraméterekkel: kicsatolt teljesítmény 1,3 kW; plazma gázáram (Ar) 15 dm3 min-1; burkoló gázáram (Ar) 1,0 dm3 min-1; porlasztó gáz (Ar) 0,95 dm3 min-1; Meinhard A típusú porlasztó; oldatminta betáplálás 1,0 cm3 min-1, axiális plazma megfigyelés, SCD detektor. Az As, B, Ba, Be, Cd, Ce, Co, Cr, Cu, Er, Gd, Ge, Hg, Ho, In, La, Li, Lu, Mg, Mn, Mo, Ni, Pb, Sc, Se, Sr, Ti, V, Y, Yb, Zn koncentrációjának meghatározása Thermo Elemental X series típusú ICP-MS készüléken történt az alábbi működési paraméterekkel: kicsatolt teljesítmény 1,4 kW, plazma gázáram (Ar) 14 dm3 min-1, burkoló gázáram (Ar) 0,95 dm3 min-1, porlasztó gáz (Ar) 0,8 dm3 min-1, oldatminta betáplálás 1,0 cm3 min-1, Pole Bias -3,1 V, Hexapole Bias 4,5 V, extraction -118 V, focus 3 V, analóg detektor 2500 V, PC detektor 3850 V, ütközési cella gázárama (7% H2 + 93% He) 5,9 cm3 min-1, integrációs idő 0,1 s, stabilizációs idő 35 s, mintaszállító pumpacső átmérője 1,02 mm, ütközési cella technológia.

40

3.4

Ökotoxikológiai vizsgálatok

3.4.1

Pollentömlőnövekedési teszt A vizes kivonatok általános ökotoxikológiai vizsgálatát pollentömlőnövekedési teszttel

(Pollen Tube Growth Test, PTG) végeztem a lipcsei UFZ intézetben Prof. Dr. habil. Klaus Jung irányításával. A PTG tesztet korábban sikerrel alkalmaztak vízminták (Jung et al. 1997) és kozmetikai termékekben használt anyagok (Kristen et al. 1999) tesztelésére. A módszer alapja, hogy a pollenek megfelelő tápközegben tömlőt hajtanak, a tömlő növekedését a közegben lévő szennyezések befolyásolják. Bizonyos idő elteltével a növekedést leállítjuk, egyúttal a tömlők felszínén jól adszorbeálódó festékanyagot adunk a közeghez. Végül citromsavval oldjuk az adszorbeált festéket, és mennyiségét fotometriásan meghatározzuk. Az eljárás vázlatát a 12. ábra mutatja be.

12. ábra. A pollentömlőnövekedési teszt vázlata

A polleneket a Nicotiana sylvestris dohányfaj egyik meddő változatának virágaiból izolálták a porzók felnyílása előtt a hamburgi egyetemen Udo Kristen professzor vezetésével. A pollen -18°C-on évekig eltartható. Az egyes kísérletekhez általában két különböző egyed porzóiból származó pollen „törzseket” használtam, hogy a kezelések hatásának értékelését a pollen egyedi tulajdonságai kevésbé befolyásolják; az egyes „törzsek” egyedi jellemzése nem állt rendelkezésre. Felhasználás előtt a pollenből 0,5 mg cm-3 koncentrációjú szuszpenziót készítettem a tápoldattal. A tápoldat összetétele: 10 g/100 cm3 szacharóz, 0,01 g/100 cm3 bórsav, 10 mmol dm-3 2-(Nmorfolino)-etánszulfonsav, pH = 5,6 KOH-dal beállítva. A szuszpenzióból 0,1-0,1 cm3-t 50 cm3-es Schott-Duran zárható üvegek aljára pipettáztam, majd hozzáadtam a vizsgálandó minta (kontroll 41

esetében bidesztillált víz) ugyanekkora térfogatát. Mintánként 4-5 ismétlést állítottam be. Negatív kontrollként 40% V/V etanolos kezelést alkalmaztam, ami a tömlőnövekedést gátolta. Az üvegeket 18 órán át sötétben 25°C-on inkubáltam, majd a növekedést leállítottam 2 cm3 festékoldat (Alcian Blue 8 GX, Sigma, 0,05 g/100 cm3, frissen készítve 0,5 g/100 cm3 etanolos törzsoldatból) hozzáadásával. A szuszpenziót üveg centrifugacsövekbe vittem át, majd centrifugáltam (1 perc, 1000 g). A felülúszó elöntése után a polleneket két alkalommal 2 cm3 bidesztillált vízzel mostam és centrifugáltam, végül 2 cm3 40% citromsav hozzáadásával a festéket oldottam. Centrifugálás után az oldatok abszorbanciáját 618 nm hullámhosszon mértem Dr. Lange gyártmányú egy fényutas regisztráló spektrofotométerrel. Az eredmények értékelését Microsoft Excel programmal végeztem. A kiugró értékeket P=5% hibavalószínűség mellett Dixon-próbával kizártam (Tolner 2005), majd az etanolos minták abszorbanciájának átlagát levontam a többi mintáéból. Kezelésenként átlagoltam a minták korrigált abszorbanciáját, majd kiszámítottam az egyes kezelések esetében a kontrollhoz képest tapasztalható gátlást százalékban, végül oszlopdiagramokon ábrázoltam. Az oszlopokon feltüntettem a 95%-os megbízhatósági szintre számított konfidenciaintervallumokat (Tolner 2005, Szepesváry 2002). A PTG módszerrel mérhető válasz mértékét különböző réz-, ólom-, kadmium- ill. arzénkoncentrációjú oldatokkal szemben modellkísérletekben vizsgáltam. Az oldatsorozatokat ICP standard oldatokból (Merck) készítettem bidesztillált vízzel, és a fent leírt módon kezelésként alkalmaztam. Az értékelést kiegészítette az IC50 értékek és 95%-os megbízhatósági szintre számított konfidenciatartományuk kiszámítása Graphpad Prism programmal. 3.4.2

Ecotoxicological Stable Isotope Metabolic Assay (ESIMA) A stabil 15N izotópos nyomjelzéses technikán alapuló fitotoxicitási teszteket szintén az UFZ-

ben végeztem, ahol számos ilyen módszert fejlesztettek ki (Jung et al. 1999, Schweizer et al. 2000).

13. ábra. A zsázsateszt vázlata

42

A vizes kivonatok vizsgálatára vízkultúrás zsázsatesztet (13. ábra) és borsó epikotil tesztet alkalmaztam. A kerti zsázsa (Lepidium sativum) magok a Christensen biokertészettől (Erfurt, Németország) származtak. A kísérleti beállításban 25 cm3-es főzőpoharakat használtam, amelyekben egy üvegcsőből készült távtartón alumínium szita helyezkedett el. Minden főzőpohárhoz 20 magot elkülönítettem és bidesztillált vízzel nedvesítettem, majd 15-20 perc múlva a magokat a sziták felszínén eloszlattam, majd a poharakat éppen a sziták magasságáig megtöltöttem nitrogénvegyületektől mentes módosított Hoagland tápoldattal (2. melléklet, 25. és 26. táblázatok). Az edényeket fitotronba helyeztem, a körülmények a következők voltak a nappali/éjszakai fázisokra vonatkozóan: időtartam 13/11 óra, hőmérséklet 21/15°C, relatív páratartalom 60/75%. A növénykék az ötödik napra érték el a teszthez szükséges fejlettséget (2. melléklet, 42. ábra). A vizsgálandó minták 10 cm3-es térfogatait (a kontroll esetében bidesztillált vizet) főzőpoharakba töltöttem, és 10-10 cm3 tápoldatot adtam hozzájuk, ami 15N izotóppal jelzett nitrogénforrást tartalmazott (0,05 g/100 cm3

15

NH4Cl, 95,5 atom%, Chemotrade, Leipzig).

Mintánként 4-5 ismétlést állítottam be. A növénykéket a szitákkal áthelyeztem a minta-tápoldat elegyekbe, és 5 órán át a fitotronban inkubáltam. Az expozíció után a szitákról műanyag ollóval levágtam a növénykék felső részét, desztillált vízzel mostam, és edényenként egy-egy Kjeldahl roncsoló lombikba helyeztem. A növénykéket kevés szeléntartalmú katalizátor jelenlétében nitrogénmentes tömény kénsavval (Merck) roncsoltam fülke alatt, amíg a lombikok tartalma teljesen kitisztult, a növénykék nitrogéntartalma ammónium-szulfáttá alakult át. A borsó (Pisum arvense) tesztet Pinocchio fajtájú borsó csíranövényekkel végeztem. A csíráztatás, az előkészítés és az expozíció sötétkamrában zajlott. A kétnapos növények epikotiljaiból 5 mm hosszú részeket vágtam le. Ismétlésenként 20 epikotil darabot 50 cm3-es Schott-Duran zárható üvegbe helyeztem, majd 1 cm3 minta-tápoldat elegyet adtam hozzá. A lezárt üvegeket vízszintes tálcájú rázógépen 5 órán át rázattam 20 fordulat/perc sebességgel. Az expozíció után az epikotil szegmenseket bidesztillált vízzel mostam, majd a zsázsatesztnél leírtak szerint roncsoltam. A roncsolatok nitrogéntartalmát módosított Parnass-Wagner módszerrel határoztam meg: az oldatot 32%-os nitrogénmentes NaOH oldattal (Merck) lúgosítottam, a felszabaduló ammóniát vízgőzzel kristályosító tálkában lévő kevés bidesztillált vízbe desztilláltam át, eközben folyamatosan titráltam 0,01 mol dm-3 kénsavval automata büretta segítségével Tashiro indikátor jelenlétében. Az ekvivalenciapont elérése után a mintákat további kb. 0,2 cm3 kénsav hozzáadásával savanyítottam. A fogyások alapján kiszámítottam az egyes minták nitrogéntartalmát, majd vízfürdő felett szárazra pároltam az oldatokat. A

15

N tartalom mérése előtt a mintákhoz annyi bidesztillált

vizet adtam, hogy nitrogéntartalmuk optimális legyen a méréshez (10 µg N 25 µl oldatban), az így kapott oldatok

15

N tartalmát NOI-7 emissziós spektrométerrel (Fischer ANalysen, Leipzig) 43

határoztam meg. Edényenként többnyire 4-5 mérést végeztem aszerint, hogy a párhuzamos mérések eredményei mekkora szórást mutattak. A készülék szoftvere automatikusan kiszámította a mintákban a

15

N többletet (a

15

N gyakoriságából levonta a természetes gyakoriság 0,37%-os

értékét), valamint a szórást, lehetővé téve a kiugró értékek kiszűrését ill. szükség szerint újabb ismétlés elvégzését. Az eredményeket Microsoft Excel programmal dolgoztam fel. A kiugró értékeket P = 5% hibavalószínűség mellett Dixon-próbával kizártam (Tolner 2005). A minták

15

N többletét

kezelésenként átlagoltam, majd a kezelések átlagait levontam a kontroll átlagából. Ezeket a különbségeket (gátlás) kifejeztem a kontroll százalékában, végül oszlopdiagramon ábrázoltam, az oszlopokon feltüntettem a 95%-os megbízhatósági szintre számított konfidenciaintervallumokat (Tolner 2005, Szepesváry 2002).

3.4.3

Sejtvitalitási tesztek Epithelioma papillosum cyprini (EPC) sejtvonallal Az EPC sejtvonalat ponty hámszövetében herpeszvírus által kiváltott daganatból

különítették el. A sejtekben nincs kimutatható citokróm-P4501A (CYP1A) termelés. A sejtekkel végzett tesztek általános menetét a 14. ábra mutatja be.

• Egyenletes sejtréteg • 10% FBS/ MEM tápközeg • Egyenletes réteggé növekedés • Tápközeg váltás – kezelés

(FBS-t tartalmazó vagy FBS nélküli MEM tápközegben oldott CuCl2 ill. benz[a]pirén))

• 48 óra inkubálás

CFDA-AM (CuCl 2 48 h) 140 der Kontrolle

+ 10 % FBS ohneFBS

120 100

• Tápoldat eltávolítása, Alamar Blue +

80 in %60 Zellvitalität

40

CFDA-AM hozzáadása

20 0 -200.01

0.1

1 [CuCl2], mM

10

• •

30 perc inkubálás Fluorimetria

• Festékek eltávolítása, neutrálvörös hozzáadása

• 60 perc inkubálás • Sejtek rögzítése, neutrálvörös kioldása • Fluorimetria 14. ábra. Az EPC sejtvonallal végzett tesztek általános menete

44

A sejtkultúrás kísérleteket Dr. Kristin Schirmer irányításával végeztem az UFZ-ben. A sejteket szövettenyésztő edényekben szaporítottam egyenletes sejtréteggé 10 V/V% magzati borjúszérummal (FBS, Biochrom S-0115) kiegészített MEM (Minimal Essential Medium) tápközegben (Biochrom F-4315) 18°C hőmérsékleten. A teszteket 96 lyukú lemezeken (Falcon) végeztem. Az egyes lyukakba kb. 150000 sejtet tartalmazó 200 µl tápoldatot mértem. A sejtek 24 óra alatt letapadtak és egyenletes réteget képeztek a lyukak alján. A tápoldat eltávolítása után a sejteket a vizsgálandó oldatokkal 48 óráig inkubáltam. Az egyes kezeléseket öt ismétlésben végeztem. A különböző rézkoncentrációjú oldatokat 600 mmol dm-3 (38,13 g dm-3) koncentrációjú steril CuCl2 törzsoldatból készítettem FBS-t tartalmazó ill. nem tartalmazó MEM tápoldattal. A benz[a]pirénből dimetil-szulfoxiddal törzsoldatot készítettem, majd ebből a kezelésekben alkalmazott végkoncentrációk kétszázszorosának megfelelő oldatokat készítettem (ugyancsak dimetil-szulfoxiddal). Ezekből 1-1 µl-t adtam mikropipettával a 200 µl tápoldatot tartalmazó lyukakba ügyelve arra, hogy a dimetil-szulfoxidos oldat cseppje a vizes fázis felületén oszoljon szét, ne kerüljön keveredés nélkül a sejtrétegre. Sejtmentes és csak dimetil-szulfoxiddal kezelt kontroll kezeléseket is alkalmaztam. A lemezeken alkalmazott általános elrendezést a 15. ábra mutatja be.

Tápoldat (párolgási veszteség ellen) Tápoldat (vak) Sejtek csak tápoldatban (kontroll) Sejtek a vizsgált anyagot növekvő koncentrációban tartalmazó tápoldatban A vizsgált anyag növekvő koncentrációja 15. ábra. Tipikus kísérleti elrendezés 96 lyukú lemezen

A kezelések végén a sejtek élettevékenységét Alamar Blue, CFDA-AM (Schirmer et al. 1997) és neutrálvörös (Maracine és Segner 1998) tesztekkel vizsgáltam. A fluoreszcens anyagok szerkezetét a 16. ábra szemlélteti.

45

N

NADH + H+

O

O

HO

NAD+ + H2O

+

N

O resazurin (Alamar Blue) H3C

O

O

HO

O

resorufin

O

CH3

O

O

O O CH3

O H3C

O O

N

O

H3C

CFDA-AM

O

N

+

NH3 Cl

N neutrálvörös (neutral red)

16. ábra. A tesztekben használt festékanyagok szerkezete

Az Alamar Blue (Alamar Biosciences Inc.) teszt a mitokondriális elektrontranszportlánc épségét méri. A resazurin (kék) resorufinná (vörös) redukálódik, utóbbi 493 nm hullámhosszú fénnyel gerjesztve 530 nm-en fluoreszkál. Mindkét forma vízoldékony és szabadon átjut a membránon, és a sejteket még ismételt alkalmazása sem károsítja. A CFDA-AM (5-karboxifluoreszcein-diacetát-acetoximetilészter, Molecular Probes) a sejtekbe könnyen diffundáló apoláros, nem fluoreszcens molekula, amit nemspecifikus észterázok poláros molekulává alakítanak át, ami csak lassan jut ki a sejtből, és 541 nm hullámhosszon gerjesztve 590 nm-en fluoreszkál. Az Alamar Blue és a CFDA-AM teszt egy lépésben elvégezhető (Schirmer et al. 1998a és 1998b). A neutrálvörös (Sigma, CAS No. 553-24-2) festéket az ép sejtek felveszik és a lizoszómákban felhalmozzák. A neutrálvörössel való inkubálás után a sejteket rögzíteni kell, ezután a felvett festék kioldható és a fluorimetriásan meghatározható (540 nm-en gerjesztve 690 nm-en emittál). A méréseket SpectraMAX Gemini típusú, számítógéppel vezérelt fluoriméterrel (plate reader) végeztem. A sejteket 30 percig sötétben inkubáltam Alamar Blue/CFDA-AM munkaoldattal, majd mértem a fluoreszcenciát a megfelelő hullámhosszokon. Ezután a sejteket neutrálvörös oldattal 60 percig inkubáltam, majd rögzítettem 0,5 g/100 cm3 formaldehidet és 1 g/100 cm3 CaCl2-ot tartalmazó oldattal. A felvett festék kioldása céljából 10 V/V% ecetsavat és 50 V/V% etanolt tartalmazó oldattal rázattam a sejteket 10 percig, majd megmértem a fluoreszcenciát.

46

A fluorimetriás mérések adatait Microsoft Excel program segítségével dolgoztam fel. A párhuzamos mérések eredményeinek átlagát és standard deviációját kiszámítottam, az átlagokból levontam a vak mérések átlagát. Az így kapott értékeket és a standard deviációt a kontroll mérések vakkal korrigált átlagának százalékában fejeztem ki és ábrázoltam a réz(II)-klorid ill. benz[a]pirén koncentráció függvényében. Az EC50 értékeket és 95%-os megbízhatósági szintre számított konfidenciatartományukat Graphpad Prism programmal számítottam ki.

47

48

4. EREDMÉNYEK 4.1

Szekvens extrakció CO2/H2O oldószerekkel

4.1.1

Üledékminták elemzése A Tiszán ill. a Szamoson és a Gödöllő-Isaszegi tórendszer VII. taván 2002-ben vett

üledékminták összes oldható cink-, kadmium-, ólom-, nikkel-, króm- és réztartalmát mikrohullámú roncsolással végzett feltárás után ICP-OES módszerrel határoztuk meg (MSZ 21470-50:1998). Az eredményeket a 16. táblázat mutatja be, összehasonlításul feltüntetve a VII. tóból 1995-ben vett rétegminta

elemzési

adatait

és

az

50/2001.

sz.

kormányrendelet

5.

mellékletében

(szennyvíziszapban megengedett mérgező elemek és károsanyagok határértékei mezőgazdasági felhasználás esetén) ill. a 10/2000. KöM-EüM-FVM-KHVM együttes rendelet 2. mellékletében (szennyezettségi határértékek földtani közegre) rögzített határértékeket (Heltai et al. 2005a). 16. táblázat. Üledékminták összes oldható Zn, Cd, Pb, Ni, Cr és Cu réztartalma

Üledékminták Tisza/Szamos minták (2002) Tiszaadony Olcsva Tiszavalk VII. tó, Gödöllő (1995) 0-10 cm kevert 0-5 cm réteg 40-45 cm réteg 80-85 cm réteg VII. tó, Gödöllő (2002) 0-10 cm kevert Határértékek 50/2001. Korm. rendelet 10/2000. KöM-EüM-FVM-KHVM

koncentráció, mg kg-1 Pb Ni Cr összes

Zn

Cd

Cu

301 452 108

1,87 1,89 2,26

27,0 36,5 20,3

31,5 16,7 32,6

35,4 26,0 47,7

36,5 35,8 25,9

1443 1300 75,3 69,1

40,0 29,8 0,88 0,65

275 185 15,6 15,1

110 106 8,91 19,4

1480 959 39,6 48,0

179 130 9,86 17,6

306

1,32

52,1

15,0

41,7

28,5

2500 200

10 1

750 100

200 40

1000 75

1000 75

A táblázatban piros színnel jelöltem azokat a koncentrációkat, amelyek nagyobbak voltak a 10/2000. KöM-EüM-FVM-KHVM rendelet által megadott talajszennyezettségi határértékeknél. Az 50/2001. Korm. rendeletben megadott, mezőgazdasági területre kihelyezhető szennyvíziszapokra vonatkozó határértékeket meghaladó koncentrációkat piros félkövér dőlt szedéssel emeltem ki. Az üledékek

elemtartalmát a határértékekkel összevetve az alábbi megállapítások tehetők: •

A tiszaadonyi és olcsvai minták cink- és kadmiumkoncentrációja, valamint a tiszavalki minta kadmiumkoncentrációja jelentősen túllépte a talajszennyezettségi határértékeket, a másik négy vizsgált elem koncentrációi határérték alatt maradtak.

49

•

Az 1995-ben a VII. tóból vett minta felső rétege igen szennyezettnek mondható. Mind a 0-10 cm rétegből vett kevert mintában, mind a 0-5 cm-es rétegmintában valamennyi vizsgált elem koncentrációja jóval – cink- és kadmiumtartalom tekintetében több mint egy nagyságrenddel – nagyobb a talajszennyezettségi határértékeknél; az utóbbi két elem koncentrációja a szennyvíziszapokra vonatkozó határértékeket is csaknem eléri (összes króm, 0-5 cm réteg) ill. meghaladja (összes króm, 0-10 cm kevert minta, kadmium mindkét mintában). A mélyebben lévő, régebben keletkezett rétegekben a mért koncentrációk a talajszennyezettségi határértékek alatt maradtak.

•

A VII. tóból 2002-ben (az 1995-ös mintavételi pont közelében) vett minta összetétele a Tiszából ill. Szamosból származó mintákhoz hasonló, cinktartalma azonban 53%-kal, kadmiumtartalma 32%-kal meghaladta a talajszennyezettségi határértékeket. Az üledékképződés 3,5-4 cm év-1 becsült sebességét (Fekete 2002, Heltai et al. 1998) figyelembe véve feltételezhető, hogy az erősen szennyezett réteget egy kevéssé szennyezett fiatalabb réteg fedi. A 2002-ben vett üledékminták könnyen mobilizálható elemtartalmának meghatározására a

mintákat az új típusú háromlépéses (CO2/H2O/CO2+H2O) extrakciónak vetettem alá. Mindhárom lépés időtartama 30 perc volt. Az extraktumok cink-, kadmium-, ólom-, nikkel-, króm- és réztartalmát ICP-OES módszerrel határoztuk meg. A szuperkritikus szén-dioxiddal végzett első extrakciós lépésben nyert oldatokból nem tudtunk kimutatási határ feletti koncentrációkat mérni. A második és a harmadik lépésben kapott kivonatok koncentrációi alapján számított vízoldható ill. hidrogénkarbonát képzéssel oldható elemtartalmakat a 17. táblázat ismerteti. 17. táblázat. Üledékminták könnyen mobilizálható elemtartalma a szuperkritikus extraktorban végzett háromlépéses extrakció alapján. SFE 2: a második lépésben szubkritikus vízzel oldható elemtartalom, SFE 3: a harmadik lépésben 90% H2O + 10% CO2 eleggyel oldható elemtartalom (n.d.: kimutatási határ alatt)

koncentráció, mg kg-1 Üledékminták Tiszaadony Olcsva Tiszavalk VII. tó, Gödöllő 0-10 cm kevert

Zn SFE SFE 2 3 23,5 18,8 86,2 101 3,75 2,73

Cd SFE SFE 2 3 n.d. 0,06 n.d. 0,95 n.d. n.d.

