Ugrás a tartalomhoz

Környezetgazdálkodás

Dr. Barótfi István (2011)

Szent István Egyetem

13. fejezet - Vízgazdálkodás

13. fejezet - Vízgazdálkodás

A Földünket körülvevő vékony hártya a földrajzi burok; bolygónk mindennapi tevékenysége itt zajlik. A földrajzi burok elemei az atmoszféra, a litoszféra és a bioszféra. A bioszféra, vagyis a Föld benépesült része, részben az atmoszférában, részben a litoszférában helyezkedik el. Tehát a víz – a levegővel együtt – életközeg. Ez a közeg viszonylag bőségesen áll rendelkezésünkre, hiszen Földünk kétharmadát víz borítja. A viszonylagos bőséges helyzet mögött szigorú a realitás: a Földünk vízkészletének csupán 2%-a édesvíz és a fokozódó vízszennyeződések miatt ennek is egyre kevesebb hányada felel meg mindennapos céljainknak. A vízszennyeződés „szerencsére” nem természeti, hanem emberi – antropogén – hatás, így a szennyezés mértékének szabályozása, a vízgazdálkodás is az emberek kezében van.

Jelenlegi ismereteink szerint a föld teljes vízkészlete összesen 26,6 trillió tonna. Ennek a nagy mennyiségű víznek a 94,7%-a a litoszférában található, melynek döntő többsége a kőzetet alkotó ásványokhoz kötött, azaz az ásványok szerkezetébe beépült un. kötött víz (egyéb elnevezések: kristályvíz, szerkezeti víz). Ezek a vizek csak magas hőmérsékleten szabadithatók fel. A megmaradt 5,3% praktikusan a hidroszférában található, melynek megoszlását a 6. táblázat mutatja be.

A föld felszínén a víz legnagyobb összefüggő tömegben óceánok és tengerek alakjában találhatók. Bolygónk 510 millió km2 felszínének 70,84 %-át borítják be, és mélységük nem egy helyen jelentősen meghaladja a szárazföld legmagasabb hegycsúcsainak magasságát. A szárazulatok felszínén már sokkal széttagoltabb formában jelentkezik a víz, annak mintegy 2,5 millió km2-nyi teriiletét foglalja el. Ebből 2 millió km2-en édesvíz található. Az óceán és tengerek víztömegéhez képest csekély az édesvíz mennyisége, az egész föld felületének alig 0,4, a szárazföld területének pedig mintegy 1%-a.

6. táblázat. A hidroszféra vízkészlete

A föld belsejében a víz mint mélységbeli víz különböző változatos formákban található meg. A szemcsés talajok hézagait összefüggő talajvíz tölti ki. A talaj kapilláris erőkkel köti meg a vizet (talajnedvesség), de előfordulnak föld alatti folyók is.

A növények és állatok testében biológiailag megkötött víz az előbbiekhez képest jelentéktelen. Nem hanyagolható el azonban az un. transzspirációs víz, amelyet a növények életfolyamataik során párologtatnak el a légkörbe. Finoman eloszlott állapotban a víz a légkörben is előfordul, mint láthatatlan pára és a felhők kondenz vize.

27. ábra A víz körforgása. I) beszivárgás (infiltráció); P) átszivárgás (perkoláció); T) transzspiráció; Ej) a tenger evaporációja; víz evaporációja; Em) a talajfelszín evaporációja; ÉT) evapotranszspiráció; F) a csapadék felfogása a növényzet, talajvíz szintje; 1) az ember vízfogyasztása; 2) háztartási és ipari vízigény; 3) felhasznált víz

A víz kettős funkciót töltött be az emberiség életében. Miközben ivásra, tisztálkodásra, energiatermelésre és a termelési feladatai végrehajtására használta fel az ember a vizet, ugyanakkor minden szennyét a vízbe ürítette és ezzel szállíttatta el. Erre a víz hatalmas tömege, rendszeres megújulása, nagyfokú tisztuló képessége nyújtott lehetőséget. A víz látszólag korlátlanul áll rendelkezésre. és emellett megtalálható a földkéregben és a levegőben több ezer méter mélységben és magasságban is. Nagyon lényeges azonban, hogy a Föld vízkészlete ugyan hatalmas, de adott, nem bővíthető, továbbá ennek csak egy töredéke a hozzáférhető édesvízkészlet.

