VÍZGAZDÁLKODÁS ÉS SZENNYVIZEK
3.3 3.6
A növényvédőszer-terhelés kockázatbecslése Svájcban Tárgyszavak: felszíni víz; vízszennyezés; növényvédő szer; gyomirtó.
A szakembereket élénken foglalkoztatja a felszíni és talajvizek növényvédőszer-terhelésének kérdése, amelyre az egyes országok különböző monitoring programokat dolgoztak ki. Svájcban a szövetség, a kantonok és számos kutatóintézet mérte fel a folyók peszticidtartalmát, ezen belül kiemelten kezelték az emberre és környezetre kifejtett hatás problémakörét. Svájcban az éves növényvédőszer-felhasználás 1500 t. A kiszórást követő első csapadékkal ennek akár 3 %(m/m)-a is bemosódhat a felszíni vizekbe. A vízi életközösségeket károsító vegyszerkoncentráció meghatározása több kutatási programban szerepel. A szabadföldi meghatározás lebonyolítása nehézkes, és az ökotoxikológia egyik legvitatottabb területe. Célravezetőbbnek tűnik egyes vízi életközösségek, elsősorban algák vagy gerinctelenek és a növényvédőszer-koncentráció közötti összefüggés tanulmányozása. A pontos meghatározást megnehezíti az egyéb környezeti paraméterek, pl. hőmérséklet, tápanyag-ellátottság hatása. A kockázatbecslésre gyakran egyszerűsített módszert használnak, amikor két koncentrációértéket hasonlítanak össze. A konkrét mérésen alapuló peszticidkoncentrációt MEC (measured environmental concentration) összehasonlítják a még hatástalan, előre jelzett koncentrációval, a PNEC-értékkel (predicted no-effect concentration) (1. ábra). A PNEC megadásánál pontosan meghatározott laboratóriumi körülmények között végzett toxicitási adatokból indulnak ki, és feltételezik, hogy a tartós peszticidexpozíció sem károsítja az életközösségeket. A kockázatelemzést minden egyes hatóanyaggal külön-külön el kell végezni, majd ezek alapján becsülhető meg a hatás.
veszély azonosítása mérési adatok (MEC)
hatás (PNEC) kockázati hányados (MEC/PNEC) kockázatbecslés
1. ábra A kockázatbecslés vázlata A kockázatbecslés bizonytalansága abból adódik, hogy egyrészt a vizsgálatot rendkívül híg mintával végzik, másrészt nem ismert a koncentrációváltozás sebessége. A valós körülményeket egy 1 éves kísérletsorozatban próbálták modellezni. A vizsgálat két helyszínen folyt. Egy kisebb vízhozamú patakon, a Rorbachon, és a nagyobb vízgyűjtő területtel rendelkező folyón, az Aa Mönchaltorf-on. Ez utóbbi még egy szennyvíztisztító telep tisztított szennyvizét is befogadja. Az 1 év alatt összességében több mint 1000 mintavételre került sor, amelynek során 20 különböző peszticidet vizsgáltak. A mérési eredményekből összeállított adatbank segítséget nyújt a különböző vízhozamú folyóvizek hosszabb távú kockázatbecsléséhez, és számításba veszi a környezeti változásokat, továbbá a kockázatbecslés biztonságáról is képet ad. A következőkben a PNEC alapján végzett kockázatbecslés megbízhatóságát vizsgálták.