SFE 2 16,9 7,66 14,7

SFE 3 1,84 2,99 14,2

SFE 2 7,40 2,32 1,40

SFE 3 1,50 1,73 0,97

SFE 2 1,40 3,48 0,56

SFE 3 3,82 1,54 0,20

Cu SFE SFE 2 3 3,04 0,44 3,18 0,18 2,34 0,16

5,23 12,8

n.d.

5,72

7,83

0,91

1,15

0,68

0,13

0,21

n.d.

Pb

Ni

Cr

0,04

A könnyen mobilizálható elemkoncentrációkat az összes oldható koncentrációkkal összehasonlítva megállapítható, hogy a cink mobilizálhatósága a legnagyobb a vizsgált elemek között, amint ezt a BCR szerinti frakcionálás is kimutatta (Heltai et al. 2000), jóllehet az új háromlépéses módszerrel becsült mobilitás lényegesen kisebb. 50

4.1.2

A szuperkritikus extraktorban CO2/H2O eleggyel végzett extrakció kinetikai vizsgálata A tanszéken kidolgozott, CO2 és H2O oldószerek szuperkritikus extraktorban történő

alkalmazásán alapuló szekvens extrakció (Heltai et al. 2002) második lépésének (a karbonátokhoz kötött elemtartalom kivonásának) kinetikai vizsgálatát három eltérő CaCO3 tartalmú talajmintán végeztem, mivel feltételeztem, hogy ennek a lépésnek az időszükségletét a CaCO3 tartalom befolyásolja. A minták 0,5 g ill. 5 g tömegű részleteit mértem be kvarchomokkal keverve, és négy órán át folyamatosan extraháltam. A tíz perces szakaszokban gyűjtött extraktumok Ca2+ tartalmát lángatomizációs atomemissziós módszerrel meghatároztam, majd kiszámítottam a kioldott Ca2+ tömegét, és ábrázoltam az extrakciós idő függvényében. Az 5 g bemérést követő extrakciók eredményét a 17.a ábra, a 0,5 g bemérésre vonatkozó eredményeket a 17.b ábra mutatja be (Halász

160 140 120 100 80 60 40 20 0

kioldott Ca2+ (mg)

kioldott Ca2+ (mg)

et al. 2008).

Mosonmagyaróvár Nagyhörcsök Kecskemét 0

30

60

90 120 150 180 210 240 idő (perc)

a)

45 40 35 30 25 20 15 10 5 0

Mosonmagyaróvár Nagyhörcsök Kecskemét

0

30

60

b)

90 120 150 180 210 240 idő (perc)

2+

17. ábra. A Ca kioldódása CO2/H2O extrakcióval (a) 5 g talajmintából, (b) 0,5 g talajmintából

A kioldás sebességét (mg Ca2+ perc-1 egységben) szintén ábrázoltam az extrakciós idő függvényében. Az 5 g bemérésre vonatkozó sebességeket a 18.a ábra, a 0,5 g bemérésre vonatkozó

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

Mosonmagyaróvár Nagyhörcsök Kecskemét

0

a)

30

60

Ca 2+ kioldás sebessége (mg perc -1)

Ca 2+ kioldás sebessége (mg perc -1)

eredményeket a 18.b ábra mutatja be. Mosonmagyaróvár Nagyhörcsök Kecskemét

0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0,0 0

90 120 150 180 210 240 idő (perc)

0,7

b)

30

60

90 120 150 180 210 240 idő (perc)

18. ábra. A Ca2+ kioldódás sebessége (a) 5 g talajminta extrakciójakor, (b) 0,5 g talajminta extrakciójakor

51

Megállapítható, hogy 5 g talajminta extrakciója esetén (ez kb. 1:1 minta-kvarchomok aránynak felel meg) a Ca2+ kioldásának sebessége mintegy 80 percig csaknem állandó (és közel azonos) a nagy CaCO3 tartalmú mosonmagyaróvári és a nagyhörcsöki minta esetében. Valószínűsíthető, hogy ebben a szakaszban a kioldást alapvetően a rendszer paraméterei (oldószer összetétele, áramlási sebessége, nyomás, hőmérséklet) határozzák meg, a CaCO3 felesleg „kimeríti” a rendszer kioldási kapacitását. A nagy CaCO3 tartalmú mosonmagyaróvári talajminta esetében ez a fázis a mérés teljes hosszára kiterjed, a nagyhörcsöki mintánál a kioldódás sebessége ezután már fokozatosan csökken. A kecskeméti minta extrakciójánál a kioldás sebessége a mérés teljes időtartama alatt folyamatosan csökken. A talajminta tömegének 0,5 g-ra csökkentése (kb. 1:20 minta-kvarchomok arány) esetén az állandó sebességű kioldás fázisa nem figyelhető meg, az extrakció kezdetétől csökken a Ca2+ kioldódása. A nagyhörcsöki és a kecskeméti minta extrakciója kb. 90 perc után teljesnek mondható, további Ca2+ kioldás már nem mérhető. A mosonmagyaróvári mintánál ez mintegy 210 perc után következik be. 4.1.3

Módosított szekvens extrakció talaj-, üledék- és ülepedő por mintán A kinetikai vizsgálat tapasztalatai alapján módosítottam az eredeti (mérsékelt CaCO3

tartalmú minták extrakciójához megfelelő) háromlépéses extrakció lépéseinek időtartamát és a bemérendő minta tömegét, majd elvégeztem a nagyhörcsöki talajminta, a Gödöllő és Isaszeg közötti tórendszer VII. taváról származó üledékminta és a kassai ülepedő por minta könnyen mobilizálható elemtartalmának meghatározását. Az első és a második lépés (oldószer: szuperkritikus CO2 ill. szubkritikus H2O) időtartama 60-60 perc, a harmadik lépés (90% H2O, 10% CO2) időtartama 90 perc volt, a mintákból 0,5 g-ot mértem be. A vakértékek ellenőrzésére az extrakciót 10 g kvarchomokkal

töltött

oszlopon

is

elvégeztem.

A

kivonatokból

kimutatható

elemek

koncentrációinak meghatározását Dr. Széles Éva végezte a Debreceni Egyetemen ill. az MTA Izotópkutató Intézetben ICP-OES és ICP-MS módszerrel. A minták ólom-, réz-, cink- és kadmiumtartalmának – mint a BCR szekvens extrakcióban bizonylatolt koncentrációban meghatározható elemeknek – megoszlását a három extrakciós lépésben nyert frakciók között a 19. ábra mutatja be; az összes vizsgált és kimutatott elem koncentrációi az egyes frakciókban a 2. melléklet 27. táblázatában találhatók. A kvarchomokkal töltött oszlop extrakciója után meghatározott vakértékeket a 2. melléklet 28. táblázata tartalmazza. A háromféle mintán a fenti extrakcióval párhuzamosan az eredeti BCR háromlépéses extrakciót is elvégeztük (Quevauviller et al. 1994), kiegészítve a harmadik lépés utáni szilárd maradék HNO3/H2O2 eleggyel mikrohullámú roncsolóban végzett roncsolásával, összehasonlításul 52

az utóbbi roncsolásnak az eredeti mintákat is alávetettük. Az extraktumok koncentrációját Jobin Yvon JY 24 ICP-OES készülékkel határoztuk meg. A minták és a BCR 701 bizonylatolt összehasonlító minta Cd, Cr, Cu, Ni, Pb és Zn koncentrációit az egyes BCR frakciókban, a maradék frakcióban ill. az eredeti minták roncsolása alapján a 2. melléklet 29. táblázata mutatja be, a 30. táblázatban a BCR első lépése (0,11 mol dm-3 ecetsavas extrakció) ill. a szuperkritikus extraktorban végzett eljárás második és harmadik lépése (szubkritikus vízzel ill. víz/szén-dioxid eleggyel végzett

3000

Cu koncentráció (mg kg )

35 -1

30 25 20 15 10

2+

2+

-1

Pb koncentráció (mg kg )

extrakció) során kioldott frakciók összehasonlítása látható (Horváth et al. 2010).

5 0

a)

Talaj

Üledék

-1

Zn koncentráció (mg kg )

2,5 2 1,5 1 0,5

2+

2+

-1

Cd koncentráció (mg kg )

1500 1000 500

Talaj

Üledék

Por

Talaj

Üledék

Por

1600

3

c)

2000

0

b)

Por

2500

0 Talaj

Üledék

d)

Por

1400 1200 1000 800 600 400 200 0

H2O+CO2 H 2O CO2

19. ábra. Talaj-, üledék- és porminta könnyen mobilizálható (a) ólom-, (b) réz-, (c) kadmium- és (d) cinktartalmának megoszlása a szuperkritikus szén-dioxiddal (CO2), szubkritikus vízzel (H2O) és víz-szén-dioxid eleggyel (H2O+CO2) kivonható frakciók között.

Az eredmények alapján megállapítható, hogy az ülepedő por minta könnyen mobilizálható ólom-, réz- és cinktartalma jóval nagyobb, mint az üledék- és talajmintáé, kadmiumtartalma az üledékmintáéhoz közeli érték. Mind a négy elemnél a szubkritikus víz-szén-dioxid eleggyel oldható – vagyis a karbonátokhoz kötődő – frakció mennyisége a legnagyobb a pormintánál. Az üledékmintából számottevő cink- és kadmiumtartalom mutatható ki, mindkét elem esetében a 53

karbonátokhoz kötődő frakcióban, a kimutatott kis mennyiségű ólom nagy része viszont a szuperkritikus szén-dioxiddal oldható – vagyis elsősorban szerves anyagokhoz kötött – frakcióban fordult elő. Utóbbi megfigyelések összhangban vannak a VII. tó üledékein korábban, BCR szerinti szekvens extrakcióval végzett vizsgálatok eredményeivel (Heltai et al. 2000, Fekete 2002). A talajmintában az üledékéhez hasonló koncentrációban, de a karbonátokhoz kötődő frakcióban találtam ólmot. A háromféle minta növekvő szennyezettség szerinti sorrendje: talaj, üledék, ülepedő por. Az extrakció második és harmadik lépése során kioldott elemfrakciók Cd, Cr, Cu, Ni, Pb és Zn koncentrációinak összegét a BCR extrakció első lépésében kioldott frakció koncentrációival összehasonlítva (amennyiben a megfelelő értékek mérhetők voltak) megállapítható, hogy a két módszer általában hasonló értékeket szolgáltat a minták könnyen mobilizálható elemtartalmáról, bár az ólom esetében jelentős, akár nagyságrendi eltérések mutatkoznak (a talajmintánál a szubkritikus víz+víz/szén-dioxid oldószerekkel nyert frakciók, az üledék- és pormintánál az ecetsavval nyert frakció javára). A „vak” extrakcióval nyert kivonatoknak az igen jó kimutatási képességű készülékkel nyert elemzési adatai alapján becsültem a vakértékekben a készülék (pumpák, csövek, mintaváltók, oszlop, kvarchomok stb.) és az extraktumok felfogására szolgáló 0,5 mol dm-3 salétromsav által képviselt rész nagyságát. A szubkritikus vízzel végzett extrakcióra vonatkozó becslés eredményét a 20. ábra, a szubkritikus víz-szén-dioxid eleggyel végzett extrakcióra vonatkozó értékeket a 21. ábra

1600

14

1400

12

készülék + kvarchomok

10

HNO3+H2O

koncentráció ng cm-3

koncentráció ng cm-3

szemlélteti.

1200 1000 800 600 400

8 6 4

200

2

0

0 Ca Mg

S

Al

Fe Zn Cu Ni

Sr

B

Mo Cr Mn Ba Pb Cd As Ti Co Sb Bi

20. ábra. Vakértékek összetevői a szubkritikus vízzel végzett extrakció esetében

A szubkritikus vízzel végzett „vak” extrakció során a kalcium, a magnézium és a kén koncentrációja a többi vizsgált elem koncentrációját jelentősen meghaladta, durva becslés szerint ez a három elem – valamint a kisebb koncentrációban kimutatott stroncium és mangán – elsősorban a készülékből és a kvarchomokból oldódott ki. A többi kimutatott elem főként a salétromsavban lévő 54

szennyeződéseknek tulajdonítható, bár a kimutatott molibdén, króm és kobalt számottevő része származhatott a rendszerből. A

szubkritikus

víz/szén-dioxid

eleggyel

végzett

extrakció

során

a

legnagyobb

koncentrációban kalcium, magnézium, vas és alumínium oldódott ki. Jelentős a rendszerből származó vakérték aránya a kalcium, magnézium, vas, kén, cink, stroncium, bárium, mangán, króm,

3000

30

2500

25

koncentráció ng cm-3

koncentráció ng cm-3

molibdén és kobalt esetében, a többi elem elsősorban a salétromsav szennyeződéseiből származhat.

2000 1500 1000 500

készülék + kvarchomok HNO3+H2O

20 15 10 5

0

0 Ca

Mg

Fe

Al

S

Zn

Sr

Ni

Cu

Ba Mn B

Cr Mo Pb Ti Cd Co As Sb Bi

21. ábra. Vakértékek összetevői a szubkritikus víz-szén-dioxid eleggyel végzett extrakció esetében

A talaj-, üledék- és porminta módosított háromlépéses extrakcióval készült kivonatainak részletes elemzési eredményei (2. melléklet 27. táblázat) között számos adat hiányzik. Ennek oka az, hogy gyakran a minták kivonataiban mért koncentrációk kisebbek voltak a vakértékeknél, így a korrekció után negatív koncentrációként jelentek volna meg. A bór koncentrációja például csak a porminta szén-dioxidos kivonatában, a rézé csak a porminta szubkritikus vizes ill. víz/szén-dioxid, a nikkelé csak az üledékminta víz/szén-dioxid eleggyel készült kivonatában haladja meg a vakértéket. (Az arzén, bárium, kalcium, mangán, foszfor és titán koncentrációi mindhárom minta vizes és víz/szén-dioxidos kivonatában értékelhetők voltak.) A jelenség okai között számolni kell a szilárd minta nagymértékű kvarchomokos hígításával és a hosszabb extrakciós idő miatt megnövekedett kivonat-térfogatban a vizes oldat hígulásával. Az előbbi tényező hatását kisebb térfogatú extrakciós csövek használatával valószínűleg csökkenteni lehetne, az utóbbi probléma megoldása összetettebb. Az igen híg vizes oldatok elemzésekor a mért koncentrációk még jó kimutatási képességű módszer esetén is esetenként a kimutatási határ közelébe eshetnek, ekkor a meghatározás bizonytalansága nő. Ezen részben segíthet a hígítás csökkentése a kivonatok bepárlásával, ez azonban együtt járhat az oldatok szennyeződésével, ami szintén rontaná a megbízhatóságot. A jelenségek hátterének részletesebb feltárásához és a problémák kiküszöböléséhez további vizsgálatok szükségesek.

55

4.2

Ökotoxikológiai tesztek eredményei

4.2.1

PTG modellkísérletek egy-egy toxikus elemmel A PTG tesztben kapott válasz és az azt kiváltó anyag koncentrációja közötti összefüggés

vizsgálatát négy toxikus elem (arzén, kadmium, ólom, réz) ionjainak különböző koncentrációjú oldataival végeztem. A mérésekhez 20/00 pollentörzset használtam. A mérések alapján egyes elemekhez kiszámított IC50 értékeket a 22. ábra, a dózis-válasz diagramokat a 23. ábra mutatja (Hafner et al. 2002). 3,5

IC50 mg dm

-3

3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 As(III)

Cd

Pb

Cu

22. ábra. 20/00 pollennel végzett PTG tesztekben mért IC50 értékek kadmium, réz, arzén és ólom esetében, 95%-os megbízhatóságra számított konfidenciaintervallumokkal.

tömlőnövekedés gátlás %

tömlőnövekedés gátlás %

120 100 80 60 40 As(III)

20

Cd2+

0 0,01 a)

120 100 80 60 40 Cu2+

20

Pb2+

0 0,1 1 10 koncentráció, mg dm-3

100

0,1 b)

1 koncentráció, mg dm-3

10

23. ábra. Dózis-válasz diagramok különböző (a) arzén- és kadmiumkoncentrációjú ill. (b) ólom- és rézkoncentrációjú oldatok 20/00 pollennel végzett PTG vizsgálataiban, 95%-os megbízhatósági intervallumokkal.

Az eredményekből megállapítható, hogy az egy-egy toxikus elemet tartalmazó modellrendszerekben a dózis-hatás összefüggés jól értékelhető. A vizsgált elemek eltérő mértékben gátolják a tömlőnövekedést, a gátló hatás a Cu2+ ≈ Pb2+ < Cd2+ < As(III) sorrendben nő.

56

4.2.2

A 2000. júniusában a Szamoson és a Tiszán vett üledékmintákkal végzett kísérletek A Tiszát ért cianid- és nehézfémszennyezést követő nyáron vett üledékminták 24 órás

rázatással készült vizes kivonatainak ökotoxikológiai vizsgálatát háromféle bioteszttel végeztem: PTG módszerrel négy eltérő pollentörzs alkalmazásával, valamint borsó epikotil szegmensek ill. vízkultúrás zsázsa növénykék nitrogénfelvételét követő ESIMA módszerrel (Halász et al. 2001a). A különböző helyszíneken vett üledékek kivonatainak viselkedését PTG tesztekben a 24. ábra, az ESIMA tesztekben a 25. ábra mutatja be.

30

01/99 20

8/84/7

10

7/92/16 20/96

0 -10

Mindszent

Tápé

Tiszasziget

Tiszakécske

Kisköre

Tiszavalk

Tiszalök

Tokaj

Tiszaadony

Tivadar

-30

Olcsva

-20

Csenger

Tömlőnövekedés gátlása (%)

40

24. ábra. A Szamoson és a Tiszán 2000-ben vett üledékminták 24 órás rázatással nyert vizes kivonatai által kifejtett gátlás a PTG tesztben, négyféle pollen felhasználásával. Az oszlopokon feltüntetett konfidenciaintervallumok 95%-os megbízhatósági szintre vonatkoznak.

A PTG tesztekben az egyes pollentörzsek eltérően reagáltak a kivonatokra. A valamennyi minta tesztelésénél használt 01/99 pollennel kilenc minta esetében nagyobb gátlást lehetett mérni, mint a többi pollennel, két kivonatnál pedig a 8/84/7 pollennel mérhető gátlás volt a legnagyobb, ugyanakkor szignifikáns különbség az egyes pollenek viselkedésében csak néhány esetben figyelhető meg (pl. a csengeri mintánál 01/99 és 8/84/7 pollenek között, a tiszaszigeti mintánál 01/99 és 7/92/16 között). Jelentős gátló hatást nem lehetett kimutatni. A 20% körüli, enyhe toxicitást jelentő értékek (Csenger, Olcsva, Tiszavalk, Kisköre, Tiszasziget) közül csak a tiszaadonyi minta emelkedik ki, a mérések viszonylag nagy megbízhatatlansága miatt ugyanakkor a különbségek nem szignifikánsak. Hat esetben a tesztek negatív eredményt hoztak, ez az adott kivonat tömlőnövekedést serkentő hatásának felel meg. Ilyen hatást Lakatos et al. (2003) is tapasztalt a Tisza és mellékfolyói üledékeiből készült kivonatok vizsgálatakor Sinapis csírázási teszt és Lemna növekedési teszt során is. 57

80 60

50

N felvétel gátlás %

30 20 10 0

15

-10 -20

0 -20 -40

Mindszent

Tiszasziget

Kisköre

Tiszavalk

Tiszalök

Tokaj

Tiszakécske

b)

Tiszaadony

-80

Olcsva

Mindszent

Tápé

Tiszasziget

Tiszakécske

Kisköre

Tiszavalk

Tiszalök

Tokaj

Tivadar

Olcsva

Csenger

Tiszaadony

a)

20

-60

-30 -40

40

Csenger

15

N felvétel gátlása (%)

40

25. ábra. A Szamoson és a Tiszán 2000-ben vett üledékminták 24 órás rázatással nyert vizes kivonatainak hatása borsó (a) ill. kerti zsázsa (b) 15N felvételére, 95%-os megbízhatóságra vonatkozó konfidenciaintervallumokkal.

A borsó epikotillal végzett ESIMA tesztek alapján az olcsvai és a tivadari üledékek kivonatai tekinthetők enyhén toxikusnak. Az ezeknél mért közel 30%-os gátlási értékek három minta (a tiszalöki, tiszavalki és tiszakécskei üledékek kivonatai) kivételével szignifikánsan nagyobbak a többi minta esetében mért gátlásnál (jóllehet ezek között négy serkentő hatást mutatott). A vízkultúrás zsázsateszt szerint csengeri üledékminta kivonata mutatta a legnagyobb gátlást, ami hat másik minta esetében mért gátlásnál szignifikánsan nagyobb volt (tiszaadonyi, tokaji, tiszalöki, kiskörei, tiszakécskei és mindszenti minták, amelyek közül négy serkentő hatásúnak bizonyult). A csengeri és olcsvai minták toxicitását az üledékekben talált elemfeldúsulások is alátámasztják, amelyeket a 26. ábra szemléltet (Tümpling 2000). Az UFZ magdeburgi laboratóriumában mind az eredeti üledékek, mind azok 20 µm-nél kisebb szemcseméretű frakciói esetében a fenti két minta réz-, cink-, kadmium-, ólom-, arzén- és antimonkoncentrációja jelentősen meghaladta a többi mintáét.

58

0

4.2.3

Olcsva

Kisköre

Tiszavalk

Tiszakeszi

Tiszalök

Tokaj

0

f)

Mindszent

Tápé

20 Olcsva

Tokaj

Tiszaadony

Mindszent

Tápé

Tiszasziget

Mindszent

Tápé

Tiszasziget

Tiszakécske

Kisköre

50

Tiszavalk

4

Kisköre

100

Tiszakeszi

Tiszakécske

d)

Tiszasziget

40

150

Tiszavalk

200

Tiszakeszi

10 Tiszalök

250

Tiszalök

b)

Tiszakécske

80

Kisköre

100

Tiszavalk

120

Tiszakeszi

0 Tokaj

2

Tiszalök

12

Tokaj

14

Tiszaadony

0 Tivadar

Csenger

100

Olcsva

-1

2+

-1

Zn mg kg

150

Tivadar

8

mg kg

200

Csenger

2+

6

Pb

250

Tiszaadony

-1

Mindszent

Tápé

Tiszasziget

-1

300

Olcsva

60 Sb mg kg

Mindszent

Tápé

Tiszasziget

Tiszakécske

Kisköre

Tiszavalk

Tiszakeszi

Tiszalök

Tokaj

Tiszaadony

Olcsva

Tivadar

Csenger

2+

Cu mg kg 350

Tivadar

Csenger

Mindszent

Tápé

Tiszasziget

c) Tiszakécske

Kisköre

Tiszavalk

Tiszakeszi

Tiszalök

Tokaj

Tiszaadony

Olcsva

-1

a)

Tiszakécske

e)

Tiszaadony

0 Tivadar

Csenger

2+

Cd mg kg

0

Tivadar

Csenger

-1

As mg kg

450

2500

400

2000

1500

1000

50

500

9

8

7

6

5

4

3

2

1

26. ábra. A 2000. júniusában vett üledékminták (a) réz-, (b) cink-, (c) kadmium-, (d) ólom-, (e) arzén- és (f) antimonkoncentrációja (pontozott oszlopok: 20 µm alatti szemcseméretű frakció) (Tümpling 2000)

A 2001. márciusában a Szamoson és a Tiszán vett üledékmintákkal végzett kísérletek

A szennyezéseket követő évben vett üledékminták 24 órás rázatással készült vizes kivonatait

PTG teszttel és borsó epikotilt alkalmazó ESIMA teszttel vizsgáltam. A kivonatok hatását a PTG

tesztekben a 27. ábra, az ESIMA tesztekben a 28. ábra mutatja be (Hafner et al. 2002).