A korlátozottan rendelkezésre álló édesvízkészletek kimerülését nemcsak a rendkívül gyors ütemű felhasználás veszélyezteti, de az is, hogy a már felhasznált és szerves anyagokkal, vegyi és ásványi anyagokkal, valamint a hővel szennyezett víz ugyanezt a vízkészletet terheli. A fokozatosan elszennyeződő vízkészletek viszont már csak korlátozottan, többnyire költséges tisztítási eljárások után használhatók fel újra. Vonatkozik ez a felszíni vizekre, tavakra, folyókra. valamint a talajvízre és sajnos egyre inkább a jól védett rétegvizekre is.

A szükséges mennyiségű tiszta víz biztosítása ma már mindenütt problémát okoz. A fejlődő országokban a betegségek, járványok többségénél a szennyezett, fertőzött ivóvíz a közvetítő közeg. A Földön kb. 1 milliárd ember kénytelen szennyezett vizet fogyasztani, és évente 5 millióra tehető a víz okozta fertőzések következtében elpusztuló gyermekek száma.

A fejlett országokban az ipari, mezőgazdasági és kommunális szennyezések terhelik a vizeket. Különösen vonatkozik ez a legfontosabb vízbeszerző helyet jelentő, kontinenseket átszelő folyókra, amelyek miközben sok ország vízszükségletét fedezik, egyben az országok szennyvízgyűjtő helyei is (pl. Duna, Rajna). Jó példa erre a Rajna, amelynek vizéből a vizsgálatok során 6000-féle vegyületet lehetett kimutatni. Teljesen bizonytalan, hogy mennyi ismeretlen vegyületet is tartalmaz még és azoknak milyen egészségügyi hatásuk van. Ez azért is hátrányos, mert a felszín alatti vízkészletek kimerülésével, illetve elszennyeződésével a vízszükséglet egyre nagyobb hányadát csak az erősen elszennyeződő felszíni vizekből lehet biztosítani.

A becslések szerint jelenleg az emberiség vízszükségletét az édesvízkészlet 8 - 10%-a képes még kielégíteni. Globális méretekben tehát nem beszélhetünk abszolút vízhiányról. A gondot az jelenti, hogy a népesség és a termelés nagyfokú koncentrációja következtében a vízszükséglet nem a vízkészletek megoszlásának megfelelően jelentkezik, így egyes régiókban tényleg tartós vízhiány van, amit súlyosbít az, hogy a vízszennyezés is ide koncentrálódik. A területi feszültségeket a víz nagy távolságról történő szállításával és az elszennyezett vízkészletek regenerálásával, majd újrafelhasználásával oldják meg. Például a Rajna vize, amíg eléri a tengert, többszöri felhasználásra kerül.

A felszíni édesvizek a fokozott ipari és kommunális szennyezés, a légszennyező anyagok száraz és nedves ülepedése miatt többnyire közvetlen fogyasztásra, de fürdésre is alkalmatlanná váltak. Hasonló okok miatt a folyók mellett a tavak is súlyosan károsodtak. A magas nitrogén- és foszforszennyezés következtében a fejlett országokban a tavakban szinte általánosan jelentkezett a vizek eutrofizációja, amely a tavak elhalásának kezdetét jelzi.