Svájci folyók növényvédőszer-koncentrációja A svájci mezőgazdaságban jelenleg 450 hatóanyagot tartalmazó növényvédő szer használata engedélyezett. A vizek peszticidterhelésének feltérképezéséhez valamennyi folyó vizsgálatára lenne szükség. Mivel ehhez a vizsgálathoz sem megfelelő analitikai módszer, sem pénzügyi fedezet nem állt rendelkezésre, más stratégiához folyamodtak. Első lépésben áttekintették a különböző intézetekben és szervezetekben már eddig elvégzett vizsgálatokat. Megállapították, hogy Svájc felszíni
vizeiben kimutatható több, mint 70 hatóanyag a kukorica- és gabonaföldeken alkalmazott növényvédő szerekből származik. A leggyakrabban előforduló 26 növényvédő szer megoszlása a következő volt: 21 gyomirtó, 2 rovarirtó, 3 gombaölő és 1 metabolit (1. táblázat). 1. táblázat A svájci folyókban leggyakrabban előforduló növényvédő szerek Gyomirtó
Rovarirtó
Gombaölő
Metabolit
2,4-D
diazinon
metalaxyl
dezetilatrazin
Atrazin
pirimicarb
oxadixyl
Dicamba
penconazole
Dimefuron Dimethenamid Diuron Ethofumesat Isoproturon Linuron MCPA Mecoprop Metamitron Metazachlor Metolachlor Napropamide Propachlor Simazine Tebutam Tebuthryn Terbuthylazin Triclopyr
A monitoring programban szereplő peszticideket a következő kritériumok alapján választották ki. A legnagyobb mennyiségben felhasznált növényvédő szerek közül csak azokat vizsgálták, amelyeknél fennállt a veszély kockázata, és amelyek meghatározására megbízható analitikai módszer állt rendelkezésre. A helyszínre vonatkozóan vagy fogyasztó-
védelmi felméréssel vagy valamilyen előzetes mérési adattal rendelkeztek. A kimosódási hajlamra a növényvédő szer fizikai és kémiai tulajdonságaiból, pl. stabilitás, szorpciós tulajdonság lehetett következtetni. Kiemelten kezelték a különösen nagy ökotoxikológiai veszélyt jelentő peszticideket. A vizsgálat szempontjából kulcsfontosságú a mintavétel idejének meghatározása, és elsődleges célja a koncentrációdinamika követése. A változást különböző hatások együttesen idézik elő, pl. a forrás, az útvonal és a víz nagysága. Az egyik helyszín a Greifensee vízgyűjtő területe volt. A mintavételi tervek készítésénél szerzett tapasztalatokat a későbbiekben hasznosították. A Rorbach egy kicsi, 200 ha-os, de intenzív gazdálkodást folytató mezőgazdasági terület vizét gyűjti össze, és jó példa az ilyen méretű folyókat jellemző nagy koncentrációingadozásra. Száraz időben a víz áramlási sebessége 200 l/min. Esőzés alkalmával 10 percenként vettek mintát. Az atrazin kipermetezése után az első csapadék lehullásakor a víz alapkoncentrációja (100–200 ng/l) két nagyságrenddel megugrott (max. 31 µg/l). Minden esőzés alkalmával nőtt a koncentráció és a vízhozam, a maximumot a legnagyobb vízhozamnál érte el. Az esőzéssel szorosan összefüggő kimosódási sebességből következően a peszticid közvetlenül a csapadékkal és/vagy a nagyobb talajpórusokon keresztül jut be a patakba. A bemosódás két transzportfolyamat szerint megy végbe, és előfeltétele a talajfelszín víztelítettsége. Fontos kiemelni, hogy ez a kétféle mozgás csak a felső talajrétegben (mm, illetve cm vastagságra) található növényvédő szerre jellemző, ami viszont döntő hatással van a várható peszticidkoncentrációra. A bemosódást három körülmény határozza meg. Az első esőzés alkalmával a felső talajréteg vízzel telítődik, és a kipermetezett növényvédő szer legnagyobb része innen a talaj feltöltött peszticidraktárából jut a felszíni vízbe. A Greifensee vízgyűjtő területén végzett 1 éves vizsgálat azt mutatta, hogy az éves mennyiségnek kb. a fele a kiszórás utáni első két hónapban mosódik ki. A másik tényező a talaj és a vegyület közötti kölcsönhatás, valamint a vegyület fizikai-kémiai tulajdonsága, pl. a talajfelszínen változatlanul megmaradó peszticid (perzisztencia), a peszticid mobilitása (szorpciós tulajdonság). A harmadik körülményt a helyi adottságok, pl. topográfia, a terület távolsága a befogadó víztől, a vízelvezetés lehetősége, a talaj hidrológiai tulajdonságai stb. jelentik. Érdemes még a talaj összetételét megemlíteni, ezen belül a szénhidrogén-tartalmat.