59

11/00

Mindszent

Tápé

Tiszasziget

Tiszakécske

Kisköre

Tiszavalk

Tiszakeszi

Tiszalök

Tokaj

Tiszaadony

Tivadar

20/00

Olcsva

Tömlőnövekedés gátlás (%)

60 50 40 30 20 10 0 -10 -20 -30 -40 -50 -60 -70 -80

27. ábra. A Szamoson és a Tiszán 2001-ben vett üledékminták 24 órás rázatással nyert vizes kivonatai által kifejtett gátlás a PTG tesztben, kétféle pollen felhasználásával, 95%-os megbízhatósági intervallumokkal.

A két felhasznált pollentörzs viselkedése között többnyire nem mutatkozott egyértelmű eltérés. Három mintánál (Tiszavalk, Tiszakécske, Tiszasziget) különbözött szignifikánsan a kivonatokra adott válasz, ezek esetében a 11/00 pollennel gátló, a 20/00 pollennel viszont serkentő hatást tapasztaltam. A 2000-ben vett mintákhoz hasonlóan ennél a sorozatnál sem lehetett számottevő gátlást kimutatni, a 20-25% közötti, enyhe toxicitást jelentő értékek (Olcsva, Tiszaadony, Tiszakeszi, Tiszasziget) mellett kis mértékben kiemelkedik a tiszavalki, a tiszaszigeti és a mindszenti üledékek kivonatainak gátló hatása, ezek a különbségek azonban nem szignifikánsak. 50

15

N felvétel gátlása %

40 30 20 10 0

Mindszent

Tápé

Tiszasziget

Tiszakécske

Kisköre

Tiszavalk

Tiszakeszi

Tiszalök

Tokaj

Tiszaadony

Tivadar

-20

Olcsva

-10

28. ábra. A Szamoson és a Tiszán 2001-ben vett üledékminták 24 órás rázatással nyert vizes kivonatainak hatása borsó 15 N felvételére 95%-os megbízhatósági szintre vonatkozó konfidenciaintervallumokkal.

60

A borsó epikotillal végzett ESIMA tesztekben kiemelkedett a tiszalöki minta kivonatának gátló hatása, ami két minta kivételével – Mindszent, Tápé – mindegyik kivonat gátlásánál szignifikánsan nagyobb volt. A Tisza alsó szakaszáról származó minták (Mindszent, Tápé) toxicitása kissé felülmúlta a többi mintáét, de ezek a különbségek nem szignifikánsak. 4.2.4

A 2002. szeptemberében a Szamoson, a Tiszán és a VII. tavon vett üledékmintákkal végzett kísérletek A 2002. őszén a Szamoson ill. a Tiszán, valamint a Gödöllő és Isaszeg között elhelyezkedő

mesterséges tórendszer VII. taván vett üledékmintákból előállított pórusvíz minták, 24 órás rázatással készült vizes kivonatok, valamint a szubkritikus vízzel végzett extrakció során nyert kivonatok ökotoxikológiai vizsgálatát PTG teszttel, valamint borsó és zsázsa ESIMA teszttel végeztem (Halász et al. 2003, Heltai et al. 2005a). 60

Tömlőnövekedés gátlás %

50 Pórusvíz 20/01 Pórusvíz 21/00

40 30

Hidegvizes 20/01

20

Hidegvizes 21/00 Szubkritikus 20/01

10

Szubkritikus 21/00

0 -10 -20 -30 Tiszaadony

Olcsva

Tiszavalk

Kisköre

Gödöllő

29. ábra. A Szamoson, a Tiszán és a VII. tavon 2002-ben vett üledékminták háromféle eljárással készült vizes kivonatai által kifejtett gátlás a PTG tesztben, kétféle pollen felhasználásával, 95%-os megbízhatósági intervallumokkal.

A PTG tesztek 29. ábrán bemutatott eredményei szerint az alkalmazott kétféle pollen között három minta (tiszavalki ill. kiskörei üledékből készült pórusvíz, valamint a tiszavalki üledék szubkritikus vizes kivonata) kivételével nem tapasztalható egyértelmű különbség. A hidegvizes kivonatok toxicitása mindhárom vizsgált esetben (Olcsva, Tiszavalk, Kisköre) elmaradt a pórusvíz mintákétól (a tiszavalki és a kiskörei minták kivonatainak 21/00 pollennel való tesztelésekor a pórusvíz és a szubkritikus vizes kivonat hatása közötti különbség szignifikáns). Az olcsvai üledékminta szubkritikus vizes extraktumának gátló hatása az mindkét pollen esetében szignifikánsan nagyobb volt, mint a hidegvizes kivonaté. A hidegvizes kivonatok gátló hatása hasonló mértékű volt a korábbi években tapasztaltakhoz, ezért feltételezhető, hogy az üledékek toxicitása számottevően nem változott. 61

15

N felvétel gátlása, %

30 20

Hidegvizes kivonat

10

Pórusvíz

0 -10 -20 -30

Olcsva

Tiszavalk Kisköre

30. ábra. A Szamoson és a Tiszán 2002-ben vett üledékminták kivonatainak hatása borsó 15N felvételére (95%-os megbízhatósági szintre számított konfidenciaintervallumokkal).

A borsó epikotillal végzett ESIMA tesztek 30. ábrán bemutatott eredményei szerint a hidegvizes kivonatok toxicitása a korábbi években tapasztaltakhoz hasonló vagy kisebb mértékű, egymástól szignifikánsan nem különböznek. Az olcsvai üledékből származó pórusvíz 20%-os

15

N felvétel gátlása, %

gátlásával enyhén toxikusnak tekinthető, a másik két minta pórusvize viszont serkentő hatású volt. 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 -10 -20 -30 -40 -50

hidegvizes kivonat pórusvíz

Olcsva

Tiszavalk Kisköre

31. ábra. A Szamoson és a Tiszán 2002-ben vett üledékminták háromféle eljárással készült kivonatainak hatása kerti zsázsa 15N felvételére (95%-os megbízhatósági intervallumokkal).

A zsázsával végzett ESIMA tesztekben (31. ábra) a pórusvíz minták által kifejtett gátlás – a PTG tesztben tapasztaltakhoz hasonlóan – nagyobb volt, mint a hidegvizes kivonatoké, jóllehet ez a különbség csak a tiszavalki üledék esetében volt szignifikáns, amelynek hidegvizes kivonata serkentette a nitrogénfelvételt. Az azonos módszerrel készült kivonatok hatására fellépő gátlások egymástól szignifikánsan nem különböztek. Mindkét ESIMA teszt eredményei arra utalnak, hogy az üledékek toxicitása az előző évekhez képest kimutatható mértékben nem változott. 4.2.5

Modellkísérletek EPC sejtvonallal A nehézfémek és a poliaromás szénhidrogének együttes jelenlétének hatását EPC sejtek

vitalitására egyszerű kísérletekkel vizsgáltam. A modellben nehézfémként rezet (steril CuCl2 oldat 62

formájában), poliaromás vegyületként benz[a]pirént használtam (Halász et al. 2001b). A két anyag hatását egyenként és együtt is tanulmányoztam, és vizsgáltam a tápközeghez adott FBS (borjúszérum) hatását. A sejtek vitalitását háromféle fluoreszcens festék (CFDA-AM, Alamar Blue, neutrálvörös) felvételének ill. átalakításának fluorimetriás mérésével követtem. A különböző koncentrációban réz(II)-kloridot tartalmazó közegben 48 órán át inkubált sejtekkel felvett dózis-válasz diagramokat és a számított EC50 értékeket a 32. ábra mutatja be. A görbék lefutása és az EC50 értékek alakulása egyaránt igazolja a borjúszérum védő hatását, hiszen jelenlétében a vitalitás csökkenése kb. kétszer akkora rézkoncentrációnál jelentkezett mindhárom

80 60 40 20 0 1

10 2+

-3

[Cu ], mg dm

160 120 100 80 60 40 20 0 1

10 2+

100 -3

[Cu ], mg dm

60 40 20 0 1

10

100

2+

-3

[Cu ], mg dm

b)

10 % FBS FBS nélkül

140

80

10% FBS

45 40 35 30 25 20 15 10 5 0

FBS nélkül

CFDA-AM

Fluoreszcencia a kontroll %-ában

a)

c)

100

100

neutrálvörös

100

10 % FBS FBS nélkül

120

Alamar Blue

120

Fluoreszcencia a kontroll %-ában

10 % FBS FBS nélkül

140

EC50 ([Cu2+] mg dm-3)

Fluoreszcencia a kontroll %-ában

festésnél.

d)

32. ábra. Különböző rézkoncentrációkkal FBS jelenlétében ill. mellőzésével felvett dózis-válasz diagramok: (a) CFDAAM, (b) Alamar Blue, (c) neutrálvörös festés alapján (a szórás feltüntetésével); valamint az adatokból számított EC50 értékek 95%-os megbízhatósági intervallumokkal (d).

63

Fluoreszcencia a kontroll %-ában

140

10 % FBS FBS nélkül

120 100 80 60 40 20 0 1

10

100

1000

10000

-3

[benz[a ]pirén], µg dm

33. ábra. Különböző benz[a]pirén-koncentrációkkal FBS jelenlétében ill. mellőzésével felvett dózis-válasz görbék neutrálvörös festés alapján (a szórás feltüntetésével).

A benz[a]pirén (BaP) citotoxicitását a 48 órás inkubációt követően csak a neutrálvörös teszttel sikerült kimutatni FBS nélküli tápközeg alkalmazásakor (33. ábra). A BaP hozzáadása a tápközeghez, mint vizes oldathoz dimetil-szulfoxidos oldat formájában történt, a kontroll kezelésnél csak az oldószer került hozzáadásra. A dimetil-szulfoxid végkoncentrációja 0,5% (V/V) volt. A réz(II)-klorid és a BaP együttes alkalmazását FBS nélküli tápközegben végeztem kétféle vizsgálatban. Az első kísérletben egy-egy választott koncentrációban alkalmaztam az anyagokat külön-külön és együtt (Cu2+: 19,07 mg dm-3, BaP: 378,5 µg dm-3). A két anyag egyidejű alkalmazásakor a sejtvitalitás mindhárom festés szerint csökkent, legszembetűnőbben a CFDA-AM

Fluoreszcencia a kontroll %-ában

festés mutatja a felerősített gátló hatást (34. ábra). 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0

CFDA-AM Alamar Blue neutrálvörös

CuCl2

BaP

(19,07 mg dm-3) (379,5 µg dm-3)

CuCl2 + BaP

34. ábra. CuCl2 és benz[a]pirén (BaP) hatása az EPC sejtek vitalitására külön-külön és együtt (a szórás feltüntetésével).

A második kísérletben 12,71-25,42 mg dm-3 tartományban öt különböző CuCl2 koncentrációt alkalmaztam önmagában ill. 189,2 µg dm-3 BaP jelenlétében, szintén FBS nélküli tápközegben. A háromféle festéssel felvett dózis-válasz görbéket és a görbék alapján számított EC50 értékeket a 35. ábra mutatja. Az eredmények azt mutatják, hogy a réz toxicitását a kisebb koncentrációban jelenlévő BaP is fokozta, bár az előző kísérletben tapasztaltnál kisebb mértékben. 64

100 80 60 40 20 0 10

15

20 2+

25

30

-3

[Cu ], mg dm

b)

120

CuCl2 CuCl2 + BaP

80 60 40 20 0 10

15

20 2+

-3

80

25

30

-3

[Cu ], mg dm 25

CuCl2 CuCl2 + BaP

100

100

CuCl2 CuCl2 + BaP

20 15

2+

20

5 0

0 10

15

20 2+

25

30

-3

[Cu ], mg dm

c)

d)

neutrálvörös

40

10

Alamar Blue

60

CFDA-AM

Fluoreszcencia a kontroll %-ában

a)

Fluoreszcencia a kontroll %-ában

CuCl2 CuCl2 + BaP

EC50 (Cu mg dm )

Fluoreszcencia a kontroll %-ában

120

-3

35. ábra. Különböző rézkoncentrációkkal 189,2 µg dm benz[a]pirén (BaP) jelenlétében ill. mellőzésével felvett dózisválasz diagramok: (a) CFDA-AM, (b) Alamar Blue, (c) neutrálvörös festés alapján a szórás feltüntetésével; valamint az adatok alapján számított EC50 értékek 95%-os megbízhatósági intervallumokkal (d).

4.3 4.3.1

A Rákos-patak kémiai állapota és a pontszerű szennyezőforrások hatása Kémiai állapot a tizenkét hónapos felmérés alapján A Rákos-patakon és a hozzá kapcsolódó tórendszeren 2004-2005-ben végzett feltáró

monitorozás során gyűjtött vízminták alapvető kémiai vízminőségi jellemzőinek átlagát és relatív standard deviációját víztestenként kiszámítottam (18. táblázat, Halász et al. 2006). Az egyes jellemzők térbeni és időbeni változékonysága együttesen jelenik meg a relatív standard deviációk nagy értékeiben. László et al. (2006) a RAGACS projekt keretében a mindössze néhány km hosszú, emberi tevékenységgel nem terhelt Aranybánya-patak kémiai jellemzőinek térbeni változékonyságát vizsgálva kimutatta, hogy egy-egy jellemzőnek az adott víztesten a VKI szerinti, ötfokozatú skálán történő értékelése miatt megkövetelt megbízhatóságú (legfeljebb ±10% hibát megengedő) meghatározása akár szélsőségesen nagy térbeni mintavételi gyakoriságot igényelhet (pl. kloridion esetében 10 ponton kellene egyidejűleg mintát venni). 65

18. táblázat. A Rákos-patak vízkémiai paramétereinek alapstatisztikája Víztest Komponens Mértékegység °C Hőmérséklet pH Vezetőképesség µS cm-1 mg dm-3 KOIps + mg N dm-3 N – NH4 mg N dm-3 N – NO2mg N dm-3 N – NO3 mg N dm-3 N szerves mg N dm-3 N Kjeldahl mg dm-3 N összes mg P dm-3 P – PO43mg dm-3 P összes mg dm-3 SO42mg dm-3 Cl mmol dm-3 Lúgosság mg dm-3 Ca2+ 2+ mg dm-3 Mg Összkeménység mg CaO dm-3 mg dm-3 Na+ + mg dm-3 K mg dm-3 Oldott O2 mg dm-3 α-klorofill

I Átlag 10,5 7,91 1365 3,86 0,14 0,08 17,0 0,71 0,81 16,4 0,17 0,28 140 123 7,49 141 58,7 332 59,3 12,0 10,2 11,27

II RSD % 48,7 4,3 24,6 58,7 189,5 52,4 24,5 175,8 155,0 36,0 63,0 103,0 31,9 55,2 18,5 28,2 36,0 22,3 74,4 69,3 30,2 150,5

Átlag 13,3 8,85 790 9,64 0,11 0,04 3,95 2,01 2,08 4,03 0,36 0,34 89,0 105 4,17 63,8 43,3 190 51,4 7,47 13,2 100,5

RSD % 66,6 5,77 26,7 35,5 92,9 66,2 127,1 49,1 46,5 91,9 91,1 114,8 23,9 30,7 32,8 46,7 26,9 33,5 33,0 27,0 27,6 79,9

Átlag 12,1 7,72 1128 7,88 3,09 0,23 7,86 0,82 3,92 11,4 1,79 1,97 87,5 121 6,56 88,7 41,5 226 80,9 12,0 6,54 53,4

III RSD % 63,6 3,3 11,5 21,8 110,4 66,2 68,2 63,5 86,8 38,8 103,1 88,4 25,4 37,0 27,3 34,0 27,2 18,6 29,3 31,4 51,9 74,6

Átlag 13,4 8,14 1200 6,73 1,58 0,24 8,31 1,21 2,69 11,2 1,01 1,57 113 118 6,93 106 49,73 264 78,5 12,5 11,7 36,2

IV RSD % 55,9 4,7 15,7 24,2 102,8 91,8 24,8 79,2 78,8 28,9 91,3 104,1 35,1 58,7 23,3 21,6 21,4 19,1 46,7 49,3 25,7 74,4

A tapasztalatok alapján egy alkalommal térben sűrített mintavételt végeztünk a Rákos-patak budapesti szakaszán 13 ponton a kémiai és fiziko-kémiai komponensek változékonyságának elemzésére. A vízminták feldolgozása után Szilágyi Eszter vizsgálta komponensenként a relatív hiba és a minták száma közötti összefüggést intervallumbecsléssel (László et al. 2007, Halász et al. 2007). Az eredmények azt mutatták, hogy néhány paraméter (pl. Cl-, KOI, összes keménység) jellemzéséhez elvben egyetlen mintavételi pont is elegendő, míg más paraméterek esetében a statisztikailag elfogadható információ több – az ammóniumion esetében pl. legalább kilenc – mintavételi pontot igényel (36. ábra). SO42Mg2+ Ca2+ Na+ K+

20 15

Lúgosság Összes keménység KOI

10 5

Cl-

0

ammónium

50 Relatív hiba %

Relatív hiba %

25

szerves N Kjeldahl N

40

nitrit

30

nitrát össz P

20

ortofoszfát össz N

10 0

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13

Mintavételi helyek száma

Mintavételi helyek száma

36. ábra. A relatív hiba változása a mintaszám függvényében 90% konfidenciaszinten a Rákos-patak 4. víztestének néhány kémiai paraméterére

66

Az összes és oldott nehézfémtartalom havi monitorozása során a vízmintákban többnyire legfeljebb a kimutatási határhoz közeli koncentrációkat mértünk. Néhány esetben tapasztaltunk ugyan kiugró értékeket (réz, cink, ólom és mangán esetében), de ezek között nem találtunk szoros időbeli vagy térbeli összefüggést. Az antropogén terhelés a Rákos-patakon a nitrát-, ammónium-, klorid-, foszfátkoncentráció és kémiai oxigénigény viszonylag nagy értékeiben érhető tetten. A vízés üledékmintákban található szerves mikroszennyezőket is vizsgáltuk. Nem találtunk jelentős mértékű szennyezést, bár néhány mintában kicsi, de kimutatható mennyiségben voltak jelen szénhidrogének (BTEX, PAH), nemionos detergensek (oktil- és nonilfenol-származékok), klórozott szénhidrogének (triklór-etilén) és növényvédőszerek (atrazin). 4.3.2

A kémiai paraméterek időbeli változékonysága A víztestek változékonyságának időbeni követésére a VKI minimálisan szezonális

mintavételt ír elő a fiziko-kémiai és kémiai minőségi elemekre vonatkozóan (VKI 2000). A Tiszán és a Zalán elvégzett, időben nagy gyakoriságú mérések eredményeinek statisztikai elemzése azt mutatta, hogy a víztestek időbeni változékonysága nagy, ezért a szezonális gyakoriságú mintavételezés az éves jellemző állapotot csak a megengedettnél nagyobb hibával jellemzi a legtöbb komponens esetében. A szükséges mintavételi gyakoriság a változékonyabb minőségi elemek esetében minimum kétheti (Szabó et al. 2005, Szilágyi et al. 2005). A Rákos-patakon nem történt olyan időben sűrített mintavétel, mely az adatok statisztikai elemzésére és az egyes paraméterek VKI szerint elfogadható pontossággal való jellemzéséhez szükséges mintavételi gyakoriság megállapítására alkalmas lenne. A havi gyakorisággal végzett mérések eredményei alapján tehát nem vonhatók le az időbeni változékonyságra vonatkozó következtetések. Az 37. ábra a Rákos-patak három mintavételi pontján: RP30 (1. víztest, Gödöllő autóbuszállomás), RP28 (2. víztest, I. tó), RP18 (3. víztest, Pécel, vízmérce) három paraméter (magnézium- és nitrátionkoncentráció, kémiai oxigénigény) változását mutatja be a 2004. május és 2005. április közötti időszakban havonta végzett mérések alapján (Halász et al. 2007). Az adatok arra engednek következtetni, hogy egyes – vélhetően a természetes geokémiai háttérhez tartozó – komponensek (pl. a magnéziumion) koncentrációjának változása nem követ észlelhető tendenciát. A tápanyagháztartással kapcsolatos komponensek koncentrációinak alakulása viszont a biológiai aktivitás vagy a szennyezések hatására az előbbiektől eltérhet: az I. tavon és a Pécelen elhelyezett mérési pontokon a nitrátion mennyisége évszakos változást mutat téli maximumokkal, a kémiai oxigénigény esetében az I. tó mintáiban szintén látható évszakos változás, a legnagyobb értéket szeptemberben mértük.

67

December

Január

Február

Március

Április

December

Január

Február

Március

Április

Január

Február

Március

Április

Október

November

December

Május

Április

Március

Február

Január

December

November

Október

Szeptember

Július

Augusztus

Május

Június

Április

Március

Február

0

Január

0 December

2

0

November

2 Október

November

Október

Szeptember

4

10 Szeptember

Augusztus

6

November

4

8

Október

-3

6

10

Szeptember

20

8

Július

30

12

10

Augusztus

40

14

KOI mg dm

nitrát mg N dm

50

KOI - RP18

Június

12 -3

14

Július

Július

Nitrát - RP18

- RP18

60

Augusztus

Július

Május Május

18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 Június

Április

Március

Február

Január

KOI mg dm

-3

KOI - RP28

December

November

Október

Szeptember

Július

Augusztus

Május

Június

-3

nitrát mg N dm

Április

Március

Február

Január

16 14 12 10 8 6 4 2 0

70

Május

Június

-3

KOI mg dm

Április

Március

Január

Február

December

Október

November

Szeptember

Július

Május

Június

Augusztus

-3

nitrát mg N dm

9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

Nitrát - RP28

December

2+

November

Mg

Október

Szeptember

Július

5

- RP28

Augusztus

Május

10

Április

Március

Január

Február

December

Október

2+

15

0 November

Szeptember

Július

Mg

20

Szeptember

KOI - RP30

Augusztus

Nitrát - RP30

- RP30

Augusztus

Május

Június

80 70 60 50 40 30 20 10 0 Június

-3 2+

Mg mg dm

-3 2+

Mg mg dm

2+

25

80 70 60 50 40 30 20 10 0

Június

2+

Mg mg dm

-3

Mg

37. ábra. A magnézium- és nitrátkoncentráció, valamint a KOI időbeli változása a Rákos-patak 3 mintavételi helyén (2004. május – 2005. április)

4.3.3

Pontszerű szennyezőforrások hatása a kémiai állapotra A Rákos-patakot befogadóként használó gödöllői, isaszegi és péceli szennyvíztisztító

telepek – mint jól jellemezhető pontszerű szennyezőforrások – hatását vizsgáltam a patak vízminőségére. A kémiai és hidrológiai vizsgálatok eredményei alapján kiszámítottam egyes komponensek

becsült

anyagáramát

a

patak

vizében,

és

összehasonlítottam

ezeket

a

szennyvíztisztítóművek önellenőrzési adataiból számítható anyagáramokkal (Halász et al. 2007, Kiss 2007). A 38. ábrán az összes foszfor, a 39. ábrán az ammónium-, nitrit- és nitrát-nitrogén anyagáramainak becsült értékét mutatom be havi lebontásban a rendszeres monitorozás 2004. májustól 2005. áprilisig terjedő időszakára vonatkozóan. Az ábrákon a három szennyvíztisztító kibocsátási adatain kívül öt mintavételi helyhez tartozó értékek szerepelnek: RP30 és RP29 a patak első víztestjén, Gödöllő belterületén helyezkedik el, RP19 a harmadik víztesten, Isaszegen, a gödöllői tisztított szennyvíz bevezetése után, RP18 Pécelen, az isaszegi szennyvíz bevezetése után, RP17 a negyedik víztesten, Budapest belterületén, a péceli szennyvíz bevezetése után található. A 68

számított anyagáramok táblázatos formában megtalálhatók a 2. melléklet 31. és 32. táblázatában; a gödöllői szennyvízbevezetésre vonatkozó decemberi adatok nem álltak rendelkezésre. A 19. táblázat a vizsgált időszakban vett vízminták minősítését tartalmazza. Az összes foszfor anyagáramában a vizsgált időszak alatt májusban és júniusban fordultak elő a legnagyobb értékek, ekkor kiemelkedett a budapesti, péceli és isaszegi pontra számított mennyiség. A gödöllői szakasz pontjaihoz tartozó anyagáramok valamennyi hónapban jóval a többi helyszín ill. bevezetés értékei alatt voltak. A gödöllői tisztított szennyvíz foszforterhelése az alvízi szakaszon lévő pontok tömegáramát feltételezhetően jelentősen növeli, a másik két tisztítómű foszforkibocsátása jóval kisebb hatással lehet a patak vízminőségére. Megjegyzendő, hogy a patak jelzett pontjain vett vízminták minősítése az összes foszfortartalom vonatkozásában a teljes vizsgált

1000

400 200 0

október

szeptember

augusztus

július

június

2004. május

0

600

április

2000

800

március

3000

1000

február

4000

2005. január

5000

1200

december

6000

1400

november

7000

1600 -1

RP30 RP29 Gödöllői szennyvíz RP19 Isaszegi szennyvíz RP18 Péceli szennyvíz RP17

8000

összes foszfor kg hó

összes foszfor kg hó

-1

időszakban kiváló.