A felszíni vízkészletek elszennyezését a felszíni és a felszín alatti vizek közötti kapcsolat miatt a felszín alatti (talaj- és rétegvizek, karsztvizek) elszennyezése is követi. A íelszín alatti vizek minőségét nagymórtékben veszélyeztetik még a talajban elszikkasztott szennyvizek, a kellően nem szigetelt ipari és kommunális hulladéklerakók, hígtrágyatárolók, valamint a mezőgazdasági területeken túlzott

A talajvizek elszennyeződését pedig a víz lefelé áramlása következtében követi a mélyebben elhelyezkedő elszennyeződése is. Ebből adódik az, hogy míg a Föld egyes régióiban (pl. Közel-Keleten, a Sahel-Övezetben stb.) abszolút, addig a Föld nagy részén relatív a vízhiány, a tiszta víz hiánya okozza az alapvető gondot, és az egyre nagyobb méretet ölt, ami a tisztavíz készleteket nagy mértékben felértékeli. A Föld legnagyobb vízkészletével rendelkező tengerek vize a magas sótarta miatt az édesvíz helyettesítésére csak korlátozottan alkalmas. A tengervízből ugyan elő lehet állítani édesvizet, de annak költségei olyan magasak, hogy csak kivételesen, sajátos körülmények között célszerű ilyen megodásokra törekedni.

Nem kedvezőbb a helyzet a tengervizek elszennyeződése terén sem, hiszen a tengervizek védelmére az elmúlt időszakban és még napjainban is - szinte korlátlan öntisztuló képességet feltételezve - a felszíni édesvizeknél is kisebb gondot fordítottak, sőt a nagyon veszélyes anyagok (pl. harci gázok, aradékok, atomhulladékok) biztos lerakóhelyének tekintették azt. A legnagyobb terhelést a tengerek vizére az jelentette, hogy a kommunális és ipari vizeket mindenütt tisztítatlanul vezették be, és a nagymértékű szennyezés (kimerítette a part menti vizek öntisztuló képességét, felemésztette az O2-készletét, kipusztította élővilágának nagy részét és ez a beltengerek (pl. Balti-tenger), valamint a part menti vizek lassú elhalásához vezetett.

Az olajszálllító és tengeri fúrótornyok katasztrófái során, illetve a tankerek mosóvizeit több millió tonna olaj szennyezi az óceánok vizét és veszélyezteti azt. A tengerek esetében is egyre komolyabb konfliktus jelentkezik az emberiség hosszú távú érdekei és a pillanatnyi előnyöket nyújtó szennyezés között. Az óceánok planktonjai termelik a földi oxigén utánpótlásának 70 %-át, a tengerek a Föld népességének egyik legfontosabb élelem- és nyersanyag-forrása, A fokozódó szennyezés ennek a két pótolhatatlan szolgáltatásának leeromlását okozhatja, ami mással nem helyettesíthető. Ez azért is jelentős, mert. a jövőben a tengerek kínálják az ásványi anyagok fontos lelőhelyeit is, és azokat úgy kell kitermelni, hogy az ne járjon a tengerek állapotának további romlásával.

A Föld korlátozott édesvízkészletei szükségessé teszik a vízgazdálkodás körültekintő megvalósítását, amelynek lényeges elemei a vízfelhasználás racionális korlátozása a szennyezett vizek megtisztítása és a megtisztított vizek ismételt többszöri felhasználása. További követelmény az édesvízkészletek, valamint a tengereket veszélyeztető, a környezetbe kikerülő szennyező anyagok mennyiségének a csökkentése. Erre már nemzetközi egyezmények is kötelezik az államokat (pl. az 1972-73-as Londoni Tengervédelmi Egyezmény vagy az 1979-ben Barcelonában a Földközi-tengervédelmére kötött megállapodás).

A természetes vizeket két nagy csoportra osztják: a tengerek, valamint — a kontinensek összes vizeit egybefoglaló — belvizek csoportjára. A tengerek vizére a nagy kiterjedés és tömeg mellett az átlagos 3,5 %-os sótartalom (melyből 2,73 % a konyhasó) a jellemző. A belvizek víztömege kisebb, sótartalma 3 % alatt van. Ezek többsége az un. édesvíz, melyek összsótartalma 0,05 % alatt van.