A vizsgálat során nem vették számításba a kipermetezéskor szétszóródott peszticidet, azonban bizonyos körülmények között, pl. 1 m/snél nagyobb szélsebesség esetén, ill. biztonsági távolságon belül végzett permetezésekor, ez sem hagyható figyelmen kívül. Nagyobb vízgyűjtő terület vizsgálatára az Aa Mönchaltorf folyót találták alkalmasnak. A száraz időben 0,5 m3/s vízhozamú folyó a 43 km2 mezőgazdasági művelés alatt álló mezőgazdasági területről lefutó csapadék mellett két szennyvíztisztító telep tisztított szennyvizét és nagy esőzések alkalmával számtalan túlfolyást is befogad. A kizárólag mezőgazdasági növényvédő szerek koncentrációja az előbbiekben leírtakkal azonos módon a kipermetezést követő esőzések alkalmával emelkedett meg a folyóban. A nagyobb vízgyűjtő terület pufferhatása a várakozással ellentétben kevésbé érvényesült a koncentrációváltozás időbeli lefutását tekintve a Rorbach vizsgálattal összehasonlítva. A mintavételt a befolyó vízmennyiséggel hangolták össze, így erős esőzés vagy jelentősebb vízmennyiség beérkezésekor 20 percenként, csendesebb időben kisebb vízhozamnál 2 óránként vettek mintát. A koncentrációváltozás sebességét az egyedi és a több napon keresztül vett minták összekeverésével nyert mintákkal követték. A március-július közötti időszakban a szennyvíztisztító telep kifolyóiból vett kevert mintákban a mezőgazdasági növényvédő szerek (atrazin, isoproturon és metolachlor) domináltak, és a tisztított szennyvíz peszticidtartalmának 15–30%-át tették ki, ami a vízgyűjtő területen kiszórt mennyiség 0,15%-ának felelt meg. Ez származhat a permetlé készítésnél fellépő hatóanyag-veszteségből, a feleslegessé vált permetlé csatornába öntéséből, vagy a permetező készülék tisztításánál keletkező mosóvízből, amelyet a szennyvíztelepre kötött csatornába eresztettek. Szennyvíztisztításkor a növényvédő szerek nem vagy alig bomlanak le, így különösen szárazabb időszakokban rövid ideig tartó kiugróan nagy koncentrációértékek is előfordulhatnak. Meg kell még említeni, hogy a közterületeken és a kiskertekben használt növényvédő szerek is a szennyvíztisztítóba, majd pedig a befogadóba kerülnek. Alaposabb vizsgálat után kiderült, hogy azok a növényvédő szerek, amelyeket elsősorban építőanyag-védelemben és nem a mezőgazdaságban alkalmaznak, évszaktól függetlenül folyamatosan jutnak a szennyvíztisztítón keresztül a folyóba. Az ilyen sokoldalúan felhasznált növényvédő szerek a szennyvíztisztító telep összes peszticidterhelésének akár 50%-át is elérhetik. Mindkét területen végzett vizsgálat lezárása és feldolgozása megerősítette azt a feltételezést, hogy a tényleges növényvédőszer-terhelés
csak a vízhozam és a helyi áramlási viszonyok ismeretében végezhető. A mérési eredményeket a 2. táblázat tartalmazza. 2. táblázat A vizsgált két folyó növényvédő szer koncentrációja 1999. január–október között Koncentráció (ng/l) Megnevezés
Aa Mönchaltorf Min.
Max.
Rorbach Min.
Max.