38. ábra. Az összes foszfor becsült tömegárama havi felbontásban a 2004. májustól 2005. áprilisig terjedő időszakban.

A három nitrogénforma becsült anyagáramai jóval változatosabb képet mutatnak, mint az összes foszforra számított eredmények. Június kivételével a patakban szállított nitrogén vizsgált formái között a nitrátion a meghatározó, ezt jelzi az a tény is, hogy novembertől márciusig a vizsgált pontokon a nitrát-N koncentráció alapján „szennyezett” minősítést kapnak a vízminták. Májustól októberig, ill. áprilisban az isaszegi, péceli és budapesti vízminták jellemzően a gödöllőieknél jobb, „tűrhető” ill. „jó” minősítést kapnak. A gödöllői tisztított szennyvízzel bevezetett nitrogénmennyiség csaknem valamennyi hónapban jóval nagyobb a többi számított értéknél (átlagosan az isaszegi ill. péceli tisztítóművek által bevezetett mennyiségnek mintegy harmincszorosa ill. ötvenszerese, a patak budapesti szakaszán szállított mennyiségnek kb. négyszerese), azonban az alvízi szakaszon vett vízmintákban nem mutatható ki a közvetlen hatása. Ez – a meglehetősen durva becslés okozta tévedési lehetőségek mellett –

magyarázható a

nitrogénformák közötti gyors biológiai átalakulásokkal és a rendszerből való távozással. 69

70

0

RP17

5000

Péceli szennyvíz

30000

RP18

március RP17

Péceli szennyvíz

RP18

Isaszegi szennyvíz

25000

RP17

Péceli szennyvíz

RP18

Isaszegi szennyvíz

RP19

25000

RP19

december Gödöllői szennyvíz

szeptember

Gödöllői szennyvíz

RP29

RP17

Péceli szennyvíz

RP18

Isaszegi szennyvíz

RP19

Gödöllői szennyvíz

0

RP19

10000

RP30

2000

nitrogén kg hó

4000

RP29

-1

-1

30000

Isaszegi szennyvíz

15000

RP30

nitrogén kg hó

6000

RP29

-1

RP17

Péceli szennyvíz

RP18

Isaszegi szennyvíz

RP19

8000

Gödöllői szennyvíz

20000 RP30

5000 4000 3000 2000 1000 0 nitrogén kg hó

RP17

Péceli szennyvíz

RP18

RP29

Gödöllői szennyvíz

június

RP29

-1

25000

nitrogén kg hó

RP17

Péceli szennyvíz

RP18

Isaszegi szennyvíz

Isaszegi szennyvíz

RP19

Gödöllői szennyvíz

-1

10000

RP30

0

RP17

30000

Péceli szennyvíz

5000

7000 6000

RP19

november

RP18

február 45000 40000 35000 30000 25000 20000 15000 10000 5000 0

Gödöllői szennyvíz

augusztus

RP19

10000

RP30

0

RP29

nitrogén kg hó

12000

Isaszegi szennyvíz

15000

RP30

-1

nitrogén kg hó

5000

Gödöllői szennyvíz

-1

RP17

Péceli szennyvíz

RP18

10000

RP29

nitrogén kg hó

RP17

Péceli szennyvíz

RP18

Isaszegi szennyvíz

RP19

Gödöllői szennyvíz

RP29

RP30

-1

nitrogén kg hó 15000

RP30

RP17

Péceli szennyvíz

RP18

Isaszegi szennyvíz

RP19

Gödöllői szennyvíz

RP29

RP30

-1

nitrogén kg hó

2004. május

RP29

-1

20000

nitrogén kg hó

RP19 Isaszegi szennyvíz

-1

20000

RP30

RP17

Péceli szennyvíz

RP18

25000

RP19

Gödöllői szennyvíz

RP29

RP30

nitrogén kg hó 20000 18000 16000 14000 12000 10000 8000 6000 4000 2000 0

Isaszegi szennyvíz

-1

35000 30000 25000 20000 15000 10000 5000 0

Gödöllői szennyvíz

RP29

RP30

nitrogén kg hó

25000 25000

július

20000

15000

10000 5000 0

20000

október

15000

10000 5000 0

20000

2005. január

15000

10000

5000

0

25000

április

20000

15000

10000

5000

0

nitrát-N nitrit-N ammónium-N

39. ábra. Ammónium-N, nitrit-N és nitrát-N becsült tömegárama havi felbontásban a 2004. májustól 2005. áprilisig terjedő időszakban.

18 22 2,1 4,4 6,5

0,09 0,11 0,16 0,26 0,66

0,07 0,09 3 2,9 0,85

Május

0,2 0,11 8,2 5,4 4,2

< 0,25 < 0,25 1,3 2,6 7

< 0,02 < 0,02 0,48 0,62 1,19

< 0,04 < 0,04 14,2 7,5 5,5

Június

0,38 0,14 3,2 3,4 2,6

17 18 1,2 2,9 7,9

0,11 0,09 0,28 0,39 0,43

0,05 0,06 11 4,8 0,07

Július

0,68 0,77 2 1,3 1,7

7,9 13,9 0,99 3,5 6,5

0,1 0,07 0,15 0,21 0,26

0,06 0,23 2,44 0,68 0,19

Augusztus

0,23 0,19 0,82 0,88 1,27

17,6 20,5 7,7 5,2 7,1

0,11 0,07 0,14 0,15 0,1

0,06 < 0,04 0,13 0,28 0,05

Szeptember

0,35 0,3 1,65 1,05 1,02

15 23 9,5 5,7 7,9

0,2 0,18 0,59 0,25 0,19

0,08 0,07 1,8 0,29 0,08

Október

0,16 0,13 0,87 0,88 0,68

11,5 18,4 14,90 10,10 11,00

0,07 0,08 0,17 0,09 0,12

0,08 0,07 0,62 0,77 0,76

November

0,19 0,18 1,05 0,83 1,07

21,6 25,2 11,50 9 10,40

0,09 0,07 0,16 0,08 0,1

0,15 0,08 2 1,44 1,65

December

0,37 0,16 1,4 1,6 1,9

16,8 21,7 16,20 12,70 12,70

0,11 0,08 0,12 0,07 0,11

1,44 0,18 1,69 2,6 3,9

Január

0,33 0,39 2 2,1 2

19,8 23,9 17,90 11,80 10,90

0,07 0,11 0,15 0,11 0,2

0,2 0,12 3,9 4,2 4,4

Február

0,17 0,19 1,04 1,03 1,17

17,4 24,4 17,20 10,80 11,80

0,05 0,05 0,21 0,15 0,26

0,05 0,05 2,5 3,2 3,2

Március

0,18 0,27 0,72 0,51 0,39

13,2 12,6 5 4,4 6,4

0,11 0,06 0,18 0,28 0,26

0,1 0,09 1,52 0,81 0,46

Április

>20

Vízminőségi osztályokra vonatkozó I II. III. IV. V.

20

>2,0

15

>0,3

8

2

5

0,3

mg dm-3

0,16 0,16 2,9 2,4 11

19. táblázat. A Rákos-patak három mintavételi pontján vett vízminták kiválasztott kémiai paraméterei és az ezekhez rendelt vízminőségi kategóriák (az MSZ 12749:1993 szabvány szerinti mellékelt határértékek alapján) NH4+-N, mg dm-3 RP30 RP29 RP19 RP18 RP17 NO2--N, mg dm-3 RP30 RP29 RP19 RP18 RP17 NO3--N, mg dm-3 RP30 RP29 RP19 RP18 RP17 Összes P, mg dm-3 RP30 RP29 RP19 RP18 RP17

Vízminőségi jellemzők

Kémiai oxigénigény

(KOIps)

0,1

1

0,5

400

1000 >1000

0,03

0,2

1

100

200

mg dm-3

mg dm-3

-N)

-

mg dm-3

Nitrit

Ammónium (NH4+-N)

erősen szennyezett

>25

szennyezett

25

tűrhető

mg dm-3 0,01

jó

10

kiváló

5 Összes foszfor

Nitrát (NO3--N)

(NO2

Mértékegységek

71

Fontos megjegyezni, hogy egyes hónapokban – különösen novemberben – a gödöllői szennyvízzel érkező, igen toxikus nitrition mennyisége jelentős, ami az alvízi szakaszon vett vízminták minősítésében is tetten érhető: júniusban és júliusban több esetben is előfordul „erősen szennyezett” minta, „tűrhető”-nél jobb minősítés csak a júniusban vett gödöllői mintákra érvényes. Júniusban (és részben júliusban) a szállított nitrogén összes mennyiségében meghatározó szerepet tölt be az ammóniumion. Ez megmutatkozik az isaszegi, péceli és részben a budapesti vízminták minőségében is: ammónium-N koncentráció alapján májusban, júliusban és júniusban, valamint januárban, februárban és márciusban gyakori az „erősen szennyezett” minősítés. A nitrogénformák anyagáramának becslése csak a fenti három formára korlátozódott, mivel az ezekre vonatkozó adatok a vízminták elemzéséből és a szennyvíztisztítók kibocsátási jelentéseiből egyaránt rendelkezésre álltak. A képet jóval árnyaltabbá tehetné a gyakoribb mintavétel és a nitrogénforgalom szempontjából igen fontos szerves nitrogén mennyiségének figyelembe vétele.

4.3.4

A gödöllői szennyvíztisztító terhelésének becslése korábbi üledékvizsgálatok alapján A Gödöllő és Isaszeg közötti tórendszer I. tava 1995-ig Gödöllő város tisztított

szennyvizének befogadója volt. Fekete (1996, 2002) 1995-ben a tó kilenc pontján mérte az iszap vastagságát, és öt ponton rétegmintákat vett az üledékből. Az iszap vastagsága 0,3-2 m között változott, az átlagos vastagság mintegy 1 m volt. Ennek alapján – a tó felületét (9,8 ha) figyelembe véve – az iszap térfogatát 98000 m3-re, a tározótérfogat 70%-ára becsülte. Az üledékminták elemzése során a tórendszer többi tagjából származó mintákhoz képest (a VII. tó kivételével ) jóval nagyobb foszfor-, réz-, cink- és nikkelkoncentrációkat mért, alátámasztva az antropogén terhelés feltevését. Egyes rétegminták radiokémiai vizsgálatakor a felső mintegy 40 cm-es rétegben a

137

Cs

aktivitás-koncentrációját jóval nagyobbnak találta, mint az alsóbb rétegekben. Ez a feldúsulás a csernobili reaktorbalesettel hozható összefüggésbe, annak időpontja (1986. április 26.) alapján az üledékrétegek korát ill. az iszap lerakódásának sebességét is becsülte, utóbbi 3,5-4 cm év-1-nek adódott. Az adatok alapján becsültem az I. tó átlagos foszfor-, ólom-, nikkel- és rézterhelését, ami részben összefügghet a gödöllői tisztított szennyvíz bevezetésével (Halász et al. 2005). A tisztított szennyvíz ma már a tórendszer után ömlik a Rákos-patakba külön csatornán keresztül, az általa okozott terhelés a RAGACS monitorozási pontok közül Isaszegen (RP19) jelentkezik. Az erre a pontra számított anyagáramokból a tórendszer előtti utolsó (RP29) pontra számított anyagáramokat

72

kivonva becsülhető a tisztított szennyvíz által okozott terhelés, ami esetenként nagyságrendi egyezést mutat a korábbi üledékvizsgálatok alapján becsült értékekkel (20. táblázat). 20. táblázat. A Gödöllő város tisztított szennyvize által okozott foszfor-, ólom-, nikkel- és rézterhelés víz- és üledékvizsgálatok alapján becsült értékei

4.4

Elem többlet kg/hó

P

Pb

Ni

Cu

Vízvizsgálatokból

939

4,9

4,3

0,9

Üledékvizsgálatból

107

3

5,7

7

Új tudományos eredmények

1. A tanszékünkön kidolgozott, szuperkritikus szén-dioxid, szubkritikus víz és keverékük, mint – nem toxikus és viszonylag olcsó – oldószerek alkalmazásán alapuló szekvens extrakciót kinetikai vizsgálatok alapján továbbfejlesztettem. Megállapítottam, hogy a karbonátokhoz kötött – így a szabad szén-dioxid koncentrációjának növekedésekor könnyen mobilizálódó – elemtartalom teljes kioldásának elérése az eredeti eljáráshoz képest kisebb mintatömeg és hosszabb extrakciós idő esetén valósítható meg. A módszer jó kimutatási képességű analitikai technikával (ICP-MS) párosítva alkalmasnak bizonyult talajok, vízi üledékek és légköri ülepedő porok vízoldható ill. karbonátokhoz kötött nehézfémtartalmának külön-külön történő becslésére. A minta szilárd hígításának növelése és a kivonatok hígulása ugyanakkor együtt járt a vakértékek növekedésével, ami az elemkoncentrációk meghatározásának bizonytalanságát növeli. Az optimált szekvens extrakcióval tavi üledék, talajminta és városi eredetű ülepedő por minta elemtartalmát frakcionáltam. A könnyen mobilizálható nehézfémtartalom tekintetében leginkább szennyezettnek a porminta, legkevésbé szennyezettnek a talajminta bizonyult. 2.a A pollentömlő-növekedési teszt (PTG) működését egy-egy toxikus elemet (réz, ólom, kadmium, arzén(III)) alkalmazó modellkísérletekben vizsgálva megállapítottam, hogy a módszer ilyen egyszerű rendszerekben jól mérhető dózis-hatás összefüggést mutat. A vizsgált elemek eltérő mértékben gátolták a tömlőhajtást: leginkább toxikusnak az arzén(III), legkevésbé károsnak a réz és az ólom mutatkozott. 2.b Nehézfémszennyezésnek kitett vízi üledékekből nyert különböző vizes kivonatok (pórusvíz, 24 órás vizes rázatással ill. szubkritikus vizes extrakcióval készült oldatok) ökotoxicitását vizsgáltam pollentömlő-növekedési teszttel (PTG) és

15

N stabil izotópos tesztekkel (ESIMA).

Megállapítottam, hogy a PTG, mint egyszerű és gyors módszer alkalmas a magasabbrendű szervezetek egyedeivel végzett tesztek kiváltására az üledékek általános ökotoxikológiai

73

hatásának értékelésében, azonban – a modellkísérletekkel szemben – a kivonatoknak a tesztben mutatott toxicitása és az üledékek nehézfémtartalma között nincs szoros kapcsolat. 2.c A bonyolultabb kivitelezésű ESIMA tesztekkel kapott eredmények egyes minták esetében nagyobb toxicitásra utalnak. A többféle szennyező hatásnak kitett valós minták értékelését nehezíti, hogy a tesztben mért válasz kialakulása összetett, jóval több élettani folyamat eredménye, mint a PTG esetében. Az üledékekből készült kivonatok a szennyezőanyagok mellett növényi tápanyagokat is tartalmazhatnak, amelyeknek serkentő hatása az esetleges toxicitást ellensúlyozhatja. A Szamost és a Tiszát 2000-ben sújtó nehézfémszennyezések hatását az üledékek toxicitására ESIMA tesztekkel sem lehetett utólag egyértelműen igazolni. 2.d A különböző típusú üledékkivonatok közül ökotoxikológiai vizsgálatra leginkább a pórusvíz bizonyult alkalmasnak, a 24 órás rázatással készült kivonatok tesztelésének hatékonysága korlátozott. 2.e A nehézfémek és a poliaromás szénhidrogének együttes toxicitását vízi környezetben modellkísérletekkel tanulmányoztam. EPC sejtvonalból előállított kultúrákon végzett sejtvitalitási tesztekkel (neutrálvörös, CFDA-AM, alamar Blue) kimutattam, hogy a poliaromás vegyületként választott, önmagában alig toxikus benz[a]pirén a réz(II)-klorid toxicitását fokozta. 3.a A Tiszát és a Szamost ért, 2000. év elején bekövetkezett ismert nehézfémszennyezések után gyűjtött üledékminták kivonatainak ESIMA biotesztekkel végzett vizsgálata alapján megállapítottam, hogy a Szamos csengeri és olcsvai, valamint a Felső-Tisza tivadari mintavételi pontjain vett minták toxicitása a többi mintáét meghaladta, ami a csengeri és olcsvai minták esetében az üledékekben kimutatott elemfeldúsulásokkal is összefügghet. A 2001-ben és 2002-ben vett üledékminták biotesztekben mutatott hatása és a korábbi nehézfémszennyezés között nem lehetett egyértelmű kapcsolatot kimutatni. 3.b A Rákos-patakon végzett tizenkét hónapos feltáró monitorozás keretében folytatott vizsgálataim lehetővé tették a VKI követelményeinek megfelelő térbeni mintavételi gyakoriság kiszámítását a különböző komponensekre, és igazolták, hogy néhány kivételtől eltekintve egyetlen mérési ponton végzett mérések nem elegendőek egy adott víztest jellemzésére. A vizsgált időszakban összevetettem egyes komponensek becsült anyagáramát a patakot befogadóként használó szennyvíztisztító telepekről, mint ismert pontszerű forrásokból érkező számított terhelésekkel, és kimutattam a gödöllői telepről származó tisztított szennyvíz befogadásának hatását az összes foszfor és a nitrogénformák anyagáramaira, amit korábbi üledékvizsgálatok eredményeiből számított összes foszfor- és nehézfémterhelések számításával is alátámasztottam. 74

5. KÖVETKEZTETÉSEK ÉS JAVASLATOK Az általam továbbfejlesztett, szuperkritikus szén-dioxid, szubkritikus víz és keverékük oldószerként való felhasználásán alapuló új típusú szekvens extrakció alkalmasnak bizonyult a vizsgált vízi üledékek, talajok és légköri ülepedő porok könnyen mobilizálható elemtartalmának becslésére. A továbbiakban tervezzük a módszer alkalmazásának kiterjesztését más szilárd halmazállapotú környezeti mintákra (biofilm, szennyvíziszap stb.), ehhez azonban elengedhetetlen a vakérték-korrekció kapcsán felmerült, a szilárd hígítással és a kivonatok hígulásával összefüggő problémák részletes kivizsgálása. A Rákos-patak – mint általános városi-ipari terhelésnek kitett – ill. a Tisza – mint haváriaszerű szennyezéssel sújtott – folyóvizek esetében lehetőség volt az ökotoxikológiai tesztek alkalmazhatóságának értékelésére. Az eredmények azt mutatták, hogy a valós minták esetében a mért válasz kialakulását a feltételezett szennyezéstől független tényezők is befolyásolják, így a kémiai állapot értékelésében szerepük korlátozott, a kémiai frakcionálást, mint kockázatértékelési eszközt nem válthatják ki. A pollentömlőnövekedési tesztet egyszerűsége, gyors és költséghatékony kivitelezhetősége miatt javaslom nehézfémekkel potenciálisan szennyezett üledékek tesztelésére akár monitoring vizsgálatok keretében is. Az eddigi vizsgálatok eredményei alapján várható, hogy ez a módszer más típusú minták (felszíni víz, szennyvíz stb.) toxicitásának vizsgálatára is felhasználható. A réz(II)-benz[a]pirén modellrendszerben EPC sejteken végzett vitalitási tesztekkel jól mérhető volt a nehézfémek és a poliaromás szénhidrogének együttes jelenlétekor fellépő toxicitásnövekedés. Javaslom a probléma tanulmányozását összetett, többféle nehézfémet ill. poliaromás szénhidrogént alkalmazó modellekben és valós mintákon, nemcsak sejtvitalitási tesztekben. A vizsgálatok távlati célja lehet e jelenségek molekuláris szintű tisztázása. A Rákos-patakon folytatott monitoring során végzett vízvizsgálatok alapján becsült szennyezőanyag-terhelések és a szennyvíztisztítók önellenőrzési adatai nyomán számított értékek közötti laza korreláció arra enged következtetni, hogy a viszonylag kis vízhozamú, ingadozó vízjárású patakok kémiai állapotának jellemzéséhez szükség van a pontszerű szennyezőforrások hatásának pontosabb követésére, ennek érdekében például időben sűrített mintavételeket kell végezni a víztesteken és a szennyezőforrásoknál egyaránt.