A vizeket több szempont alapján lehet osztályozni, így a szervesanyag-tartalom, a hőviszonyok, a víz felkeveredése, de növényzetük alapján is. Különösen a tavakra vonatkozóan ismert számos felosztás, ezek közül a legáttekinthetőbb:

  • talajvíz,

  • források,

  • folyóvizek (a pataktól a folyamig bezárólag),

  • állóvizek: tó (pl. Balaton), kisebb tavak (pl. tihanyi Belső-tó), mocsár, láp, időszakos vizek (az egyes időszakokban kiszáradnak), kisvizek (pl. pocsolyák),

  • különleges hőmérséklettel és kémiai sajátságokkal rendelkező vizek: hévizek, hó és jég, szennyvizek, brakvizek (sótartalmuk 0,05—3% között változik), sós- és szikesvizek, és egyéb kémiai tulajdonságokban kitűnő vizek.

Hazánk vizei

Hazánk vízrendszerének mai képe hosszú földtani fejlődés során alakult ki, melyet az emberi beavatkozások — ha más léptékben is — tovább formálnak, alakítanak. Az ország egész területe a Duna vízgyűjtő területéhez tartozik, így vízgazdálkodása földrajzi helyzeténél fogva néhány nagy folyóra (Duna, Tisza, Dráva) épül.

Magyarország felszíni vízkészletének teljes mennyisége — csapadékos éveket véve alapul— 120 km3/év, közepesen száraz években 100 km3/év-re tehető. Ez a mennyiség az ország vízkészlet-gazdálkodása szempontjából nem kedvezőtlen. A jelenlegi vízfogyasztás elérheti a 14 km3 is. Eddigi ismereteink szerint az ország felszíni vízkészletének átlagos elméleti kihasználtsága 19%.

Hazánk a Kárpát-medence legmélyebb részén fekszik. Ezzel magyarázhatók, hogy a felszíni vizeinek 94 %-a más országok területéről érkezik. A környező országok vízgazdálkodásának színvonala tehát meghatározza a hozzánk érkező vizek mennyiségét és minőségét.

A vízfolyásaink szennyezőanyag-terhelésében a külföldi eredetű szennyezés 75 %-os arányúnak tekinthető. Valószínű, hogy hasonló hatás érvényesül a felszín alatti vizeink esetében is, de erre nincsenek adataink. A felvízi országoknak a hazai vízbázisra gyakorolt hatása egyértelművé teszi, hogy megfelelő színvonalú vízgazdálkodást csak a szomszéd országokkal való szoros együttműködéssel folytathatunk.

A felszíni vizek eloszlása rendkívül egyenetlen. A vizek 89 %-a a Duna, 11 %-a a Tisza vízrendszerében folyik le, miközben a Duna vízgyűjtő területéhez az ország területének 51%-a, a Tisza vízgyűjtőjéhez pedig 49%-a tartozik. Ezért a keleti országrész vízellátása érdekében átgondolt, nagytérségi vízgazdálkodási politikára van szükség.

Az ország vízkészlet-gazdálkodása szempontjából nagy jelentőségük van azoknak a megállapodásoknak, melyeket a. környező államokkal kötünk a vízkészletek felhasználására és a víz minőségének védelmére vonatkozóan. Ezért van különös jelentősége hazánkban azon környezetvédelmi intézkedéseknek, melyek célja a kevés belföldön eredő vízfolyás és üdülési szempontból is fontos néhány tó megóvása.

A hazai vízgazdálkodás számára gondot jelent, hogy bár nem kielégítő módon, de mérsékelni tudták a nagy szennyezők által kibocsátott szennyező anyagok mennyiségét, de közben a szakszerűtlen hulladéklerakás, a közlekedés, valamint a mezőgazdaság kemizálásának következtében nőtt a diffúz szennyezés mértéke. A Dunát az ország határáig nagy kommunális, ipari és olajszennyezés éri. Ennek ellenére az országhatártól Budapestig a minőségi mutatók többségében a folyó vize III. osztályú minőségű és egyszerű tisztítási technológiával felhasználásra alkalmassá tehető. A Vággal érkező koncentrált szennyezés ellenére Budapestig a víz minősége lényegesen nem változik. A budapesti szakaszán ismét jelentős szennyezés éri a folyót, de a víz minőségét lényegesen nem rontja le. A középső szakasz ezért változatlanul III. osztályú minőségű. A Budapest alatti szakaszon különösen súlyos és növekvő a bakteriológiai, illetve a nehézfém-(főleg a Hg- és Pb-) szennyezettség, amely a lebegő anyagokhoz kötődve a fenéküledékben akkumulálódik és a folyómederben egyre mélyebbre kerülve a felszín alatti vizek minőségét is veszélyezteti.