2,4-D
<2
260
–
–
Atrazin
20
1600
30
30 900
8
230
70
1300
Diazinon
<2
6
–
–
Dicamba
<2
30
10
7 300
Dimethenamid
<2
170
7
1 000
Diuron
3
140
–
–
Isoproturon
2
560
–
–
MCPA
2
300
8
620
<2
–
–
<20
–
–
Desethylatrazin
Metalaxyl Metamitron Metazachlor
<2
70
–
–
Metolachlor
<2
340
20
8 700
Metolachlor-OXA
11
90
10
1 100
R-Mecoprop
8
480
–
–
S-Mecoprop
5
470
–
–
Simazine
3
160
7
670
Tebutam
3
710
–
–
Terbutryn
<2
2
–
–
6
80
–
–
<2
150
–
–
Terbutylazine Triclopyr – nem mérték
A vízminőséggel kapcsolatos mintavételi stratégia kidolgozásának kiinduló pontja a vízhozam és a koncentrációváltozási sebesség ismere-
te. A koncentrációváltozással összehangolt mintavétel segíthet a folyó áramlási vagy víztömegviszonyainak megismerésében. A több napon keresztül vett átlagminták és az egyedi minták egyesítésével kapcsolatban érdemes megemlíteni, hogy a kevert mintákkal jobban leírható a valóság. Megerősítették azt a korábbi feltételezést is, hogy évente szúrópróbaszerű mintavétellel nem végezhető megbízható kockázatbecslés.
A PNEC-érték meghatározása A peszticideknek a vizek flórájára és faunájára kifejtett hatását pontosan meghatározott laboratóriumi körülmények között vizsgálják oly módon, hogy meghatározzák azt a koncentrációt, amely krónikus vagy akut elváltozást idéz elő a tápláléklánc különböző pontjain elhelyezkedő élő szervezetekben. Az akut toxicitás vizsgálatban a tesztorganizmusok élettartamánál lényegesen rövidebb kontaktidő alatti változást figyelik. Ez Daphnia (apró testű édesvízi rák) esetében 48 óra, halaknál 96 óra. Az akut toxicitás vizsgálat befejezését rendszerint a tesztorganizmus elpusztulása jelzi. Azt a koncentrációértéket, amelynél a tesztorganizmus 50%-a elpusztul EC 50-nel (effect concentration) jelölik. A krónikus toxicitásvizsgálat jóval hosszabb ideig tart, és a reprodukciót vagy a fejlődés során fellépő változásokat figyelik. Daphnia esetén 21 nap, halak esetén 100 nap után meghatározták azt a koncentrációt, amely nem idézett elő változást, és ezt, mint NOEC (no observed effective concentration) értéket fogadták el. Mivel az algák generációs ideje mindössze néhány óra, a krónikus vizsgálat idejét 72 órában határozták meg. Mind az akut, mind a krónikus vizsgálatot tiszta hatóanyaggal végzik, és ezt az értékelésnél számításba kell venni, mivel a növényvédő szer kiszerelésénél alkalmazott segédanyagok is hatással lehetnek az élő szervezetekre. A tápláléklánc különböző pontjain elhelyezkedő tesztorganizmusok NOEC- és EC50-értékeiből számítható a PNEC. A vízi élőközösségek kockázatelemzése az alga–Daphnia–hal rendszer vizsgálatán alapul. Ha emellett más rendszerek adatai is rendelkezésre állnak, pl. vízi növényeké, baktériumoké, kétéltűeké, akkor ezek is bevonhatók az értékelésbe. A laboratóriumi körülmények között legérzékenyebbnek talált faj NOEC, ill. EC50 értékeiből egy biztonsági faktor segítségével számítható ki a PNEC. Ez a faktor annál kisebb, minél több krónikus toxicitásvizsgálati adat áll rendelkezésre és a tápláléklánc minél több tagján végezték el ezt a vizsgálatot (3. táblázat).