75

76

6. ÖSSZEFOGLALÁS Az utóbbi száz évben a technika fejlődése, az ipari termelés és a népesség ugrásszerű növekedése drámai környezetkárosító hatásokkal járt együtt, ezért igen fontossá vált a környezet állapotának és az emberi tevékenységek környezeti elemekre gyakorolt hatásának tanulmányozása. A víz mind az ember, mind élő és élettelen környezete szempontjából kiemelkedő jelentőségű környezeti elem. Az elmúlt évtizedben is számos példa mutatta, hogy a felszíni vizek veszélyeztetettsége egyre növekszik. Munkám során elsősorban a vízi környezetet érő szennyezések hatásainak vizsgálatával foglalkoztam. Célom egyrészt a tanszékünkön kidolgozott, vízi üledékek, talajok és ülepedő porok könnyen mobilizálható elemtartalmának becslésére alkalmas többlépéses extrakció továbbfejlesztése, másrészt különböző egyszerű biotesztek alkalmazhatóságának tanulmányozása nehézfémekkel szennyezett vízi üledékek kivonatainak vizsgálatában az üledékek ökotoxikológiai jellemzésére, végül konkrét vízfolyás esetében a mért ill. becsült terhelések és a kémiai állapot összefüggéseinek vizsgálata volt, kapcsolódva az EU Víz Keretirányelv (VKI) követelményeinek megfelelő monitorozó rendszer kidolgozásához. A VKI a közös európai vízpolitika elmúlt évtizedeinek legfontosabb dokumentuma, amelynek elsődleges célja 2015-re az Európai Közösség területén található felszíni és felszín alatti vizek fenntartható jó állapotának megteremtése. A folyók és tavak üledékei élőhelyként, biotikus és abiotikus fiziko-kémiai folyamatok reakciótereként és bizonyos nem lebomló anyagok raktáraként fontos szerepet játszanak a vízi környezetben. A vizekbe kerülő, nagyrészt lebegőanyagokhoz kötődő nehézfémek az üledékekben felhalmozódhatnak, ha a vízfázisban uralkodó viszonyok között oldhatóságuk csekély, a kémhatás és a redoxipotenciál változása azonban újbóli mobilizálódásukat okozhatja. Az 1970-es években felismerték, hogy a toxikus fémek összes koncentrációjának meghatározása önmagában nem elegendő a kockázatosság megítélésére, ezért egy- és többlépéses extrakciókat dolgoztak ki talajok és üledékek különböző környezeti folyamatokban mobilizálható elemtartalmának frakcionálására. Ezek az eljárások a jó kimutatási képességű atomspektroszkópiai elemzési módszerekkel párosulva már képesek a szennyezőanyagok környezeti mobilitásának releváns becslésére. Ehhez a fejlődéshez kapcsolódva tanszékünkön olyan szekvens extrakció került kidolgozásra, amely a többnyire lépcsőzetes kémiai lebontáson alapuló frakcionálástól eltérő elvet használ szuperkritikus szén-dioxid, szubkritikus víz és keverékük oldószerként való alkalmazásával. Az eljárást nehézfémekkel szennyezett vízi üledékek vizsgálatára alkalmaztuk és a BCR ajánlás szerinti szekvens extrakcióval is összehasonlítottuk, ugyanakkor szükségessé vált a módszer további fejlesztése, hogy újabb mintatípusokhoz (talaj, ülepedő por stb.) is illeszthető legyen. Az analitikai 77

vizsgálatokon alapuló kémiai kockázatbecslés fontos kiegészítői az ökotoxikológiai vizsgálatok, amelyek a szennyezőanyagok hatását a különböző szerveződési szinteken értékelik. Az új típusú háromlépéses extrakció továbbfejlesztése során tanulmányoztam az extrahálandó minta kalcium-karbonát tartalma és a hidrogénkarbonát-képzéssel mobilizálható elemfrakciók kioldódása közötti kapcsolatot, és a tapasztalatok alapján módosítottam az eredeti eljárás paramétereit. Az optimált módszer jó kimutatási képességű analitikai háttérrel (ICP-MS) kiegészítve alkalmasnak bizonyult valós minták (talaj, üledék, ülepedő por) nehézfémtartalmának frakcionálására, ugyanakkor a kivonatok hígulása és a kvarchomokkal történő szilárd hígítás növelése a vakértékek növekedésével járt, ami a meghatározás bizonytalanságát fokozza, ez további fejlesztéseket tesz szükségessé. A Tisza vízgyűjtő területén 2000-ben történt súlyos nehézfémszennyezések, valamint a Rákos-patakon létrehozott tórendszer állapotának korábbi felmérése során feltárt szennyezések hatásainak értékelésére üledékminták kivonataival ökotoxikológiai vizsgálatokat végeztem Nicotiana sylvestris pollentömlőnövekedési teszt (PTG) és Pisum arvense epikotil ill. Lepidium sativum csíranövény

15

N izotóp felvételét mérő teszt (ESIMA) alkalmazásával. Az egyszerű és

gyors PTG teszt alkalmasabbnak bizonyult a minták általános toxikus hatásának vizsgálatára, azonban egyik módszer sem igazolta egyaránt a nehézfémszennyezések hatását a vizsgált minták toxicitására. A nehézfémek és a poliaromás szénhidrogének, mint potenciálisan együtt előforduló perzisztens szennyezőanyagok toxicitását egyszerű modellben tanulmányoztam: pontyból izolált végtelen sejtvonalból (EPC) előállított kultúrákon vizsgáltam egy-egy nehézfém és poliaromás vegyület hatását sejtvitalitási tesztekkel. Az önállóan alig toxikus benz[a]pirén a réz(II)-klorid toxicitást kimutathatóan fokozta. A reális viszonyok között, több szennyezőanyag jelenlétekor megnyilvánuló toxikus hatások tanulmányozása a vizsgálatok kiterjesztését igényli mind sejt feletti, mind molekuláris szinten. A Rákos-patakon, mint modell kis vízfolyáson végzett monitoring program keretében végzett vizsgálatokkal hozzájárultam a Víz Keretirányelv követelményeinek megfelelő értékeléshez szükséges mintavételi stratégiák kidolgozásához. A vízkémiai és hidrológiai mérések alapján becsült szennyezőanyagterheléseket az ismert szennyezőforrások kibocsátásával és az üledékekben lerakódott szennyezőanyagok mennyiségével összemérhetőnek találtam.

78

7. SUMMARY In the last hundred years the development of the technology, the dynamic rise in the industrial production and the world’s population have brought dramatic negative effects on the environment, therefore investigations on the state of the environment and the effects of human activities on the environmental elements became very important. Water is an environmental element of key importance both for the mankind and its living and dead environment. Several examples in the last decade showed that dangers to surface water keep rising. My work was primarily focused on the study of the effects of pollution of aquatic environment. Aims of my work were (i) improvement of the sequential extraction scheme which was developed at our department and (ii) studies on the applicability of simple biotests for extracts of heavy metal polluted sediments, finally (iii) study of the relationships between measured and estimated load and the chemical state in case of a certain water course as a part of development of a monitoring system according to the European Union Water Framework Directive (WFD). The WFD is the most important document in the last decades of common European water policy, that aims primarily at achieving a sustainable good status of both groundwater and surface water. River and lake sediments act as habitats, reactors for biotic and abiotic physico-chemical reactions and stores for not degradable materials, having a major role in aquatic environment. Heavy metals entering surface water are mainly bound to suspended material so they can accumulate in the sediment if their solubility is low, however, changes in the pH and redox conditions can cause their remobilisation. In the 1970s it was recognised that determination of total toxic metal concentration is not sufficient for risk assessment, therefore one-step and multistep extraction schemes were developed for the fractionation of environmental mobilisable element content of soils and sediments. These procedures connected to atomic spectroscopic methods of excellent detection potential were able to assess environmental mobility of pollutants appropriately. Joined to these trends a sequential extraction scheme using supercritical carbon dioxide, subcritical water and their mixture was developed at our department. This method is based on a different principle than usual fractionation procedures applying gradual chemical decomposition. The novel procedure was applied for study of surface water sediments and compared to the BCR sequential extraction, however, further improvement was necessary in order to expand its applicability to other types of samples (e.g. soils, gravitation dust sediments). Chemical risk assessment based on analytical investigations is supplemented by ecotoxicological methods which evaluate the effects of pollutants on different organisation levels.

79

On further investigation of the new three-step extraction I studied the correlation between the sample’s calcium carbonate content and the dissolution of the carbonate-bound element fractions, on the basis of these measurements the parameters of the original procedure were modified. The optimised method supplemented with an analytical tool of excellent detection potential (ICP-MS) proved to be able to fractionate heavy metal content of real samples (soil, sediment and gravitation dust sediment). However, dilution of the extracts and the solid dilution of the samples with quartz sand caused a rise in procedure blank values, which increases the uncertainty of the determination, so that further improvement is necessary. To evaluate the effects of the serious heavy metal pollution on the catchment area of the river Tisza in 2000 and previously found pollution of the Gödöllő-Isaszeg pond chain ecotoxicological investigations were carried out with Nicotiana sylvestris pollen tube growth test (PTG) and Ecotoxicological Stable Isotope Metabolic Assay with Pisum arvense epicotyls or Lepidium sativum seedlings. The quick and simple PTG assay was found to be more appropriate for estimation of general toxic effects of samples, however, neither one could confirm the relation between heavy metal pollution and toxicity of the samples. Heavy metals and polyaromatic hydrocarbons (PAHs) are persistent pollutants that possibly occur together. Their toxicity was studied in a simple model: dose-response relationships in a carp cell line (Epithelioma papillosum cyprini, EPC) using a single metal and a single PAH were recorded with three different cell viability assays. Benzo[a]pyrene was found to be hardly toxic when applied alone, but its presence increased the toxicity of copper chloride. Ecotoxicological studies in real mixtures require the extension of the investigations both to supracellular and molecular levels. My investigations on the Rákos stream as a model small water course contributed to the development of a sampling strategy according to the requirements of the WFD. The environmental loads estimated by measurements on water chemistry and hydrology, the emission of known point sources and pollutants found in sediments were commensurable.

80

MELLÉKLETEK M1. Irodalomjegyzék M2. További mellékletek 21.táblázat: A folyók elfogadott magyar tipológiája. 22.táblázat. Mintavételi pontok a Rákos-patakon. 23. táblázat. A Rákos-patak expedíciós vízhozamméréseinek javított értékei hosszelvény mentén m3 s-1 egységben 2004. május 18-tól 2005. április 19-ig. 24.táblázat: A Rákos-patak monitorozása során mért fiziko-kémiai komponensek, és vizsgálati módszereik 40.ábra.

Képek a Gödöllő és Isaszeg közötti tórendszerről.

41.ábra.

Képek a Rákos-patak kiépített medréről (torkolat, budapesti szakasz, Budapest határa, Gödöllő belterület).

25. táblázat. Tízszeres töménységű nitrogénmentes Hoagland oldat összetétele. 26. táblázat. Arnon-féle nyomelem oldat összetétele. 42. ábra.

Képek a vízkultúrás zsázsatesztről.

27. táblázat. Talaj, üledék és ülepedő por minták módosított SFE extrakcióval meghatározott elemfrakciói (mg kg-1) 28. táblázat. A módosított SFE extrakció vakértékei. 29. táblázat. A BCR 701 összehasonlító minta, a nagyhörcsöki talajminta, a VII. tóból vett üledékminta és a kassai ülepedő por minta BCR szekvens extrakcióval végzett frakcionálásának eredményei, kiegészítve a maradék frakció és az eredeti mintákon elvégzett HNO3/H2O2 roncsolás eredményeivel. 30. táblázat. A szuperkritikus extraktorban végzett optimált extrakció második és harmadik lépésében oldható [SFE (2+3)] és a BCR extrakció első lépésében oldható frakció [BCR (1)] Cd, Cr, Cu, Ni, Pb és Zn tartalmának összehasonlítása a nagyhörcsöki talajminta, a VII. tóból vett üledékminta és a kassai ülepedő por minta esetében. 31. táblázat. Néhány komponens becsült anyagárama a Rákos-patak három mérési pontján és két szennyvíztisztító befolyójában a 2004. májustól októberig terjedő időszakban. 32. táblázat. Néhány komponens becsült anyagárama a Rákos-patak három mérési pontján és két szennyvíztisztító befolyójában a 2004. novembertől 2005. áprilisig terjedő időszakban.

81

M1. IRODALOMJEGYZÉK 10/2000. (VI. 2.) KöM-EüM-FVM-KHVM együttes rendelet a felszín alatti víz és a földtani közeg minőségi védelméhez szükséges határértékekről. 3/1984. (II. 7.) OVH rendelkezés a szennyvízbírságról. 50/2001. (IV.3.) Korm. rendelet a szennyvizek és szennyvíziszapok mezőgazdasági felhasználásának és kezelésének szabályairól. 221/2004. (VII. 21.) Korm. rendelet a vízgyűjtő-gazdálkodás egyes szabályairól. Achleitner S., De Toffol S., Engelhard C., Rauch W. (2005): The European Water Framework Directive: Water quality classification and implications to engineering planning. Environ. Manage., 35, 517–525. Adriano D.C., Győri Z., Prokisch J., Németh T., Harper S., West L.T. (2006): Metal contamination of floodplain soils in the Tisza river (Hungary) basin. 18th World Congress of Soil Science, July 915, 2006 - Philadelphia, Pennsylvania, USA (poszter). Arain M.B., Kazi T.G., Jamali M.K., Jalbani N., Afridi H.I., Baig J.A. (2008): Speciation of heavy metals in sediment by conventional, ultrasound and microwave assisted single extraction methods: A comparison with modified sequential extraction procedure. J. Hazard. Mater., 154, 998-1006. Baudo R., Muntau H. (1990): Lesser known in-place pollutants and diffuse source problems. In: Baudo R., Giesy J., Muntau H. (szerk.): Sediments: Chemistry and Toxicity of In-Place Pollutants. CRC Press, Boca Raton, Florida, p. 7. Bayona J.M. (2000): Supercritical fluid extraction in speciation studies. Trends Anal. Chem., 19, 107-112. Behrens A., Schirmer K., Bols N.C., Segner H. (1998): Microassay for rapid measurement of 7ethoxyresorufin-O-deethylase activity in intact fish hepatocytes. Mar. Environ. Res., 46, 369-373. Bierkens J., Klein G., Corbisier P., Van Den Heuvel R., Verschaeve L., Weltens R., Schoeters G. (1998): Comparative sensitivity of 20 bioassays for soil quality. Chemosphere, 37, 2935-2947. Bird G., Brewer P.A., Macklin M.G., Balteanu D., Driga B., Serban M., Zaharia S. (2003): The solid state partitioning of contaminant metals and As in river channel sediments of the mining affected Tisa drainage basin, northwestern Romania and eastern Hungary. Appl. Geochem., 18, 1583-1595. Boscheck R. (2006): The EU Water Framework Directive: Meeting the global call for regulatory guidance? IMD Working Papers, http://www.imd.ch/research/publications/upload/ Boscheck_WP_2006_4_Level_1.pdf Bøwadt S., Hawthorne S.B. (1995): Supercritical fluid extraction in environmental analysis. J. Chromatogr. A, 703, 549-571. Bowen H.J.M (1979): Environmental Chemistry of the Elements. Academic Press, New York, 333 p. Burton G.A., Denton D.L., Ho K., Ireland D.S. (2003): Sediment toxicity testing: issues and methods. In: Hoffman D.J., Rattner B.A., Burton G.A., Cairns J. (szerk.): Handbook of Ecotoxicology. Lewis Publishers, Boca Raton, Florida, 112-150 p. Caille N., Tiffreau C., Leyval C., Morel J.L. (2003): Solubility of metals ina n anoxic sediment during prolonged aeration. Sci. Total Environ., 301, 239-250. 82

Chapman P.M., Wang F., Janssen C., Persoone G., Allen H.E. (1998): Ecotoxicology of metals in aquatic sediments: binding and release, bioavailability, risk assessment, and remediation. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 55, 2221-2243. Chapman P.M., Wang F., Germano J.D., Batley G. (2002): Pore water testing and analysis: the good, the bad, and the ugly. Marine Poll. Bull., 44, 359-366. Ciceri E., Giussani B., Pozzi A., Dossi C., Recchia S. (2008): Problems in the application of the three-step BCR sequential extraction to low amounts of sediments: An alternative validated route. Talanta, 76, 621-626. Clément B., Cadier C. (1998): Development of a new laboratory freshwater/sediment microcosm test. Ecotoxicology, 7, 279-290. Csathó P. (1994):A környezet nehézfém szennyezettsége és az agrártermelés. Budapest, MTA TAKI, 6 p. De Groot A.J. (1995): Metals and sediments: a global perspective. In: Allen H.E. (szerk.): Metal Contaminated Aquatic Sediments. Ann Arbor, Michigan, Ann Arbor Press, 1-4 p. Dworak T., Gonzalez C., Laaser C., Interwies E. (2005): The need for new monitoring tools to implement the WFD. Environ. Sci. Policy, 8, 301–306. Feiler U., Claus E., Heininger P. (2002): Der Einsatz von Pflanzentests bei der Sedimentbewertung. UWSF – Z. Umweltchem. Ökotox., 14, 8-11. Fekete I. (1996): A Gödöllő és Isaszeg közötti tórendszer szennyezettségének környezetanalitikai felmérése. Szakdolgozat (konzulens: Heltai Gy. És Nováky B.), GATE Gödöllő. Fekete I. (2002): A környezetterhelés komplex értékelése a Gödöllő és Isaszeg közötti tórendszerben. PhD értekezés, SZIE Gödöllő. Fent K. (2001): Fish cell lines as versatile tools in ecotoxicology: assessment of cytotoxicity, cytochrome P4501A induction potential and estrogenic activity of chemicals and environmental samples. Toxicol. in Vitro, 15, 477–488. Fleit E., Lakatos Gy. (2003): Accumulative heavy metal patterns in the sediment and biotic compartments of the Tisza watershed. Toxicol. Lett., 140-141, 323-332. Förstner U. (2002): Sediments and the European Water Framework Directive. JSS – J. Soils & Sediments, 2 (2), 54. Füleky Gy., Czinkota I. (1993): Hot-water percolation (HWP) - a new rapid soil extraction method. Plant and Soil, 157, 131-135. Gawlik B.M., van der Sloot H.A., Ulberth F., Nortcliff S., Simonart T., Cooper B., Leschber R., Andersen K., Wichman K. (2004): On the development of horizontal CEN standards supporting the implementation of EU Directives on Sludge, Soil and Biowaste – Project HORIZONTAL. Trends Anal. Chem., 23, 686-703. Gewurtz S.B., Helm P.A., Waltho J., Stern G.A., Reiner E.J., Painter S., Marvin C.H.(2007): Spatial distributions and temporal trends in sediment contamination in Lake St. Clair. J. Great Lakes Res., 33, 668-685. Gleyzes C., Tellier S., Astruc M. (2002). Fractionation studies of trace elements in contaminated soils and sediments: a review of sequential extraction procedures. Trends Anal. Chem., 21, 451-467.

83

Griffith M. (2002): The European Water Framework Directive: An approach to integrated river basin management. European Water Management Online, Official Publication of the European Water Association (EWA), http://www.ewaonline.de/journal/2002_05.pdf Gunn A.M., Winnard D.A., Hunt D.T.E. (1988): Trace metal speciation in sediments and soils. In: Kramer J.R., Allen H.E. (szerk.): Metal Speciation: Theory, Analysis and Application, Lewis Publications, Boca Raton, Florida., 261-294. p. Guo T., Delaune R.D., Patrick W.H. (1997): The influence of sediment redox chemistry on chemically active forms of arsenic, cadmium, chromium, and zinc in estuarine sediment. Environ. Int., 23, 305-316. Hafner C., Halász G., Tümpling W., Jung K., Schüürmann G. (2002): Ecotoxicological investigations with sediments of the rivers Tisza (Hungary) and Saale (Germany). GDCh Jahrestagung 2002 Umweltchemie und Ökotoxikologie, Braunschweig, 2002. október 6-8. (ÖKO-11) Halász G., Fekete I., Heltai Gy. (2005): Környezetterhelési transzport számítások a Gödöllő-Isaszeg tórendszerben az üledék és víz elemanalitikai vizsgálata alapján, 48. Magyar Spektrokémiai Vándorgyűlés, Hajdúszoboszló, pp. 127-130. Halász G., Heltai Gy., Schüürmann G., Schirmer K. (2001b): The use of fluorescent microplate assays and a carp cell line to study the toxicological effects of copper and benzo[a]pyrene individually and in combination, X Hungarian-Italian Symposium on Spectrochemistry, Eger, 1-5 October 2001, p. 95. Halász G., Jung K., Szlepák E., Heltai Gy. (2001a): Analytical and toxicological characterization of lake and river sediments by means of SFE sequential extraction and phytotoxicological tests, X Hungarian-Italian Symposium on Spectrochemistry, Eger, 1-5 October 2001, p. 96. Halász G., Jung K., Heltai Gy., Percsich K. (2003): Plant bioassays and heavy metal analysis of river sediments and sediment extracts. SETAC Europe 13th Annual Meeting, 27.04-01.05.2003, Hamburg, p. 146. Halász G., Rusnák R., Fekete I., Horváth M., Flórián K., Heltai G. (2008): Optimization of subcritical H2O/CO2 extraction for soils, sediments and gravitation dusts. XIII Italian-Hungarian Symposium on Spectrochemistry, Environmental Contamination and Food Safety, April 20-24 2008, Bologna, Italy, ISSN 0393-5620, p. 101. Halász G., Szlepák E., Szilágyi E., Zagyva A., Fekete I. (2007): Application of EU Water Framework Directive for monitoring of small water catchment areas in Hungary, II. Preliminary study for establishment of surveillance monitoring system for moderately loaded (rural) and heavily loaded (urban) catchment areas. Microchem. J., 85, 72-79. Hahn M.E., Woodward B.L., Stegeman J.J., Kennedy J.W. (1996): Rapid assessment of induced cytochrome P4501A protein and catalytic activity in fish hepatoma cells grown in multiwell plates: response to TDCC, TCDF, and to planar PCBs. Environ. Toxicol. Chem., 15, 582-591. Heikkila J.J., Schultz G.A., Iatrou K., Gedamu L. (1982): Expression of a set of fish genes following heat or metal ion exposure. J. Biol. Chem., 257, 12000-12005. Hedelin B. (2005): Potential implications of the EU Water Framework Directive in Sweden. A comparison of the Swedish municipalities’ current water planning regime with the requirements of the EU’s new Water Framework Directive. European Journal of Spatial Development, http://www.nordregio.se/EJSD/-ISSN 1650-9544-Refereed Articles May 2005 no 14 Heltai Gy., Fekete I., Gémesi Z., Percsich K., Flórián K., Tarr Zs. (1998): Environmental evaluation of a local lake chain affected by wastewater by means of spectrochemical analytical methods. Microchem. J., 59, 125-135. 84