A vizek szennyezése

Vízszennyezésnek nevezünk minden olyan rendszerint mesterséges, külső hatást, mely a felszíni és felszín alatti vizek minőségét úgy változtatja meg, hogy a víz alkalmassága a benne zajló természetes folyamatok biztosítására és az emberi használatra csökken vagy megszűnik.

A vízminőség – a víz tulajdonságainak összessége – mind a természetes, mind az emberi használatot érinti. Egy adott térség vizeinek minősége – a hidrometerológiai viszonyok mellett – visszatükrözi a vízgyűjtőterületen folytatott ipari, mezőgazdasági tevékenységet, a település szerkezetét, a terület sajátságos hasznosítását. A természetes vízminőség mindenkor a hidrológiai állapotokhoz kötődik. Ez a hidrológiai helyzetet a vízgyűjtő talajgeológiai tulajdonságai és a meteorológiai körülmények – csapadék, napfény, hőmérséklet – szabályozzák. Egy adott vízi ökoszisztéma a természetes szelekció általi hidrológiai változásokhoz adaptálódik. Ugyanakkor a szennyező-anyag-kibocsátást és az ezzel összefüggő szennyezőanyag-terhelést nem a természetes folyamatok, hanem az emberi tevékenység adott szintje határozza meg.

Az életfeltételek változásának mértéke és a változások gyakorisága megzavarhatja a stabilizálódott ökoszisztémát, és ez olyan mellékfunkciókhoz vezet, ahol a fejlődés irányát és sebességét más, néhány faktor határozza meg. A drasztikus ökológiai változások csökkenthetik az ökoszisztéma önfenntartó kapacitását és ez az adott rendszerben a fajok diverzitásának és bőségének csökkentéséhez vezet. A leromlott diverzitás az ökoszisztémát még sérülékenyebbé teszi és meghosszabbítja a regenerálódási szakaszt.

Az emberi tevékenység felgyorsítja az anyagok áramlását az ökoszisztémán belül és kívül egyaránt. Az intenzív mezőgazdaság és erdészet nagyobb fokú erózióhoz vezet és ez a talajok tápanyag-visszatartó kapacitását csökkenti. Az ipari tevékenység a nyersvíz-kivétellel és a szennyezett víz visszavezetéssel közvetlenül, a levegőbe és a talajra kibocsátott emisszió révén közvetve hat a vízi ökoszisztémára. A levegőből kirakódó szennyező anyagok helyileg és nagyobb térségben is növelik a talajok és a vizek savasságát. A talaj degradációja és a savas lerakódások fokozzák a veszélyes anyagok és a növényi tápelemek víz általi kimosódását. Ez a víz szennyezettségét „diffúz” módon növeli.

A vízi ökoszisztéma néhány vonatkozásban teljesen eltér a szárazfölditől. A víz fizikai, kémiai tulajdonsága, valamint a vízáramlás eróziós hatása miatt a különböző anyagok és energiák áramlása a vízi rendszerben relatíve gyorsabb. Az áramlás már eleve meghatározza a vízi ökoszisztéma felépülését a fotoszintetizáló autotróf szervezeteken keresztül, a növény-és húsevő szervezetig bezárólag. Az oxigénviszonyok döntően hatnak az előforduló szervezetekre, s ezáltal meghatározzák a víz lebontó képességét, a lebomlás milyenségét, végsősoron az adott víz minőségét. A víz minőségét tehát közvetlenül jelzi a vízi ökoszisztéma, az előforduló flóra és fauna összetétele.