3. táblázat Biztonsági tényező a PNEC meghatározásához az adatbázis függvényében Laboratóriumi toxicitási adatok
Biztonsági tényező
EC50 min. 3 tápláléklánc-fokozatra
1000
1 NOEC (krónikus)
100
2 NOEC 2 tápláléklánc fokozatra
50
3 NOEC 3 tápláléklánc fokozatra
10
Helyszíni vizsgálat, mikro- vagy mezokozmosz
esetről esetre kell meghatározni
Az empirikusan származtatott biztonsági faktor általában az extrapolációból adódó számítási bizonytalanságot is tartalmazza, hiszen a laboratóriumi körülmények között végzett adott számú toxicitásvizsgálatból kell következtetni a természetes körülményekre. Ezen kívül a laboratóriumi vizsgálatokban az egyes fajoknak csupán néhány egyedét lehet viszonylag rövid ideig megfigyelni, ezzel szemben a természetben ezeket a szervezeteket hosszú ideig éri behatás, miközben a környezeti feltételek is változnak (pl. hőmérséklet, áramlási sebesség). A megbízható PNEC kockázatbecsléshez igen széles körű vizsgálatra lenne szükséges. A közismerten drága és időigényes toxicitásvizsgálati eredmények részben hozzáférhetők az adatbankokban (pl. ECOTOX, AGRITOX, EXTOXNET), részben megtalálhatók az irodalomban. Az értékelésnél nagy előnyt jelent a peszticid hatásmechanizmusának ismerete, amiből kikövetkeztethető a legveszélyeztetettebb élő szervezet. Például a fotoszintézist gátló gyomirtók elsősorban az algákra és vízi növényekre hatnak, az rovarirtók a gerinctelenekre, míg a gombaölő szerek (már kis koncentrációban) a halakra és gerinctelenekre. Végül a PNEC számítást lehetőség szerint a tápláléklánc minél több tagjára vonatkozó nagyszámú NOEC alapján végzik.
A veszélyes koncentráció (HC) meghatározása A PNEC mellett újabban egyre gyakrabban használják kockázatbecslésre az ún. veszélyes koncentrációt, amely már mérhető elváltozást idéz elő a valamelyik vizsgált fajnál. Gyakorlati jelentősége a vizsgált faj 5%-ánál kimutatható károsodást okozó HC5 értéknek van. Az Egyesült Államokban és Hollandiában a HC5 értéket alkalmazzák a felszíni vizek határértékeinek megadásánál.
gyakoriság (faj)
A HC a krónikus laboratóriumi toxicitásvizsgálatokkal kapott NOECértékek statisztikai értékelésével adható meg. A szóban forgó faj NOECértékeinek logaritmusa ideális esetben normál eloszlást mutat (2. ábra). A károsodást jelző koncentráció a görbéből leolvasható. A kiértékelésnél figyelembe kell venni, hogy a peszticid hatásmechanizmusától függően az egyes fajok eloszlási görbéje más és más. A HC kétségtelen előnye a PNEC-cel szemben, hogy az eloszlási görbe regressziójával megadható a HC hibája és megbízhatósági tartománya. A statisztikai értékelés előfeltétele a megfelelő számú és értékelhető NOEC adat, pl. a legveszélyeztetettebb fajra legalább 10. Mivel ezek az adatok ma még a legtöbb peszticidnél nem állnak rendelkezésre, a módszer nem terjedt el a gyakorlatban.
Log NOEC 5% (HC5)
2. ábra A HC5 meghatározás sémája a NOEC eloszlási görbéből A PNEC és HC számításokra egyaránt érvényes, hogy a kapott értékek, és ebből következően a kockázatbecslés megbízhatósága elsősorban a meghatározásnál felhasznált adatok mennyiségétől és minőségétől függ. Mivel mind az adatbankok, mind a laboratóriumi eredmények folyamatosan bővülnek, elengedhetetlen a PNEC- és HC-értékek rendszeres frissítése. Újabban egyre több a vizsgált szervezet enzim vagy sejtműködésére vonatkozó molekuláris biológiai eredmény lát napvilágot. A vizsgálati körülmények megválasztásával is igyekeznek minél jobban megközelíteni a természetes adottságokat. Ezért sok esetben a szabad-
ban, különböző mikroorganizmusokat is tartalmazó nagy térfogatú (több köbméteres) medencékben folynak a kísérletek. A növényvédő szerek élő szervezetre gyakorolt hatása a populáció összetétel-változásának vizsgálatával is követhető, de mivel a vizsgálati körülmények pontos definiálása nehéz, kockázatbecslésre nem alkalmas.