Heltai Gy., Percsich K., Fekete I., Barabás B., Józsa T. (2000): Speciation of waste water sediments. Microchem. J., 67, 43-51. Heltai Gy., Fehér B., Percsich K., Barabás B., Fekete I. (2002): Application of sequential extraction with supercritical CO2, subcritical H2O, and an H2O/CO2 mixture for estimation of environmentally mobile heavy metal fractions in sediments. Anal. Bioanal. Chem., 373, 863–866. Heltai Gy., Percsich K., Halász G., Jung K., Fekete I. (2005a): Estimation of ecotoxicological potential of contaminated sediments based on a sequential extraction procedure with supercritical CO2 and subcritical H2O solvents. Microchem. J., 79, 231–237. Hlavay J., Polyák K. (1998): Chemical speciation of elements in sediment samples collected at Lake Balaton. Microchem. J., 58, 281–290. Horváth M., Boková V., Heltai Gy., Flórián K., Fekete I. (2010): Study of application of BCR sequential extraction procedure for fractionation of heavy metal content of soils, sediments and gravitation dusts. Toxicol. & Environ. Chem., közlésre elfogadva. ISO 11466:1995 Soil quality -- Extraction of trace elements soluble in aqua regia. Japenga J., Salomons W. (1993): Dyke-protected floodplains - A possible chemical time bomb. Land Degr. Rehab., 4, 373-380. Jung K., Kaletta K., Segner H., Schüürmann G. (1999): 15N Metabolic test for the determination of phytotoxic effects of chemicals and contaminated environmental samples. ESPR – Environ. Sci. & Pollut. Res., 6, 72-76. Jung K., Kristen U., Flachowsky J., Segner H., Schüürmann G. (1997): Deponiesickerwässer: Bestimmung zytotoxischer Wirkungen mit dem Pollenschlauchwachstumstest. UWSF – Z. Umweltchem. Ökotox., 9, 317-321. Kapanen A., Itävaara M. (2001): Ecotoxicity tests for compost applications. Ecotoxicology and Environmental Safety, 49, 1-16. Keddy C.J., Greene J.C., Bonnell M.A. (1995): Review of whole-organism bioassays: soil, freshwater sediment, and freshwater assessment in Canada. Ecotox. Environ. Safe., 30, 221-251. Kiss T.A. (2007): A Rákos-patakra települt szennyvíztisztítók tisztított szennyvizének terhelési számításai. Szakdolgozat, SZIE Kémia és Biokémia Tanszék, kézirat. Konda L.N., Füleky Gy., Morovján Gy. (2002): Subcritical water extraction to evaluate desorption behavior of organic pesticides in soil. J. Agric. Food Chem., 50, 2338-2343. Közös Jövőnk (1988). Környezet és Fejlődés Világbizottság jelentése. Mezőgazdasági Kiadó, Budapest, p. 404. Kristen U., Jung K., Pape W., Pfannenbecker U., Rensch A., Schell R. (1999): Performance of the Pollen Tube Growth test in the COLIPA Validation Study on Alternatives to the Rabbit Eye Irritation Test. Toxicol. In Vitro, 13, 335-342. Kronholm, J., Hartonen, K., Riekkola, M.L. (2007): Analytical extractions with water at elevated temperatures and pressures. Trends Anal. Chem., 26, 396-412. Kubová J., Streško V., Bujdoš M., Matúš P., Medved’ J. (2004): Fractionation of various elements in CRMs and in polluted soils. Anal. Bioanal. Chem., 379, 108-114. Kubová J., Matúš P., Hagarová I., Bujdoš M., Medved’ J. (2008): Utilization of optimized BCR three-step sequential and dilute HCl single extraction procedures for soil–plant metal transfer predictions in contaminated lands. Talanta, 75, 1110-1122. 85

KvVM (2003): Folyók tipológiája Magyarországon. Környezetvédelmi és Vízügyi Minisztérium munkaanyaga, kézirat, p. 3. KvVM (2007): Gyakran ismételt kérdések (GYIK) a Víz Keretirányelvvel kapcsolatban. http://www.kvvm.hu/cimg/documents/0917GYIKGayer.pdf Lakatos Gy., Fleit E., Mészáros I. (2003): Ecotoxicological studies and risk assessment on the cyanide contamination in Tisza river. Toxicol. Lett., 140-141, 333-342. László B., Szilágyi F., Szilágyi E., Heltai Gy. (2006): Kisvízfolyások Víz Keretirányelvnek megfelelő monitorozó rendszerének megalapozó vizsgálata fiziko-kémiai és kémiai minőségi elemekre. Magyar Hidrológiai Társaság XXVI. Vándorgyűlése, Pécs, 2006 július 5-6. (CD melléklet, 1szekcio\240104.doc) László B., Szilágyi F., Szilágyi E., Heltai Gy., Licskó I. (2007): Implementation of the EU Water Framework Directive in monitoring of small water bodies in Hungary, I. Establishment of surveillance monitoring system for physical and chemical characteristics for small mountain watercourses. Microchem. J., 85, 65-71. László F. (2000): A Szamost és Tiszát ért cianid szennyezésről készült összefoglaló jelentés. www.etk.hu/cian/docs/kom082000jelent.htm Lőkös L. (1998): Egyetemes agrártörténet. Mezőgazda Kiadó, Budapest, 30-32 p. Luque de Castro M.D., Jiménez-Carmona M.M. (1998): Potential of water for continuous automated sample-leaching. Trends Anal. Chem., 17, 441-447. Manahan S.E. (1999): Environmental Chemistry. CRC Press, Boca Raton, Florida, 121-123 p. Maracine M., Segner H. (1998): Cytotoxicity of metals in isolated fish cells: Importance of the cellular glutathione status. Comp. Biochem. Physiol. A., 120, 83-88. Marvin C., Painter S., Williams D., Richardson V, Rossmann R., Van Hoof P. (2004): Spatial and temporal trends in surface water and sediment contamination in the Laurentian Great Lakes. Environ. Poll., 129, 131–144. Morrison G.M.P. (1989): Trace element speciation and its relationship to bioavailability and toxicity in natural waters. In: Batley G.E. (szerk.): Trace Element Speciation: Analytical Methods and Problems. CRC Press, Boca Raton, Florida, 26-38 p. Mossop K.F., Davidson C.M. (2003): Comparison of original and modified BCR sequential extraction procedures for the fractionation of copper, iron, lead, manganese and zinc in soils and sediments. Anal. Chim. Acta, 478, 111–118. Mostert E. (2003): The European Water Framework Directive and water management research. Phys. Chem. Earth, 28, 523–527. MSZ 12749:1993 Felszíni vizek minősége, minőségi jellemzők és minősítés. MSZ 21470-50:1998 Környezetvédelmi talajvizsgálatok. Az összes és az oldható toxikuselem-, a nehézfém- és a króm(VI)tartalom meghatározása. MSZ 21978-8:1985 Veszélyes hulladékok vizsgálata. Csíranövényteszt. Nieuwenhuis D.J., Aalderink R.H., Buijs H.L., Nieuwenhuis R.A., Verheugt W.J.M. (2006): Implementation of the EU Water Framework Directive in the Balkan and Central Europe. BALWOIS : Water Observation and Information System for Balkan Countries 23-26 May 2006 Ohrid, Republic of Macedonia. http://balwois.com/balwois/administration/full_paper/ffp-633.pdf Nováky B. (2005): Hidrológiai értékelések a RAGACS projekt 2. részjelentéséhez. Kézirat. 86

OECD (2007): OECD Guidelines for testing of chemicals. Full list of test guidelines August 2007. www.oecd.org/dataoecd/9/11/33663321.pdf Osán J., Török Sz., Alföldy B., Alsecz A., Falkenberg G., Baik S.J., van Grieken R. (2007): Comparison of sediment pollution in the rivers of the Hungarian Upper Tisza Region using nondestructive analytical techniques. Spectrochim. Acta B, 62, 123-136. Papp S., Kümmel R. (1998): Környezeti kémia. Tankönyvkiadó, Budapest, p. 319. Parks J., Hamilton A. (1987): Accelerating recovery of the mercury-contaminated Wabigoon/English River system. Hydrobiologia, 149, 159-188. Pickering W.F. (2002): General strategies for speciation. In: Ure A.M., Davidson C.M. (szerk.): Chemical speciation in the environment. Blackwell Science Limited, Oxford-London-MaldenCarlton-Paris, p. 22. Prommer M., Skwarek K. (2001): Sajtóközlemény a Környezettudományi Központnak a tiszai ciánés nehézfémszennyezés gazdasági és szociális hatásait vizsgáló tanulmányáról. www.ktkces.hu/4152.html Quevauviller P. (1998): Operationally defined extraction procedures for soil and sediment analysis II. Certified reference materials. Trends Anal. Chem., 17, 632-642. Quevauviller P. (2001): Harmonisation, standardisation for soil and sediment fractionation studies, and usefulness in assessment and risk management. J. Soils & Sediments, 1 (3), 175-180. Quevauviller P. (2002): Operationally defined extraction procedures for soil and sediment analysis III. New CRMs for trace-element extractable contents. Trends Anal. Chem., 21, 774-785. Quevauviller P., Rauret G., Muntau H., Ure A.M., Rubio R., López-Sánchez J.F., Fiedler H.D., Griepink B. (1994): Evaluation of a sequential extraction procedure for the determination of extractable trace metal contents in sediments. Fresenius J. Anal. Chem., 349, 808-814. Quevauviller P., Rauret G., López-Sánchez J.F., Rubio R., Ure A., Muntau H. (1997): Certification of trace metal extractable contents in a sediment reference material (CRM 601) following a threestep sequential extraction procedure. Sci. Total Environ., 205, 223-234. RAGACS (2005): „Komplex monitorozó rendszer és adatbázis kidolgozása különböző környezetterhelésű kisvízfolyásokon az EU VKI ajánlásainak figyelembevételével” című K+F projekt 2. részjelentése, p. 8-10. Kézirat. RAGACS (2006): „Komplex monitorozó rendszer és adatbázis kidolgozása különböző környezetterhelésű kisvízfolyásokon az EU VKI ajánlásainak figyelembevételével” című K+F projekt zárójelentése. Kézirat. Ragnvaldsson D., Brochu S., Wingfors H. (2007): Pressurized liquid extraction with water as a tool for chemical and toxicological screening of soil samples at army live-fire training ranges. J. Hazard. Mater., 142, 418–424. Rauret G. (1998): Extraction procedures for the determination of heavy metals in contaminated soil and sediment. Talanta, 46, 449–455. Rauret G., López-Sánchez J.F., Sahuquillo A., Rubio R., Davidson C., Ure A., Quevauviller P. (1999): Improvement of the BCR three step sequential extraction procedure prior to the certification of new sediment and soil reference materials. J. Environ. Monit., 1, 57-61. REACH (2006): Az Európai Parlament és a Tanács 1907/2006/EK rendelete (2006. december 18.) a vegyi anyagok regisztrálásáról, értékeléséről, engedélyezéséről és korlátozásáról (REACH), az Európai Vegyianyag-ügynökség létrehozásáról, az 1999/45/EK irányelv módosításáról, valamint a 87

793/93/EGK tanácsi rendelet, az 1488/94/EK bizottsági rendelet, a 76/769/EGK tanácsi irányelv, a 91/155/EGK, a 93/67/EGK, a 93/105/EK és a 2000/21/EK bizottsági irányelv hatályon kívül helyezéséről. Az Európai Unió Hivatalos Lapja Lapja, magyar nyelvű kiadás, 396/1-851. http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2007:136:0003:0280:HU:PDF Remeteiová D., Sminčáková E., Flórián K. (2007): Study of the chemical properties of gravitation dust sediments. Microchim. Acta, 156, 109–113. Ryding S.O., Thornton J.A. (1999): Types of aquatic pollutants, impacts on water quality and determination of critical levels. In: Thornton J.A., Rast W., Holland M.M., Jolankai G., Ryding S.O. (szerk.): Assessment and Control of Nonpoint Source Pollution of Aquatic Ecosystems, UNESCO, Paris, 73-85 p. Sahuquillo A., López-Sánchez J.F., Rubio R., Rauret G., Thomas R.P., Davidson C.M., Ure A.M. (1999): use of a certified reference material for extractable trace metals to assess sources of uncertainty in the BCR three-stage sequential extraction procedure. Anal. Chim. Acta, 382, 317-327. Sahuquillo A., Rigol A., Rauret G. (2003). Overview of the use of leaching/extraction tests for risk assessment of trace metals in contaminated soils and sediments. Trends Anal. Chem., 22, 152-159. Salomons W. (1995): Environmental impact of metals derived from mining activities: Processes, predictions, prevention. J. Geochem. Explor., 52, 5-23. Salomons W., De Rooij N.M., Kerdijk H., Bril J. (1987): Sediment as a source of contaminants? Hydrobiologia, 149, 13-30. Salomons W., Van Driel W., Kerdijk H., Boxma R. (1982): Help! Holland is plated by the Rhine (environmental problems associated with contaminated sediments). Effects of Waste Disposal on Groundwater ami Surface Water (Proceedings of the Exeter Symposium, July 1982). IAHS Publ. no. 139. Schirmer K., Chan A.G.J., Greenberg B.M., Dixon D.G., Bols N.C. (1997): Methodology for demonstrating and measuring the photocytotoxicity of fluoranthene to fish cells in culture. Toxicol. In Vitro, 11, 107-119. Schirmer K., Dixon D.G., Greenberg B.M., Bols N.C. (1998a): Ability of 16 priority PAHs to be directly cytotoxic to a cell line from the rainbow trout gill, Toxicology, 127, 129-141. Schirmer K., Chan A.G.J., Greenberg B.M., Dixon D.G., Bols N.C. (1998b): Ability of 16 priority PAHs to be photocytotoxic to a cell line from the rainbow trout gill, Toxicology, 127, 143-155. Schlenk D., Rice C.D. (1998): Effect of zinc and cadmium treatment on hydrogen peroxide-induced mortality and expression of glutathione and metallothionein in a teleost hepatoma cell line. Aquat. Toxicol., 43, 121-129. Schweizer A., Hafner C., Jung K., Hurle K., Schüürmann G. (2000): 15N-Tracerstudien zur Untersuchung von atmospherischen Herbizid-Konzentrationen auf de pflanzlichen NMetabolismus. Z. Pflkrankh. Pflschutz, Sonderh. XVII, 799-806. Segner H. (1998): Fish cell lines as a tool in aquatic toxicology. In: Braunbeck T., Hinton D.E., Streit B. (szerk.): Fish Ecotoxicology, Birkhäuser Verlag, Basel, Switzerland, 1-38 p. Shiowatana J., Tantidanai N., Noobkaew S., Nacapricha D. (2001a): A flow system for the determination of metal speciation in soil by sequential extraction. Environ. Int., 26, 381-387. Shiowatana J., Tantidanai N., Noobkaew S., Nacapricha D. (2001b): A novel continuous-flow sequential extraction procedure for metal speciation in solids. J. Environ. Qual., 30, 1195-1205. Singh B.R., Steinnes E. (1994): Soil and water contamination by heavy metals. In: Lal R., Stewart B.A. (szerk.): Soil Processes and Water Quality, CRC Press, Boca Raton, Florida, 233-250 p. 88

Soldán P., Pavonič M., Bouček J., Kokeš J. (2001): Baia Mare accident – Brief ecotoxicological report of Czech experts. Ecotox. Environ. Safe., 49, 255-261. Sutherland R.A., Tack F.M.G. (2003): Fractionation of Cu, Pb and Zn in certified reference soils SRM 2710 and SRM 2711 using the optimized BCR sequential extraction procedure. Adv. Environ. Res., 8, 37-50. Sutter K., Jung K., Krauss G.J. (2001): Effects of heavy metals on the nitrogen metabolism of the aquatic moss Fontinalis antipyretica l. ex Hedw. ESPR – Environ. Sci. & Pollut. Res., 9, 417-421. Szabó I.M. (1989): A bioszféra mikrobiológiája. Budapest, Akadémiai Kiadó. 1580-1583 p., 17121714 p. Szabó A., Kiss G., Tóthmérész B., Zsuga K., Kaposvári K.(2005): Determination of optimal sampling frequency for water quality attributes at River Tisza, Szolnok (Hungary). Verh. Internat. Verein. Limnol., 29, 956-960. Szepesváry P. (2002): A matematikai statisztika elemei. Budapest, ELTE TTK Fizikai Kémiai Tanszék, http://www.chemonet.hu/hun/eloado/stat/ Szilágyi F., Szilágyi E., László B., Licskó I. (2005): Implementation of Water Framework Directive: Surveillance monitoring of acidified waters. In: Proc. of the 21th Meeting of the ICP Waters Program Task Force in Tallinn, Estonia, 17-19 October 2005, p. 59-65. Tack F.M.G., Verloo M.G. (1995): Chemical speciation and fractionation in soil and sediment heavy metal analysis: a review. Int. J. Environ. Anal. Chem., 59, 225-238. Tack F.M., Callewaert O.W.J.J., Verloo M.G. (1996): Metal solubility as a function of pH in a contaminated, dredged sediment affected by oxidation. Environ. Pollut., 91, 199-208. Templeton D.M., Ariese F., Cornelis R., Danielsson L.G., Muntau H., Van Leeuwen H.P., Lobinski R. (2000): Guidelines for terms related to chemical speciation and fractionation of elements. Definitions, structural aspects, and methodological approaches. Pure Appl. Chem., 72, 1453– 1470. Tent L. (1987): Contaminated sediments in the Elbe estuary: Ecological and economic problems for the Port of Hamburg. Hydrobiologia, 149, 189-199. TERRA Alapítvány a Környezetvédelemért és az Oktatásért (2001): Cián- és nehézfémszennyezések a Tiszán. www.terra.hu/cian/index.html Tessier A., Campbell P.G.C., Bisson M. (1979): Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals. Analytical Chemistry, 51, 844-851. Tolner L. (2005): Kísérlettervezés és adatértékelés. PhD kurzus segédanyaga, SZIE MKK Talajtani és Agrokémiai Tanszék, http://www.mkk.szie.hu/dep/talt/tl/PhD/phd1.xls, phd2.xls Truhaut R. (1977): Eco-Toxicology - Objectives, principles and perspectives", Ecotox. Environ. Safe., 1, 151–173. Tümpling W.v. (2000): A Tiszán és a Szamoson vett üledékminták elemtartalma. TéT D-9/00 projekt munkaanyaga, kézirat. Turcsányi G. (1990): Ipari és bányászati eredetű meddőhányók növényeinek elemakkumulációja. Kandidátusi értekezés. Gödöllő. Van Cappellen P., Wang Y. (1995): Metal cycling in surface sediments: modeling the interplay of transport and reaction. In: Allen H.E. (szerk.): Metal Contaminated Aquatic Sediments. Ann Arbor Press, Ann Arbor, Michigan, 21 p.

89

Van der Sloot H.A., Comans R.N.J., Meeussen J.C.L., Dijkstra J.J. (2003): Leaching methods for soil, sludge and treated biowaste. HORIZONTAL – 23, ECN Environmental Risk Assessment, Draft version 2, September 2003. ftp://ftp.ecn.nl/pub/www/society/horizontal/ hor_desk_23_leaching2.pdf VDI-Richtlinie VDI 2119, Blatt 2 (Ausg. Juni 1972): Messung partikelförmiger Niederschläge; Bestimmung des partikelförmigen Niederschlages mit dem Bergerhoff-Gerät (Standardverfahren). VKI (2000): Az Európai Parlament és a Tanács 2000/60/EK irányelve (2000. október 23.) a vízpolitika terén a közösségi fellépés kereteinek meghatározásáról. Az Európai Unió Hivatalos Lapja, magyar nyelvű kiadás, 15/5, 275-346. http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/site/hu/dd/15/05/ 32000L0060HU.pdf Vízügyi és Környezetvédelmi Központi Igazgatóság (VKKI) (2004): 2004. évi Nemzeti Jelentés. http://www.euvki.hu/content/2004jelentes.html Vízügyi és Környezetvédelmi Központi Igazgatóság (VKKI) (2005): 2005. évi Nemzeti Jelentés. http://www.euvki.hu/content/2005jelentes.html Vízügyi és Környezetvédelmi Központi Igazgatóság (VKKI) (2007): 2007. évi Nemzeti Jelentés. http://www.euvki.hu/content/2007jelentes.html Wang W., Freemark K. (1995): The use of plants for environmental monitoring and assessment. Ecotoxicology and Environmental Safety, 30, 289-301. Walker C.H., Hopkin S.P., Sibly R.M., Peakall D.B. (2001): Principles of Ecotoxicology. Taylor and Francis, London. 93-112 p. Winner R.W., Boesel M.W., Farrell M.P. (1980): Insect community structure as an index of heavymetal pollution in lotic ecosystems. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 37, 647-655. Yu K.C., Tsai L.J., Chen S.H., Ho S.T. (2001): Chemical binding of heavy metals in anoxic river sediments. Wat. Res., 35, 4086-4094. Zabetoglou K., Voutsa D., Samara C. (2002): Toxicity and heavy metal contamination of surficial sediments from the Bay of Thessaloniki (Northwestern Aegean Sea) Greece. Chemosphere, 49, 17–26. Záray Gy. (1991): Érc meddőhányók hatásterületének környezetvédelmi vizsgálata. Toka-patak völgye – tanulmány. ELTE TTK Szervetlen és Analitikai Kémiai Tanszék. Žemberyová M., Barteková J., Hagarová I. (2006): The utilization of modified BCR three-step sequential extraction procedure for the fractionation of Cd, Cr, Cu, Ni, Pb and Zn in soil reference materials of different origins. Talanta, 70, 973-978.

90

M2. TOVÁBBI MELLÉKLETEK 21. táblázat: A folyók elfogadott magyar tipológiája (KvVM 2003).

„Felszíni víz-tájak” Típus száma 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15

al-ökorégió1 Hegyvidék Dombvidék

mederanyag3

hidrogeokémiai jelleg2 Szilikátos meszes

durva durva

meszes

durva

közepesfinom

Síkvidék

meszes

durva

közepesfinom

16 17 18 19 20 21 22 23 24 25

szerves

Duna, Gönyű felett6 Duna, Gönyű és Baja között6 Duna, Baja alatt6

-

A vízgyűjtő mérete4

Hazai elnevezés5

kicsi kicsi közepes kicsi közepes nagy nagyon nagy kicsi közepes nagy kicsi közepes nagy nagyon nagy kicsi kicsi és kis esésű közepes és kis esésű közepes nagy nagyon nagy kicsi közepes

patak patak kis folyó patak kis folyó közepes folyó nagy folyó csermely kis folyó közepes folyó kis folyó közepes folyó nagy folyó csermely ér

kis folyó közepes folyó nagy folyó

1

Hegyvidéki területek: 350 m-nél nagyobb tengerszintfeletti magasság, 5 %o-nál nagyobb terepesés és a tájegység együttes figyelembevételével lehatárolt területek; Síkvidéki területek: tájegység szerint; Dombvidéki területek: a hegyvidéki és síkvidéki területek lehatárolása után az ország területéből fennmaradó rész. 2 Szilikátos vizek: ahol vulkáni vagy metamorf kőzet található a felszín közelében; Meszes vizek: ahol karbonátos kőzetek találhatók a felszín közelében, illetve ahol az üledék mésztartalmú (azokon a területeken is, ahol a fedőréteget szilikátos kőzetek alkotják); Szerves vizek: tőzeges területek. 3 Durva: szikla, kőtörmelék, kavics, homokos kavics; Közepes: durva és finom homok; Finom: kőzetliszt, agyag. 4 A besorolás a vízgyűjtő mérete szerint történik, de annak határait átfedéssel kezelve: kicsi: 10- kb. 200 km2, közepes: 100 – kb. 2000 km2, nagy: 1000 – kb. 12000 km2, nagyon nagy:> 10000 km2. 5 A típusnak leginkább megfelelő szokásos hazai elnevezés.

91

22. táblázat. Mintavételi pontok a Rákos-patakon. Félkövér szedés jelzi a havi rendszeres monitorozásba bevont pontokat (RAGACS 2005)

Víztest

4.

3.

2.

1.