A 13. ábra egy kommunális szennyvíz hatását mutatja be. Ha egy szervesanyag-tartalmú szennyvizet természetes állapotú folyóba vezetünk, akkor a szerves anyag meginduló lebomlása miatt, annak oldott oxigéntartalma lecsökken. A csökkent oxigénviszonyok miatt csak azok az organizmusok maradnak meg, melyek képesek az oxigént a felszínről felvenni vagy eltűrik az alacsony oxigéntartalmat is. Az igényesebb halak elmenekülnek, és csak a kevésbé igényes, toleráns halak képesek a szennyvízbevezetés alatt elszaporodni. Amikor a baktériumok valamennyi bevezetett szenynyező anyagot lebontották, az oxigénviszonyok és ezzel együtt a teljes flóra és fauna visszaáll az eredeti, szennyvízbevezetés előtti természetes állapotra.

28. ábra A kommunális szennyvíz hatása a folyó élővilágára

A szervesanyag-szennyezettség és a vizek oldott oxigén rendszere

A vizek jellegzetes és legelterjedtebb szennyezettségét a szerves anyagok adják. Ezek egy része könnyebben, másik része nehezebben bontható biológiai úton. Ebben a fejezetben a szerves szennyezők azon körét tárgyaljuk, melyek viszonylag könnyen bonthatók. Ilyen például a kommunális eredetű szennyvíz és az élelmiszeripari, s a mezőgazdasági szennyvizek egy része.

Ha egy ilyen szennyvizet egy vízfolyásba, tóba – befogadóba – vezetünk, ott a természetes öntisztulás hamarosan megindul, azaz a szerves anyag biológiai bomlása megkezdődik. Ilyenkor tulajdonképpen a szennyvízben lévő szerves széntartalom aerob úton stabilizálódik. Ehhez a stabilizálódáshoz a természetes rendszerben oxigén szükséges, melyet a lebontást végző mikroorganizmusok a vízben oldott oxigénből fedeznek. Hasonló folyamatok zajlanak le az ilyen típusú szennyvizek ártalmatlanítása – a biológiai szennyvíztisztítás – során is. Ezért célszerű a szerves szennyezettséget és az oxigénviszonyokat együtt tárgyalni.

A szerves anyagok mennyiségének ismerete nélkülözhetetlen a vizek minőségének megítélésében.

A szerves anyagok mennyiségének ismerete nélkülözhetetlen a vizek minőségének megítélésében. A szerves szennyezés meghatározza a víz felhasználhatóságát, annak tisztíthatóságát, a tisztítótelep jellegét, a szennyvíznek a befogadóra gyakorolt hatását. A vizekben előforduló szerves vegyületek nagy száma, eltérő jellege, továbbá a kü-lön-külön történő azonosításuk és mérsérük nehézségei miatt a gyakorlatban nem specifikus és indirekt módszerek terjedtek el koncentrációjuk kifejezésére.

Az egyik leggyakrabban alkalmazott ilyen módszer a szerves anyag bontásához szükséges oxigénhiány mennyiségének meghatározása. A szerves anyagnak biológiai úton, aerob körülmények közötti bontását a biológiai oxigénhiány (BOI), kémiai módszerekkel, nedves úton, különböző oxidálószerekkel végzett oxidálását a kémiai oxigénhiány (KOI) fejezi ki. Használatos továbbá a szerves anyag széntartalmának megadása is, ezt fejezi ki a teljes organikus széntartalom (TOC). A BOI, KOI, TOC mutatókat együttesen a vízszennyezést jelző nem specifikus szerves paramétereknek nevezzük.

Biokémiai oxigénigény

Az oxigén felhasználásával történő biológiai szervesanyag-lebontás közelítőleg első rendű reakciósebességgel írható le, az oxigénfelhasználás sebessége arányos a rendszerben lévő oxidálható szerves anyag mennyiségével. Az összefüggés exponenciális egyenlettel írható le:

L = Lo (e–kt)

ahol:

Lo – a kezdeti szervesanyag-koncentráció 
L – t idő után visszamaradó szerves anyag mennyisége 
k – a reakciósebességi konstans.