Atrazin, metolachlor és diuron növényvédő szerek kockázabecslése Svájcban az atrazin gyomirtó kizárólag kukoricaültetvényeken alkalmazható június 30-ig. A maximálisan kiszórható mennyiség 1 kg/ha. A széles hatásspektrumú atrazinnal szemben nem alakult ki rezisztencia, így ma is az egyik leghatásosabb növényvédő szernek számít. Az atrazin a fotoszintézist gátolja. A nemzetközileg elfogadott vizsgálati módszer szerint halakra, Daphniára és algákra elegendő toxicitási adat áll rendelkezésre, amelyek alapján a Pseudokirchneriella subcapitata algafajra vonatkozó 96 órás legkisebb NOEC érték 500 ng/l (növekedés). Az algákra mint legérzékenyebb fajra vonatkozó NOEC adatbázis alapján számított biztonsági tényező 10, így az atrazin PNECértéke 50 ng/l. Egyes szerzők más fajjal végzett kísérletek alapján az erősen vitatott 10 ng/l értéket ajánlják. Az egyes országok a vízminőséggel kapcsolatban saját célokat fogalmaznak meg, és ennek megfelelő PNEC-értékeket alkalmaznak. Így Franciaországban az atrazin PNEC-értéke a „valamennyi fajra nézve elhanyagolható kockázatot” jelentő vízminőségi osztályban 200 ng/l, Ausztriában a „környezeti minőségi szabvány”-ban a víz irányelv 1 µg/l PNEC-értéket ír elő. A szembetűnő különbség a számításnál felhasznált toxicitási adatokra vezethető vissza. Svájc hivatalosan még nem dolgozott ki vízminőségi célokat. Az Aa Mönchaltorf-i atrazinkoncentráció időbeli alakulását az 50 ng/l PNEC-érték tükrében vizsgálva megállapították, hogy májustól júliusig három hónapon keresztül veszélyeztetettek az ott élő vízi élőlények, különösen az algák. A Rorbachban mért értékek is többszörösen meghaladták az 50 ng/l értéket a kiszórás szinte teljes időtartama alatt, ami a legérzékenyebb algafajok kihalásához vezethet. A rövid idejű, kiugróan nagy koncentrációk élettani hatásáról nincsenek toxikológiai adatok. A metolachlor a kukorica, szója és cukorrépa gyommentesítésénél széleskörűen alkalmazott gyomirtó szer. A hatóanyagot az atrazin után 20 évvel vezették be. A növényvédő szerek új generációjához tartozó vegyület kevésbé hajlamos kimosódásra. A technológiai váltás következ-
tében a korábban racem R/S metolachlor helyett ma már kizárólag a biológiailag aktív S-metolachlor-tartalmú peszticidet forgalmazzák. Mivel ez a hatóanyag kisebb koncentrációban ugyanolyan hatást fejt ki, ennek köszönhetően csökkent a vizek metolachlor-terhelése. A metolachlor növekedésgátló szer, a toxicitási vizsgálatban az algafajok közül a Pseudokirchneriella subcapitata volt a legérzékenyebb, a 120 órás (növekedés) NOEC-érték 700 ng/l, ebből 10-es biztonsági faktorral számolva 70 ng/l PNEC-érték adódik. Franciaország vízminőséggel kapcsolatos céljai között 100 ng/l PNEC, Németországban 200 ng/l PNEC-érték szerepel. A mérési eredmények azt mutatták, hogy a metolachlor koncentrációja Aa Mönchaltorfban májustól júliusig több héten át meghaladta a 70 ng/l értéket, vagyis a kipermetezési időszakban a legérzékenyebb algafajok krónikus károsodásának veszélye áll fenn. A metolachlor átlagos koncentrációja az atrazinénak egyötöde, és ez is rövidebb ideig haladja meg a PNEC-értékét, ami arra vezethető vissza, hogy a vizsgált időszakban az atrazin helyett gyakrabban alkalmaznak metolachlort, bár