Pontkód RP1 RP2 RP3 RP4 RP5 RP6 RP7 RP8 RP9 RP10 RP11 RP12 RP13 RP14 RP15 RP16 RP17 RP18 RP19 RP20 RP21 RP22 RP23 RP24 RP25 RP26 RP27 RP28 RP29 RP30 RP31

Koordináta N47 32.501 E19 03.613 N47 32.547 E19 04.363 N47 32.383 E19 04.942 N47 32.164 E19 05.459 N47 31.956 E19 05.969 N47 31.684 E19 06.551 N47 31.522 E19 06.920 N47 31.332 E19 07.824 N47 30.942 E19 08.666 N47 30.493 E19 09.154 N47 30.029 E19 09.733 N47 29.530 E19 10.599 N47 29.423 E19 11.616 N47 29.384 E19 13.222 N47 29.125 E19 14.611 N47 29.038 E19 15.490 N47 29.071 E19 16.178 N47 29.541 E19 20.556 N47 31.601 E19 23.260 N47 32.804 E19 22.934 N47 33.146 E19 22.842 N47 33.350 E19 22.696 N47 33.585 E19 22.502 N47 33.743 E19 22.469 N47 33.724 E19 22.401 N47 33.998 E19 22.084 N47 34.242 E19 21.852 N47 34.400 E19 21.763 N47 35.355 E19 21.296 N47 35.913 E19 21.109 N47 37.852 E19 19.860

Leírás Rákos-patak XIII. Duna torkolat Madarász Viktor utca Tahi utca Szent László út Komáromi út Czobor út Rákos-patak XIV.(REANAL)(Telepes u.) Egressy út Fogarasi út Ond Vezér útja Rákos-patak X. (Hortobágyi u.) Felsőrákos Túzok utca Határhalom utca Cinkotai út XVII. Ferihegyi út Rákos-patak XVII. (Szabadság u.) Rákos-patak Pécel "vízmérce" Rákos-patak Isaszeg (Péceli u. híd) Gödöllő IX. sz. tó Gödöllő VIII. sz. tó Gödöllő VII. sz. tó Gödöllő VI. sz. tó Gödöllő V. sz. tó Gödöllő IV. sz. tó Gödöllő III. sz. tó Gödöllő II. sz. tó Gödöllő I. sz. tó Rákos-patak tavak előtt (Fürdő u.) Rákos-patak Gödöllő autóbusz pu. Rákos-patak forrás

23. táblázat. A Rákos-patak expedíciós vízhozamméréseinek javított értékei hosszelvény mentén m3 s-1 egységben 2004. május 18-tól 2005. április 19-ig (Nováky 2005) Mérés ideje és helye RP31 RP30 RP29 RP19 RP18 RP17 RP11 RP7 RP1

92

V.18. VI.22. VII.19. VIII.23 IX.14. 0,013 0,030 0,177 0,207 0,240 0,270 0,292 0,408

0,012 0,025 0,156 0,288 0,294 0,408 0,307 -

0,013 0,027 0,139 0,156 0,249 0,212 0,263 0,174

0,013 0,034 0,216 0,266 0,248 0,299 0,334 0,395

X.26. XI.23. XII.7.

I.25.

II.22.

III.21.

IV.19.

nem mérhető a vízhozam 0,005 0,013 0,016 0,005 0,025 0,019 0,034 0,010 0,185 0,172 0,168 0,153 0,221 0,212 0,134 0,155 0,184 0,231 0,255 0,183 0,257 0,218 0,255 0,233 0,166 0,357 0,582 0,167 0,443 0,371 -

0,012 0,020 0,172 0,144 0,190 0,275 0,405 0,485

0,015 0,025 0,135 0,187 0,261 0,779 0,858

0,025 0,037 0,128 0,148 0,205 -

0,012 0,070 0,446 0,174 0,492 0,961 -

24. táblázat: A Rákos-patak monitorozása során mért fiziko-kémiai komponensek és vizsgálati módszereik

Komponens Hőmérséklet pH Fajlagos elektromos vezető képesség Oldott oxigén KOI ps Lúgosság Összes Keménység Kalcium Magnézium Nátriumion Káliumion Szulfátion Ammónium-ion Nitrát-ion Nitrit-ion Szerves nitrogén Összes nitrogén (TN) Foszfát-ion Összes foszfor (TP) Az oldott, a lebegőanyaghoz kötött és az összes fémtartalom meghatározása Oldott fémtartalom

Lebegőanyaghoz kötött fémtartalom

Összes fémtartalom

Vizsgálati módszer MSZ 448-2:1967 MSZ 448-22:1985 MSZ 448-32:1977 MSZ 448-24:1984 MSZ 448-20:1991 MSZ 448-11:1986 MSZ 448-21:1986 MSZ 448-3:1985 MSZ 448-3:1985 MSZ 448-10:1977 MSZ 448-10:1977 MSZ 448-13:1983 MSZ ISO 7150-1:1993 MSZ 448-12:1982 MSZ 448-12:1982 MSZ 448-27:1985 MSZ 448-27:1985 MSZ 448-18:1977 MSZ 448-18:1977 MSZ 1484-3:1998

Alapelv Potenciometria Konduktometria Titrimetria Titrimetria Titrimetria Titrimetria Titrimetria Titrimetria Lángemissziós fotometria Lángemissziós fotometria Zavarosságmérés Abszorpciós fotometria Abszorpciós fotometria Abszorpciós fotometria Kjeldahl-titrimetria Kjeldahl-titrimetria Abszorpciós fotometria Abszorpciós fotometria ICP-AES, GF-AAS

A 0,45 µm pórusméretű membrán szűrőlapon, a mintavétel helyszínén szűrt, savas tartósítás után meghatározható fémtartalom A mintából 0,45 µm pórusméretű membrán szűrőlapon kiszűrhető frakció fémtartalma (számított érték) Az eredeti, homogenizált, de másképpen nem kezelt vízminta roncsolása után meghatározott fémtartalom

93

40. ábra. Képek a Gödöllő és Isaszeg közötti tórendszerről

41. ábra. Képek a Rákos-patak kiépített medréről (torkolat, budapesti szakasz, Budapest határa, Gödöllő belterület)

94

25. táblázat. Tízszeres töménységű nitrogénmentes Hoagland oldat összetétele

Komponens FeSO4.7 H2O CaCl2 MgSO4.7 H2O Na2-EDTA Arnon-féle nyomelem oldat* KH2PO4**

Tömegkoncentráció g dm-3 0,05 3,05 2,46 0,06

Koncentráció mmol dm-3 0,18 27,5 10 0,161

*A törzsoldat 1 dm3-re való feltöltése előtt 20 cm3 Arnon-féle nyomelem oldatot adunk a lombikba. **A káliumdihidrogénfoszfátból külön törzsoldatot (111,62 g dm-3) készítünk, amit csak a nyomelemekkel kiegészített nitrogénmentes Hoagland törzsoldat hígításakor adunk az oldathoz. A tápoldatot a felhasználás napján készítjük el: 100 cm3 Hoagland törzsoldatot 1 dm3-re hígítunk, közben 5 cm3 KH2PO4 törzsoldatot adunk hozzá. A pH-t 1 mol dm-3 NaOH hozzáadásával (kb. 0,6 cm3) 6,00 körüli értékre állítjuk be.

26. táblázat. Arnon-féle nyomelem oldat összetétele

Komponens H3BO3 MnCl2 CuSO4.5 H2O Na2MoO4.2 H2O ZnSO4.7 H2O

Tömegkoncentráció g dm-3 1,43 1,42 0,04 0,059 0,11

42. ábra. Képek a vízkultúrás zsázsatesztről

95

27. táblázat. Talaj, üledék és ülepedő por minták módosított SFE extrakcióval meghatározott elemfrakciói (mg kg-1)

Elem Al As B Ba Ca Cd Co Cu Fe Mg Mn Ni Pb P S Ti Zn

SFE 1 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d.

Talaj SFE 2 53,7 0,281 n.d. 0,261 2679 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. 2,00 n.d. n.d. 124 0,003 0,941 n.d.

SFE 3 n.d. 0,926 n.d. 14,7 21666 n.d. 0,450 n.d. n.d. 3840 240 n.d. 2,06 80,6 13,4 0,887 n.d.

SFE 1 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. 1,13 n.d. 13,5 n.d. n.d.

Üledék SFE 2 49,7 1,23 n.d. 2,82 3226 n.d. 0,062 n.d. n.d. 247 9,50 n.d. n.d. 736 2,20 0,795 0,202

SFE 3 n.d. 1,99 n.d. 49,5 30954 2,76 2,23 n.d. 1483 3235 108 1,76 0,547 176 27,7 0,241 475

SFE 1 n.d. n.d. 2,95 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. 1,33 n.d. n.d. n.d. 3,16 32,9 n.d. n.d.

Ülepedő por SFE 2 n.d. 3,77 n.d. 9,54 1916 0,291 0,379 401 11,1 45,6 19,8 n.d. 2,97 1374 n.d. 0,623 264

SFE 3 n.d. 4,26 n.d. 62,6 8425 2,08 0,824 2131 794 1455 28,9 n.d. 27,6 420 n.d. 0,456 1231

SFE 1: szuperkritikus szén-dioxiddal nyert kivonat, SFE 2: szubkritikus vízzel nyert kivonat, SFE 3: vízszén-dioxid eleggyel nyert kivonat, n.d. : kimutatási határ alatti értékek 28. táblázat. A módosított SFE extrakció vakértékei (10 g kvarchomokkal töltött oszlop „kivonatainak” koncentrációi ng cm-3 mértékegységben megadva) Elem B Sr Cd Ba Pb Bi Mg S Ca Cr Mn Fe Co Ni Cu Zn Sb Al Ti As Mo

Vak 1 262 26,3 5,95 86,4 72,5 < 0,1 634 311 4405 57,1 7,511 742 0,532 247 451 302 0,436 3071 14,7 5,82 47,9

SD 4,85 1,51 0,26 1,13 1,90

RSD% 1,85 5,75 4,44 1,31 2,61

10,8 9,14 127 1,06 0,105 20,42 0,026 6,18 9,94 2,85 0,014 36,9 0,573 0,229 0,550

1,70 2,94 2,88 1,85 1,40 2,75 4,89 2,50 2,21 0,94 3,16 1,20 3,89 3,93 1,15

Vak 2 31,0 41,1 1,29 7,26 4,67 < 0,1 1154 761 1497 11,0 9,31 60,2 0,310 47,7 56,1 56,5 0,1291 132 0,956 1,12 11,8

SD 0,242 0,877 0,023 0,047 0,170

RSD% 0,78 2,14 1,78 0,65 3,64

16,6 7,76 28,4 0,336 0,291 1,93 0,014 0,096 1,13 1,89 0,005 8,96 0,042 0,123 0,395

1,44 1,02 1,90 3,06 3,12 3,21 4,63 0,20 2,02 3,34 3,77 6,79 4,39 10,91 3,36

Vak 3 15,8 57,9 1,20 27,9 7,82 < 0,1 1124 135 2695 12,0 24,8 335 0,668 50,0 43,4 119 0,058 311 2,66 0,548 9,61

SD 1,25 1,97 0,049 0,783 0,267

RSD% 7,89 3,41 4,07 2,80 3,41

26,9 4,52 63,4 0,327 0,532 3,45 0,027 1,28 0,549 3,05 0,007 8,95 0,137 0,065 0,103

2,40 3,35 2,35 2,72 2,15 1,03 4,00 2,56 1,27 2,57 11,30 2,88 5,15 11,89 1,07

Vak 1: kb. 0,5 mol dm-3 HNO3-ban elnyeletett szuperkritikus szén-dioxidos kivonat, térfogat: kb. 5 cm3 Vak 2: szubkritikus vizes kivonat, kb. 0,083 M HNO3-ra nézve, térfogat: kb. 72 cm3 Vak 3: szubkritikus víz + szén-dioxidos kivonat, kb. 0,083 M HNO3-ra nézve, térfogat: kb. 108 cm3 SD: standard deviáció, RSD%: standard deviáció az átlag százalékában

96

29. táblázat. A BCR 701 összehasonlító minta, a nagyhörcsöki talajminta, a VII. tóból vett üledékminta és a kassai ülepedő por minta BCR szekvens extrakcióval végzett frakcionálásának eredményei, kiegészítve a maradék frakció és az eredeti mintákon elvégzett HNO3/H2O2 roncsolás eredményeivel (Horváth et al. 2010). A koncentrációk mg kg-1 egységben vannak megadva. BCR lépés 1.

Elem

-3

0,11 mol dm CH3COOH 2.

0,1 mol dm-3 NH2OH.HCl pH = 2 3. 8,8 mol dm-3 H2O2 1 mol dm-3 NH4OAc pH = 2 4. Szilárd maradék roncsolása HNO3/H2O2 eleggyel Összeg

Eredeti minta roncsolása HNO3/H2O2 eleggyel

Zn Cd Pb Ni Cr Cu Zn Cd Pb Ni Cr Cu Zn Cd Pb Ni Cr Cu Zn Cd Pb Ni Cr Cu Zn Cd Pb Ni Cr Cu Zn Cd Pb Ni Cr Cu

BCR 701 Bizonylatolt Mért 205 ± 6 186,80 ± 7,34 ± 0,35 6,81 ± 3,18 ± 0,21 3,73 ± 15,4 ± 0,9 8,92 ± 2,26 ± 0,16 n.d. 32,03 ± 49,3 ± 1,7 114 ± 5 90,96 ± 3,77 ± 0,28 3,36 ± 126 ± 3 76,80 ± 26,6 ± 1,3 14,43 ± 45,7 ± 2 15,52 ± 124 ± 3 54,75 ± 45,7 ± 4 25,00 ± 0,27 ± 0,06 0,80 ± 9,3 ± 2 37,73 ± 15,3 ± 0,9 4,38 ± 143 ± 7 44,38 ± 55,2 ± 4 28,87 ± 28,87 95 ± 13 52,91 ± 0,13 ± 0,08 0,91 ± 11,0 ± 5,2 10,48 ± 41,4 ± 4 15,75 ± 62,5 ± 7,4 29,67 ± 38,5 ± 11,2 15,37 ± 459,7 ± 7 355,67 ± 11,51 ± 0,19 11,88 ± 149,48 ± 2,60 128,75 ± 98,7 ± 1,78 43,48 ± 253,46 ± 4,14 89,57 ± 267 ± 4,98 131,01 ± 454 ± 19 339,88 ± 11,7 ± 1 9,35 ± 143 ± 6 112,63 ± 103 ± 4 58,24 ± 272 ± 20 160,82 ± 275 ± 13 143,06 ±

1,07 0,04 0,01 0,12 0,25 0,17 0,01 0,06 0,01 0,01 0,04 0,12 0,001 0,11 0,03 0,15 0,10 0,12 0,002 0,08 0,03 0,11 0,05 0,37 0,01 0,06 0,05 0,07 0,11 0,37 0,01 0,06 0,05 0,07 0,11

Talaj (Nagyhörcsök) 5,83 ± 0,01 1,27 ± 0,04 0,04 0,29 ± 0,02 n.d. n.d. 1,16 ± 0,01 3,75 ± 0,01 0,35 ± 0,002 3,03 ± 0,03 0,75 ± 0,01 n.d. 1,07 ± 0,01 2,70 ± 0,01 n.d. 18,60 ± 0,09 1,53 ± 0,01 4,17 ± 0,01 2,93 ± 0,01 39,17 ± 0,05 0,60 ± 0,004 5,44 ± 0,06 11,04 ± 0,01 27,72 ± 0,04 10,01 ± 0,03 51,45 ± 0,02 2,21 ± 0,01 27,36 ± 0,05 13,32 ± 0,02 31,89 ± 0,02 15,17 ± 0,01 39,41 ± 0,02 0,37 ± 0,01 14,81 ± 0,05 14,01 ± 0,02 22,61 ± 0,02 10,38 ± 0,01

Tavi üledék (Gödöllő) 348,67 ± 0,67 3,55 ± 0,01 16,76 ± 0,04 3,67 ± 0,01 1,68 ± 0,01 7,39 ± 0,01 172,96 ± 0,38 1,60 ± 0,01 97,20 ± 0,12 3,63 ± 0,02 19,73 ± 0,11 9,05 ± 0,08 71,95 ± 0,14 0,67 ± 0,01 143,27 ± 0,31 0,78 ± 0,01 71,03 ± 0,26 22,03 ± 0,03 37,29 ± 0,12 0,69 ± 0,01 22,95 ± 0,07 24,75 ± 0,13 78,52 ± 0,41 6,15 ± 0,01 630,87 ± 0,33 6,51 ± 0,01 280,17 ± 0,14 32,82 ± 0,04 170,97 ± 0,20 44,62 ± 0,03 552,25 ± 0,33 4,93 ± 0,01 223,04 ± 0,14 42,36 ± 0,04 236,94 ± 0,20 53,37 ± 0,03

Ülepedő por (Kassa) 1033,33 ± 1,64 2,96 ± 0,003 63,47 ± 0,10 0,09 ± 0,003 n.d. 1320,64 ± 1,25 336,03 ± 0,51 1,19 ± 0,002 0,002 210,00 ± 0,65 n.d. 1,07 ± 0,01 740,61 ± 2,95 330,62 ± 2,65 1,07 ± 0,001 229,43 ± 1,14 1,67 ± 0,03 16,05 ± 0,13 1205,78 ± 1,93 280,64 ± 1,63 1,64 ± 0,01 46,23 ± 0,31 24,87 ± 0,13 38,27 ± 0,24 278,09 ± 3,92 1980,62 ± 1,61 6,85 ± 0,004 6,85 549,13 ± 0,55 26,63 ± 0,04 55,38 ± 0,09 3545,13 ± 2,51 1645,25 ± 1,61 4,72 ± 0,004 443,87 ± 0,55 30,18 ± 0,04 40,17 ± 0,09 3102,55 ± 2,51

30. táblázat. A szuperkritikus extraktorban végzett optimált extrakció második és harmadik lépésében (szubkritikus víz ill. víz/CO2 oldószerekkel) oldható [SFE (2+3)] és a BCR extrakció első lépésében (0,11 mol dm-3 ecetsavval) oldható frakció [BCR (1)] Cd, Cr, Cu, Ni, Pb és Zn tartalmának összehasonlítása a nagyhörcsöki talajminta, a VII. tóból vett üledékminta és a kassai ülepedő por minta esetében (Horváth et al. 2010). Minta Talaj Üledék Ülepedő por

Frakció SFE (2+3) BCR (1) SFE (2+3) BCR (1) SFE (2+3) BCR (1)

Cd n.d. 1,27 ± 0,04 2,76 3,55 ± 0,01 2,37 2,960 ± 0,003

Cr n.d. n.d. n.d. 1,68 ± 0,01 n.d. n.d.

Cu n.d. 1,16 ± 0,01 n.d. 7,39 ± 0,07 2532 1321 ± 1

Ni n.d. n.d. 1,76 3,67 ± 0,01 n.d. 0,093 ± 0,003

Pb 2,06 0,29 ± 0,02 0,54 16,76 ± 0,04 30,6 63,5 ± 0,1

Zn n.d. 5,83 ± 0,01 475 349 ± 1 1495 1033 ± 2

97

31. táblázat. Néhány komponens becsült anyagárama a Rákos-patak három mérési pontján és két szennyvíztisztító befolyójában a 2004. májustól októberig terjedő időszakban

98

Mintavételi hely ill. pontszerű forrás

KOI kg/hó

RP19 Isaszegi szennyvíz RP18 Péceli szennyvíz RP17

3487 4488 3734 6235 4031

RP19 Isaszegi szennyvíz RP18 Péceli szennyvíz RP17

4205 1228 6330 911 5913

RP19 Isaszegi szennyvíz RP18 Péceli szennyvíz RP17

2652 2199 2653 1720 3769

RP19 Isaszegi szennyvíz RP18 Péceli szennyvíz RP17

6606 695 5378 2308 5014

RP19 Isaszegi szennyvíz RP18 Péceli szennyvíz RP17

2954 2011 3300 1627 2633

RP19 Isaszegi szennyvíz RP18 Péceli szennyvíz RP17

4209 997 3473 n.a. 2826

Ammónium-N Nitrit-N kg/hó kg/hó 2004. május 1376 73,4 1303 32,8 1556 140 1012 37,1 529 411 június 5742 194 937 127 5599 463 4,55 33,5 4191 907 július 3963 101 84,1 29,8 1941 158 4,73 n.a. 45,2 278 augusztus 1366 84,0 26,1 33,5 469 145 21,7 12,1 122 167 szeptember 62,3 67,1 205 62,2 160 85,9 4,55 0,83 23,8 47,7 október 802 263 29,2 29,7 159 137 8,23 1,73 47,9 114

Nitrát-N kg/hó

Összes foszfor kg/hó

963 73,9 2361 84 4044

1330 34,6 1288 249 6843

526 50,4 1941 534 5334

3316 5,06 4031 58,0 3201

432 735 1173 251 5099

1153 287 1375 34,4 1678

554 1655 2413 1957 4178

1120 112 896 333 1093

3692 637 2979 1101 3386

393 15,4 504 257 606

4235 795 3132 922 4730

736 26,5 577 30,3 611

32. táblázat. Néhány komponens becsült anyagárama a Rákos-patak három mérési pontján és két szennyvíztisztító befolyójában a 2004. novembertől 2005. áprilisig terjedő időszakban

Mintavételi hely ill. pontszerű forrás

KOI kg/hó

RP19 Isaszegi szennyvíz RP18 Péceli szennyvíz RP17

3728 2198 2473 1155 4389

RP19 Isaszegi szennyvíz RP18 Péceli szennyvíz RP17

2792 3165 2507 2319 2922

RP19 Isaszegi szennyvíz RP18 Péceli szennyvíz RP17

3246 1480 2269 2308 3152

RP19 Isaszegi szennyvíz RP18 Péceli szennyvíz RP17

2631 3639 5962 2879 7239

RP19 Isaszegi szennyvíz RP18 Péceli szennyvíz RP17

2628 4778 2639 5460 6270

RP19 Isaszegi szennyvíz RP18 Péceli szennyvíz RP17

9988 2712 4041 1956 11120

Ammónium-N Nitrit-N kg/hó kg/hó 2004. november 270 74,0 688 125 267 31,3 2,09 1,67 502 79,3 december 793 63,5 184 44,9 579 32,1 4,27 0,85 783 47,4 2005. január 753 53,5 142 11,8 970 26,1 5,20 2,17 1921 54,2 február 1365 52,5 938 26,8 2036 53,3 27,2 5,82 2977 135 március 829 69,7 1811 n.a. 1228 57,5 437 26,5 1700 138 április 1757 208 650 14,4 365 126 2,50 12,9 587 332

Nitrát-N kg/hó

Összes foszfor kg/hó

6488 106 3508 942 7271

379 15,9 306 20,9 449

4561 1069 3616 726 4933

416 16,2 333 47,0 508

7222 72,5 4740 1251 6254

624 20 597 35 936

6264 25,7 5720 67,9 7374

700 109 1018 57,0 1353

5707 41,9 4143 59,6 6270

345 29,3 395 110 622

5780 35,9 1984 338 8162

832 9,12 230 8,34 497

99

100

KÖSZÖNETNYILVÁNÍTÁS Szeretnék köszönetet mondani témavezetőmnek, Dr. Heltai György egyetemi tanárnak, hogy munkámat figyelemmel követte, útmutatásaival és tanácsaival folyamatosan segítette. Köszönöm Dr. Percsich Kálmánnak, a SZIE MKK egykori Központi Laboratóriuma vezetőjének és dr. Barabás Bélának, a Laboratórium munkatársának, hogy lehetővé tették és segítették a Laboratórium területén végzett munkámat. Köszönöm társ-témavezetőmnek, Prof. Dr. habil. Klaus Jung professzornak, hogy támogatásával többször is a lipcsei UFZ intézetben dolgozhattam, köszönet illeti az általa vezetett csoport akkori munkatársait, Dr. Christoph Hafner kutatót, Evelyn Schmidt doktoranduszt, Helga Schröter és Elke Kirschner laboránsokat. Köszönettel tartozom Dr. Kristin Schirmernek, aki csoportjában biztosította számomra az Európai Unió Marie Curie Training Site ösztöndíjának keretében végzett munka összes feltételét, továbbá köszönöm akkori munkatársaimnak, Stephanie Bopp doktorandusznak, Ingrid Ränker és Iris Christmann laboránsoknak, hogy a sejttenyészetek fenntartásának és a rajtuk végzett kísérleteknek a fortélyaiba beavattak. Köszönetet szeretnék mondani Dr. Győri Zoltán professzornak és Dr. Széles Évának az ICP-MS és ICP-OES mérések elvégzéséért. Köszönöm a Kémia és Biokémia Tanszék valamennyi munkatársának, így többek között Kruppiné Dr. Fekete Ilona egyetemi adjunktusnak, Horváth Márk doktorandusznak, valamint Ács Lajosné, Dudás Jánosné és Kiss Lászlóné laboránsoknak, hogy önzetlen segítségükre és emberségükre mindig számíthattam oktatóként és doktoranduszként egyaránt. Köszönöm Dr. Sajgó Mihály professzornak, Dr. habil. Fülöp László egyetemi docensnek és a Mezőgazdaság- és Környezettudományi Kar Tanulmányi Titkárságának a dolgozat elkészítésében nyújtott technikai segítséget. Végül, de nem utolsósorban szeretnék köszönetet mondani családomnak, barátaimnak és hallgatóimnak, hogy a dolgozat elkészítése alatt is türelemmel, megértéssel voltak irántam.