mindez magát a kockázatbecslést nem befolyásolja. Mivel Rorbachnál nem mérték a metolachlor koncentrációját, így kockázatbecslést sem végeztek. A diuron talajherbicid, amely a gyom gyökerén át szívódik fel. Használata gyümölcsösökben, szőlőültetvényeken és spárgatermesztésben engedélyezett. Alkalmazása vasúti pályák gyommentesítésénél 1992 óta, közterületen 1994 óta tilos. A fogyasztóvédelmi felmérés szerint 1999-ben az előbb említett kultúrákban elenyésző mennyiséget használtak fel az Aa Mönchaltorf vízgyűjtő területén. Éppen ezért meglepetéssel tapasztalták, hogy májustól augusztusig a diuronkoncentráció szinte folyamatosan 20 ng/l volt a vízhozamtól függetlenül. A jelenség egyetlen magyarázata az lehet, hogy a diuront diszperziós festékekben és tisztítószerekben algaölő szerként alkalmazzák, függetlenül az évszakoktól. A diuron mint szelektív fotoszintézis-gátló szer elsősorban algákra toxikus. Laboratóriumi körülmények között Scenedesmus subspicatus növekedésével végzett 72 órás vizsgálattal 56 ng/l EC10 értéket kaptak. Az előzőekhez hasonlóan itt is 10-es biztonsági faktorral számoltak, így 6 ng/l PNEC-értéket kaptak. Németország is ezt az értéket fogadta el, míg Franciaország és Ausztria vízminőségi célja 200 ng/l érték. A PNEC alapján az Aa Mönchaltorfban mért diuronkoncentrációk az érzékeny algafajokra nézve januártól augusztusig krónikus károsodással járó kockázatot jelentenek. Ezzel kapcsolatban az a fő probléma, hogy a
diuron kibocsátásért nem a mezőgazdaság, hanem az építőipar felelős. A diuronmeghatározással kapcsolatban feltétlenül meg kell említeni, hogy az Aa Mönchaltorf-i vizsgálatban a hatóanyag kimutathatósági határa 2 ng/l volt. A 6 ng/l-nél kisebb koncentráció csak igen költséges analitikai módszerrel határozható meg. Az atrazin, metolachlor és diuron főbb jellemzőit a 4. táblázat foglalja össze. 4. táblázat Az esettanulmányban vizsgált növényvédő szerek jellemzése Atrazin
Metolachlor
Diuron
Hatásmechanizmus
fotoszintézis-gátló
növekedésgátló
fotoszintézis-gátló
Felhasználási cél
gyomirtó
gyomirtó
gyomirtó
Felhasználási terület mezőgazdaság anyagvédelem
kukorica –
kukorica, szója, cukorrépa –
gyümölcs, szőlő, spárga diszperziós festék, tisztítószer
május, június
május, június
május, június
Kipermetezési idő, mezőgazdaság Felhasznált mennyiség Svájc (1999) Aa Mönchaltorf (1999) Rorbach (1999)
39 t/év 140 kg/év 11,4 kg/év
13 t/év* 24 kg/év** 7,7 kg/év***
<10 t/év (mezőg.) <1 kg/év (mezőg.) –
Kimutathatósági határ
2 ng/l
2 ng/l
2 ng/l
PNEC
50 ng/l
70 ng/l
6 ng/l
S-metolachlor + R/S-metolachlor 15 kg/év S-metolachlor + 9 kg/év R/S metolachlor *** csak S-metolachlor *
**
Következtetések és kilátások A kis- és közepes vízhozamú folyók (száraz időjárás esetén néhány m /s) növényvédőszer-szennyezettségének kockázatbecslése évente néhány szúrópróbaszerű mintavétellel a koncentrációdinamika miatt nem végezhető. A mintaszám meghatározásánál feltétlenül figyelembe kell venni a folyóvíz koncentrációváltozásának sebességét, különösen a növényvédő szer kipermetezését követő első csapadék lehullásakor. Az expozíciómérés feltétele a felhasznált növényvédő szer mennyiségének, 3