101

102

FÜGGELÉK I. táblázat. Talajok, hulladékok és vízi üledékek extrakciójával kapcsolatos CEN szabványok ........i II. táblázat: Talajok extrakciójával kapcsolatos ISO szabványok…...................................................ii III. táblázat: Talajok és vizek biológiai vizsgálatával kapcsolatos ISO szabványok.....................iii-iv IV. táblázat. Vegyi amyagok ökotoxikológiai vizsgálatára vonatkozó OECD ajánlások...................v Az értekezés témaköréhez tartozó publikációk.............................................................................vi-vii

103

I. táblázat. Talajok, hulladékok és vízi üledékek extrakciójával kapcsolatos CEN szabványok

CEN/TC 345 CEN ISO/TS 21268-1:2009 CEN ISO/TS 21268-2:2009 CEN ISO/TS 21268-3:2009 CEN ISO/TS 21268-4:2009 CEN/TC 292 CEN/TS 14405:2004 CEN/TS 14429:2005 CEN/TS 14997:2006 CEN/TS 15364:2006 EN 12457-1:2002

EN 12457-2:2002

EN 12457-3:2002

EN 12457-4:2002

EN 12920:2006+A1:2008 CEN/TC 230 EN ISO 5667-15:2009 EN ISO 5667-19:2004

Characterization of soils Soil quality - Leaching procedures for subsequent chemical and ecotoxicological testing of soil and soil materials - Part 1: Batch test using a liquid to solid ratio of 2 l/kg dry matter (ISO/TS 21268-1:2007) Soil quality - Leaching procedures for subsequent chemical and ecotoxicological testing of soil and soil materials - Part 2: Batch test using a liquid to solid ratio of 10 l/kg dry matter (ISO/TS 21268-2:2007) Soil quality - Leaching procedures for subsequent chemical and ecotoxicological testing of soil and soil materials - Part 3: Up-flow percolation test (ISO/TS 21268-3:2007) Soil quality - Leaching procedures for subsequent chemical and ecotoxicological testing of soil and soil materials - Part 4: Influence of pH on leaching with initial acid/base addition (ISO/TS 21268-4:2007) Characterization of waste Characterization of waste - Leaching behaviour tests - Up-flow percolation test (under specified conditions) Characterization of waste - Leaching behaviour tests - Influence of pH on leaching with initial acid/base addition Characterization of waste - Leaching behaviour tests - Influence of pH on leaching with continuous pH-control Characterization of waste - Leaching behaviour tests - Acid and base neutralization capacity test Characterisation of waste - Leaching - Compliance test for leaching of granular waste materials and sludges - Part 1: One stage batch test at a liquid to solid ratio of 2 l/kg for materials with high solid content and with particle size below 4 mm (without or with size reduction) Characterisation of waste - Leaching - Compliance test for leaching of granular waste materials and sludges - Part 2: One stage batch test at a liquid to solid ratio of 10 l/kg for materials with particle size below 4 mm (without or with size reduction) Characterisation of waste - Leaching - Compliance test for leaching of granular waste materials and sludges - Part 3: Two stage batch test at a liquid to solid ratio of 2 l/kg and 8 l/kg for materials with high solid content and with particle size below 4 mm (without or with size reduction) Characterisation of waste - Leaching - Compliance test for leaching of granular waste materials and sludges - Part 4: One stage batch test at a liquid to solid ratio of 10 l/kg for materials with particle size below 10 mm (without or with size reduction) Characterization of waste - Methodology for the determination of the leaching behaviour of waste under specified conditions Water analysis Water quality - Sampling - Part 15: Guidance on the preservation and handling of sludge and sediment samples (ISO 5667-15:2009) Water quality - Sampling - Part 19: Guidance on sampling in marine sediments (ISO 5667-19:2004)

i

II. táblázat: Talajok extrakciójával kapcsolatos ISO szabványok

ISO 17402:2008 ISO/TS 17924:2007

ISO/TS 21268-1:2007 ISO/TS 21268-2:2007 ISO/TS 21268-3:2007 ISO/TS 21268-4:2007

ii

Soil quality -- Requirements and guidance for the selection and application of methods for the assessment of bioavailability of contaminants in soil and soil materials Soil quality -- Assessment of human exposure from ingestion of soil and soil material -- Guidance on the application and selection of physiologically based extraction methods for the estimation of the human bioaccessibility/bioavailability of metals in soil Soil quality -- Leaching procedures for subsequent chemical and ecotoxicological testing of soil and soil materials -- Part 1: Batch test using a liquid to solid ratio of 2 l/kg dry matter Soil quality -- Leaching procedures for subsequent chemical and ecotoxicological testing of soil and soil materials -- Part 2: Batch test using a liquid to solid ratio of 10 l/kg dry matter Soil quality -- Leaching procedures for subsequent chemical and ecotoxicological testing of soil and soil materials -- Part 3: Up-flow percolation test Soil quality -- Leaching procedures for subsequent chemical and ecotoxicological testing of soil and soil materials -- Part 4: Influence of pH on leaching with initial acid/base addition

III. táblázat: Talajok és vizek biológiai vizsgálatával kapcsolatos ISO szabványok (* jelöli a CEN által átvett szabványokat)

ISO 6341:1996* ISO 7346-1:1996* ISO 7346-2:1996* ISO 7346-3:1996* ISO 8692:2004* ISO 9509:2006 * ISO 10229:1994

ISO 10253:2006* ISO 10706:2000 ISO 10712:1995* ISO 11267:1999 ISO 11268-1:1993 ISO 11269-2:2005 EN ISO 11348-1:1998 ISO 11348-2:2007 ISO 11348-3:2007 ISO 12890:1999 ISO 13641-1:2003 ISO 13641-2:2003 ISO 14238:1997 ISO 14442:2006 ISO 14669:1999 ISO 15088:2007*

Water quality -- Determination of the inhibition of the mobility of Daphnia magna Straus (Cladocera, Crustacea) -- Acute toxicity test Water quality -- Determination of the acute lethal toxicity of substances to a freshwater fish [Brachydanio rerio Hamilton-Buchanan (Teleostei, Cyprinidae)] -- Part 1: Static method Water quality -- Determination of the acute lethal toxicity of substances to a freshwater fish [Brachydanio rerio Hamilton-Buchanan (Teleostei, Cyprinidae)] -- Part 2: Semi-static method Water quality -- Determination of the acute lethal toxicity of substances to a freshwater fish [Brachydanio rerio Hamilton-Buchanan (Teleostei, Cyprinidae)] -- Part 3: Flow-through method Water quality -- Freshwater algal growth inhibition test with unicellular green algae Water quality -- Toxicity test for assessing the inhibition of nitrification of activated sludge microorganisms Water quality -- Determination of the prolonged toxicity of substances to freshwater fish -- Method for evaluating the effects of substances on the growth rate of rainbow trout (Oncorhynchus mykiss Walbaum (Teleostei, Salmonidae)) Water quality -- Marine algal growth inhibition test with Skeletonema costatum and Phaeodactylum tricornutum Water quality -- Determination of long term toxicity of substances to Daphnia magna Straus (Cladocera, Crustacea) Water quality -- Pseudomonas putida growth inhibition test (Pseudomonas cell multiplication inhibition test) Soil Quality—Inhibition of Reproduction of Collembola (Folsomia candida) by Soil Pollutants. Soil Quality—Effects of Pollutants on Earthworms (Eisenia fetida)—Part 1: Determination of Acute Toxicity Using Artificial Soil Substrate. Soil Quality—Determination of the Effects of Pollutants on Soil Flora—Part 2: Effects of Chemicals on the Emergence and Growth of Higher Plants. Water Quality—Determination of the Inhibitory Effect of Water Samples on the Light Emission of Vibrio fischeri (Luminescent Bacteria Test)—Part 1: Method Using Freshly Prepared Bacteria. Water quality -- Determination of the inhibitory effect of water samples on the light emission of Vibrio fischeri (Luminescent bacteria test) -- Part 2: Method using liquid-dried bacteria Water quality -- Determination of the inhibitory effect of water samples on the light emission of Vibrio fischeri (Luminescent bacteria test) -- Part 3: Method using freeze-dried bacteria Water quality -- Determination of toxicity to embryos and larvae of freshwater fish -- Semi-static method Water quality -- Determination of inhibition of gas production of anaerobic bacteria -- Part 1: General test Water quality -- Determination of inhibition of gas production of anaerobic bacteria -- Part 2: Test for low biomass concentrations Soil Quality—Biological Methods—Determination of Nitrogen Processes. Water quality -- Guidelines for algal growth inhibition tests with poorly soluble materials, volatile compounds, metals and waste water Water quality -- Determination of acute lethal toxicity to marine copepods (Copepoda, Crustacea) Water quality -- Determination of the acute toxicity of waste water to zebrafish eggs (Danio rerio)

iii

III. táblázat folytatása

ISO 15799:2003 ISO 15685:2004 ISO 16387:2004 ISO 16712:2005* ISO 17155:2002 ISO 17402:2008 ISO 17512-1:2008 ISO 17616:2008 ISO 18772:2008 ISO 20665:2008 ISO 20666:2008 ISO 20079:2006* ISO 20963:2005 ISO 22030:2005 ISO/TS 10832:2009 ISO/TS 17924:2007

ISO/TS 20281:2006 ISO/TS 21268-1:2007 ISO/TS 21268-2:2007 ISO/TS 21268-3:2007 ISO/TS 21268-4:2007

iv

Soil quality -- Guidance on the ecotoxicological characterization of soils and soil materials Soil quality -- Determination of potential nitrification and inhibition of nitrification -- Rapid test by ammonium oxidation Soil quality -- Effects of pollutants on Enchytraeidae (Enchytraeus sp.) -Determination of effects on reproduction and survival Water quality -- Determination of acute toxicity of marine or estuarine sediment to amphipods Soil quality -- Determination of abundance and activity of soil microflora using respiration curves Soil quality -- Requirements and guidance for the selection and application of methods for the assessment of bioavailability of contaminants in soil and soil materials Soil quality -- Avoidance test for determining the quality of soils and effects of chemicals on behaviour -- Part 1: Test with earthworms (Eisenia fetida and Eisenia andrei) Soil quality -- Guidance on the choice and evaluation of bioassays for ecotoxicological characterization of soils and soil materials Soil quality -- Guidance on leaching procedures for subsequent chemical and ecotoxicological testing of soils and soil materials Water quality -- Determination of chronic toxicity to Ceriodaphnia dubia Water quality -- Determination of the chronic toxicity to Brachionus calyciflorus in 48 h Water Quality—Determination of the Toxic Effect of Water Constituents and Waste Water on Duckweed (Lemna minor)—Duckweed Growth Inhibition Test. Soil quality -- Effects of pollutants on insect larvae (Oxythyrea funesta) -Determination of acute toxicity Soil quality -- Biological methods -- Chronic toxicity in higher plants Soil quality -- Effects of pollutants on mycorrhizal fungi -- Spore germination test Soil quality -- Assessment of human exposure from ingestion of soil and soil material -- Guidance on the application and selection of physiologically based extraction methods for the estimation of the human bioaccessibility/bioavailability of metals in soil Water quality -- Guidance on statistical interpretation of ecotoxicity data Soil quality -- Leaching procedures for subsequent chemical and ecotoxicological testing of soil and soil materials -- Part 1: Batch test using a liquid to solid ratio of 2 l/kg dry matter Soil quality -- Leaching procedures for subsequent chemical and ecotoxicological testing of soil and soil materials -- Part 2: Batch test using a liquid to solid ratio of 10 l/kg dry matter Soil quality -- Leaching procedures for subsequent chemical and ecotoxicological testing of soil and soil materials -- Part 3: Up-flow percolation test Soil quality -- Leaching procedures for subsequent chemical and ecotoxicological testing of soil and soil materials -- Part 4: Influence of pH on leaching with initial acid/base addition

IV. táblázat. Vegyi amyagok ökotoxikológiai vizsgálatára vonatkozó OECD ajánlások

OECD GUIDELINES FOR TESTING OF CHEMICALS Full List of Test Guidelines August 2007 SECTION 2 - EFFECTS ON BIOTIC SYSTEMS Summary of Considerations in the Report from the OECD Expert Group on Ecotoxicology No. of Updates 3

Most Recently Updated 23 March 2006

2

13 April 2004

2

17 July 1992

4 April 1984

0

---

4 April 1984 4 April 1984 4 April 1984 4 April 1984

0 0 0 1

------19 July 2006

4 April 1984

0

---

17 July 1992 21 September 1998

0 0

-----

21 September 1998

0

---

21 September 1998

0

---

21 September 1998

0

---

21 January 2000

0

---

21 January 2000

0

---

21 January 2000

0

---

13 April 2004

0

---

13 April 2004

0

---

13 April 2004 23 March 2006

0 0

-----

13 April 2004

0

---

10 January 2007

0

---

19 July 2006

0

---

No.

Title

Original Adoption

201

Alga, Growth Inhibition Test

202

Daphnia sp. Acute Immobilisation Test

12 May 1981 12 May 1981 (adopted as Daphnia sp.14-day Reproduction Test including an Acute Immobilisation Test) 12 May 1981

203 204 205 206 207 208 209 210 211 212 213 214 215 216 217 218 219 220 221 222 224 227

Fish, Acute Toxicity Test Fish, Prolonged Toxicity Test: 14-Day Study Avian Dietary Toxicity Test Avian Reproduction Test Earthworm, Acute Toxicity Tests Terrestrial Plants, Growth Test Activated Sludge, Respiration Inhibition Test Fish, Early-Life Stage Toxicity Test Daphnia magna Reproduction Test Fish, Short- term Toxicity Test on Embryo and Sac-fry Stages Honeybees, Acute Oral Toxicity Test Honeybees, Acute Contact Toxicity Test Fish, Juvenile Growth Test Soil Microorganisms: Nitrogen Transformation Test Soil Microorganisms:Carbon Transformation Test Sediment-Water Chironomid Toxicity Using Spiked Sediment Sediment-Water Chironomid Toxicity Using Spiked Water Enchytraeid Reproduction Test Lemna sp. Growth Inhibition Test Earthworm Reproduction Test (Eisenia fetida/Eisenia andrei) Determination of the activity of anaerobic bacteria - reduction of gas production from anaerobically sewage sludge Terrestrial Plant Test: Vegetative Vigour Test

v

AZ ÉRTEKEZÉS TÉMAKÖRÉHEZ TARTOZÓ PUBLIKÁCIÓK

Nemzetközi folyóiratokban megjelent idegen nyelvű közlemények Heltai Gy., Percsich K., Halász G., Jung K., Fekete I. (2005): Estimation of ecotoxicological potential of contaminated sediments based on a sequential extraction procedure with supercritical CO2 and subcritical H2O solvents. Microchem. J., 79, 231-237. Halász G., Szlepák E., Szilágyi E., Zagyva A., Fekete I. (2007): Application of EU Water Framework Directive for monitoring of small water catchment areas in Hungary, II. Preliminary study for establishment of surveillance monitoring system for moderately loaded (rural) and heavily loaded (urban) catchment areas. Microchem. J., 85, 72-79. Rusnák R., Halász G., Horváth M., Remeteiová D. (2009): Intensification of the BCR sequential extraction with sonication for sediments, soils, and gravitation dust sediment samples. Toxicological & Environmental Chemistry, közlésre elfogadva. Konferenciakiadványokban megjelent magyar nyelvű lektorált közlemények (proceedings) Halász G., K. Jung, Heltai Gy. (2003): Előkísérletek növényi biotesztek alkalmazására üledékek toxicitásának vizsgálatában. A Nyugat-Magyarországi Egyetem Kémiai Intézetének Tudományos ülése, Sopron, 2002. november 7. 19-21. o. Fekete I., Halász G., Percsich K., Heltai Gy. (2003): A Gödöllő-Isaszeg közötti tórendszer üledékében felhalmozódott nehézfémek mobilitásának becslése szekvens extrakciós és ökotoxikológiai módszerekkel. 46. Magyar Spektrokémiai Vándorgyűlés, 2003. június 30-július 2., Szeged, 57-60. o. Halász G., Fekete I., Heltai Gy. (2005): Környezetterhelési transzport számítások a Gödöllő-Isaszeg tórendszerben az üledék és víz elemanalitikai vizsgálata alapján, 48. Magyar Spektrokémiai Vándorgyűlés, Hajdúszoboszló, 127-130. Kruppiné Fekete I., Halász G., Szlepák E., Szilágyi E., Zagyva A., Csányi B., Heltai Gy. (2006): Előtanulmányok mérsékelten terhelt vidéki és erősen szennyezett városi vízgyűjtő területek felügyeleti monitoringjának tervezéséhez, XXIV. Országos Hidrológiai Vándorgyűlés, Pécs, 2006. július 5-6. (CDROM, előadás). Konferenciakiadványokban megjelent idegen nyelvű összefoglalók (abstracts) Halász G., Heltai Gy., Schüürmann G., Schirmer K. (2001): The use of fluorescent microplate assays and a carp cell line to study the toxicological effects of copper and benzo[a]pyrene individually and in combination, X Hungarian-Italian Symposium on Spectrochemistry, Eger, 1-5 October 2001, p. 95. Halász G., Jung K., Szlepák E., Heltai Gy. (2001): Analytical and toxicological characterization of lake and river sediments by means of SFE sequential extraction and phytotoxicological tests, X Hungarian-Italian Symposium on Spectrochemistry, Eger, 1-5 October 2001, p. 96. Hafner C., Halász G., Tümpling W., Jung K., Schüürmann G. (2002): Ecotoxicological investigations with sediments of the rivers Tisza (Hungary) and Saale (Germany). GDCh Jahrestagung 2002 Umweltchemie und Ökotoxikologie, Braunschweig, 2002. október 6-8. (ÖKO-11). Halász G., K. Jung, Heltai Gy., Percsich K. (2003): Plant bioassays and heavy metal analysis of river sediments and sediment extracts. SETAC Europe 13th Annual Meeting, 27.04-01.05.2003, Hamburg, p. 146. Heltai Gy., Kristóf J., Horváth E., Fehér B., Halász G. (2003): Fractionation of heavy metals in sediments. Colloquium Spectroscopicum Internationale XXXIII, Granada, Spain, 7-12 September 2003, p. 690.

vi

Heltai Gy., Percsich K., Halász G. (2003): Fractionation of environmentally mobile heavy metals in sediments by means of sequential extraction with supercritical CO2 and subcritical H2O. XI ItalianHungarian Symposium on Spectrochemistry, Venice (Italy), October 19-24, 2003, p. 49. Halász G., Fekete I., Heltai Gy., Percsich K., Jung K. (2004): Heavy metal mobility and ecotoxicity relationships in lake sediments. SETAC Europe 14th Annual Meeting, 19-22.04.2004, Prague, p. 283. Halász G., Szlepák E., Fekete I., Heltai Gy. (2004): Fractionation of heavy metal content in sediments by combination of subcritical H2O and supercritical CO2 solvents, 2nd International FESTEM Symposium on Trace Elements and Minerals in Medicine and Biology, 13-15.05.2004, Neuherberg (München), p. 59. Halász G., Fekete I., Heltai Gy. (2005): Berechnungen des Belastungstransports aufgrund elementaranalytischer Untersuchungen von Sediment und Wasser am Rákos Bach (Ungarn), SETAC-GLB, 10. Tagung, Basel, p. 208 (2005). Halász G., Fekete I., Szilágyi E., Csányi B., Heltai Gy. (2005): Application of the EU Water Framework Directive for monitoring of small water catchment areas in Hungary III. Streams in heavily loaded urban areas. XII Hungarian-Italian Symposium on Spectrochemistry: Environmental Pollution and Human Health, Pécs, p. 81.. Heltai G., Flórián K., Halász G., Fekete I., Rusnák R., Remeteiová D., Boková V., Horváth M. (2008): Comparative studies of different sequential extraction schemes for characterization of environmental mobility of heavy metals in soils, sediments and gravitation dusts. European Geosciences Union General Assembly 2008, Vienna, Austria, 13–18 April 2008, EGU2008-A-04153, Geophysical Research Abstracts CD-ROM, Volume 10, ISSN 1029-7006. Halász G., Rusnák R., Fekete I., Horváth M., Flórián K., Heltai G. (2008): Optimization of subcritical H2O/CO2 extraction for soils, sediments and gravitation dusts. XIII Italian-Hungarian Symposium on Spectrochemistry, Environmental Contamination and Food Safety, April 20-24 2008, Bologna, Italy, ISSN 0393-5620, p. 101. Fekete I., Halász G., Rusnák R., Boková V., Remeteiová D., Flórián K., Heltai G. (2008): Comparison of information content of BCR fractionation with subcritical H2O/supercritical CO2 fractionation. XIII ItalianHungarian Symposium on Spectrochemistry, Environmental Contamination and Food Safety, Bologna, Last Minute Abstracts. Rusnák R., Boková V., Fekete I., Halász G., Remeteiová D., Heltai G., Flórián K. (2008): Acceleration of BCR sequential extraction procedure by ultrasonic treatment for soils, sediments and gravitation dust samples. XIII Italian-Hungarian Symposium on Spectrochemistry, Environmental Contamination and Food Safety, April 20-24 2008, Bologna, Italy, ISSN 0393-5620, p. 103. Az értekezés témájához közvetlenül nem kapcsolódó egyéb közlemények Albert L., Németh Zs.I., Halász G., Koloszár J., Varga Sz., Takács L. (1999): Radial variation of pH and buffer capacity in the red-heartwooded Beech (Fagus sylvatica L.) wood. Holz Roh Werkst., 57, 75-76. Abulikemu A., Halász G., Csámpai A., Gömöry Á., Rábai J. (2004): Improved synthesis of perfluorooctylpropyl amine. J. Fluorine Chem., 125, 1143-1146. Albert L., Németh Zs.I., Halász G., Bidló A., Koloszár J., Varga Sz., Takács L. (1998): Eltérések a vörös gesztű bükk (Fagus sylvatica L.) faanyagának kémiai paramétereiben. Faipar, 46 (1), 36-37. Albert L., Németh Zs.I., Halász G., Koloszár J., Varga Sz., Takács L. (1998): A szabad és kötött savtartalom sugárirányú változása a vörös gesztű bükk (Fagus sylvatica L.) faanyagában. Faipar, 46 (2), 23-24.

vii