a kiszórás idejének és helyének pontos ismerete. A felsorolt adatok birtokában jól modellezhető egy adott folyó peszticidterhelésének alakulása. A vizsgálat tárgyát képező növényvédő szer és folyóvíz kiválasztásánál reprezentatív felhasználási mintát kell megadni a mezőgazdasági, ill. egyéb alkalmazásokra.. A kipermetezés időszakában a mintavételnél célszerű a víztömeggel arányos peszticidkoncentrációt követni. Az országos felméréshez hasznos lenne a peszticiddel érintett folyók mellett, a növényvédő szer tulajdonságait is figyelembe venni, és modellszámításokat végezni. A PNEC-értékek kiszámításakor bebizonyosodott, hogy a laboratóriumi körülmények között végzett krónikus és akut toxicitás vizsgálatokban a tesztorganizmusok mellett döntő szerepe van a felhasznált adatok mennyiségének, minőségének és időszerűségének. Az atrazin PNEC számítása jól példázza a különböző adatbázisok felhasználásából adódó eltérést. Jelen felmérésben kapott 50 ng/l értékkel szemben közel azonos időben 200 ng/l érték látott napvilágot. Fontos még, hogy az értékelésnél az értékek ingadozása is szerepet játszik. A MEC és PNEC összehasonlításakor az idődimenziókra ügyelni kell. Például ha az algák laboratóriumi krónikus toxicitásvizsgálata 3 napig tartott, akkor a kapott MEC-érték nem használható abban az esetben, ha a koncentráció ezt az értéket több mint 3 napig folyamatosan meghaladja. Ugyanez a probléma jelentkezik, ha a rövid ideig tartó, igen nagy koncentrációértéket azzal a PNEC-cel hasonlítják össze, amelyet krónikus vizsgálattal állapítottak meg. Az ismertetett kockázatbecslés egyetlen hatóanyag esetében alkalmazható, aminek alapján bebizonyosodott, hogy a kisebb vízhozamú folyóknál az érzékeny vízi szervezetek károsodnak. Konkrét esetben csak helyszíni vizsgálatokkal dönthető el a kérdés, bár még itt sem adható mindig egyértelmű válasz. A MEC és PNEC összehasonlítása egyszerű, gyakorlati szempontból is megfelelő módszer, segítségével a tudomány jelenlegi állása szerint és még elviselhető költséggel kockázatbecslés végezhető a folyóvizeken. Az 1 éves vizsgálatsorozatból kiderült, hogy a növényvédő szer kimosódásában fontos szerepet játszik a talaj átnedvesedési hajlama, a hely topográfiája és a kiszórási hely folyótól mért távolsága. Az elmondottak figyelembevételével szakszerűbbé tehető a növényvédőszer-felhasználás, és ezáltal csökkenthető a svájci folyók vegyszerterhelése. Jelenleg a növényvédő szer keverékek kockázatelemzéséhez kevés gyakorlatban is alkalmazható modell áll rendelkezésre. Az esettanulmányok tudományos feldolgozása és értékelése folyamatban van. A tudo-
mányosan megalapozott alapelvek ezután lehetőséget nyújtanak a folyóvizek vízminőségére vonatkozó új határértékek megállapítására, és az 1998-as vízminőségre vonatkozó rendelet átdolgozására. Összeállította: Haidekker Borbála Chèvre, N.: Risikobeurteilung von Pestiziden in Schweizer Oberflächengewässern. = Gas, Wasser, Abwasser, 83. k. 12. sz. 2003. p. 906–916. Gerecke, A.; Müller, S. R. stb.: Pestizide in Oberflächengewässern. = Gas, Wasser, Abwasser, 81. k. 2. sz. 2001. p. 173–181. Scheringer, M.; Steinbach, D. stb.: Probabilistic approach in the effect assessment of toxic chemicals: what are the benefits and limitations?. = Environmental Science and Pollution Research, 8. k. 1. sz. 2001. p. 1–8.