A szennyvízben lévő szerves anyag a rendszert annak oxigéntartalmának felhasználásával befolyásolja, így a kommunális szennyvíz „erősségét” annak oxigénfelhasználási készségével fejezhetjük ki. Az előző egyenletben az L értéke azonos a szennyvíz biokémiai úton történő oxidálásához szükséges oxigén mennyiségével, azaz a biokémiai oxigénigénnyel (BOI). A BOI értékét milligramm/liter oxigénben adjuk meg és a szennyvíz „erősségének”, szennyezettségének kifejezésére használjuk.

A biológiai oxidáció két fő reakciólépcsőből áll. Az első, ún. szénfázisban a szerves anyag oxidálása történik az alábbiak szerint:

szerves anyag + O2 mikroorganizmus → CO2 → + H2O

A második ún. nitrogénfázisban az ammónia és a nitrit alakul át nitráttá:

2NH3 + 3O2 Nitrosomonas → 2HNO2 + 2H2 + 2H2O
2HNO2 Nitrobakter → 2HNO3

A szerves anyagnak vízzé és szén-dioxiddá történő oxidálásához szükséges oxigén mennyisége az elméleti oxigénigény (EOI). Tekintettel arra, hogy az első lépés 20–30 nap alatt zajlik le, illetve a vízben mindig lehet jelen biológiailag nem bontható szerves anyag, ezért a BOI általában valamivel alacsonyabb az EOI-nál. A nitrogénfázisban együttesen lejátszódó folyamat a nitrifikáció. Mivel a nitrifikáló baktériumok működése lassúbb, mint a szén-bontó baktériumoké, ezért először a szerves anyag többségének oxidálása történik meg, s a nitrifikáció csak késve megy végbe. Mind a nitrobakter, mind a nitrosomonas szén forrásul szén-dioxidot használ növekedéséhez és a nitorgén vegyületek mint elektronbefogadók szolgálnak. A nitrosomonas növekedése sokkal lassúbb, mint a nitrobakteré, így az ammónia révén keletkezett nitrit igen gyorsan oxidálódik tovább nitráttá. Ez azt eredményezi, hogy a nitrit nagy mennyiségben soha nem halmozódik fel és a teljes nitrifikációs folyamatot az ammóniának nitritté történő átalakulása határozza meg. Eltérő a két baktériumfaj hőfokoptimuma is. A különböző nitritképzők nem tűrik a hideget, így az ammónia nitritté oxidálása 10 °C alatt gyakorlatilag gátolt. Ezzel szemben a szerves anyag ammóniáig történő bomlása – ha csökkentett mértékben is –, de folyamatosan megtörténik.

A BOI-reakció „szénfázisánál” több alszakasz is megfigyelhető. Ha nincs jelen elegendő mennyiségű adaptálódott organizmus, a reakció csak késve és lassan indul. Ez a késve, illetve a mikroorganizmusok adaptálódása különösen ipari szennyvízek esetén fordul elő, mértéke függ az ipari szennyvíz mennyiségétől, végső soron annak gátló hatásától. Megfigyelhető továbbá egy plato is a reakció lefolyásánál, ez a plato további két alszakaszra osztja a BOI-rekació első fázisát. Az első a mintában kezdettől jelen lévő oldható szerves szubsztrát felvételét jelenti, részben oxidáció, részben a baktérium sejtbe történő szintetizáció révén (szintézis szakasz). A második fázisban a baktérium sejt belső respirációja – a felvett szerves anyag sejten belüli további oxidációja, a sejt alapanyag-cseréjének fenntartásához, a sejtek anyagának megújulásához – történik (endogén szakasz).

A szennyvíz BOI-ját általában nem ismerjük. A hagyományos módszer, hogy mérjük egy adott idő alatt a szennyvízminta oxigénfogyasztását, egy kezdeti és egy Δt idő után.

BOI = Lo (1 – e–kt)

ahol:

BOI – at időpontban mért biológiai oxigénigény 
Lo – végső BOI értéke 
k – elsőrendű reakció sebességi állandó 

A végső BOI értéke a gyakorlati számításoknál közel azonosnak vehető az elméleti oxigénigénnyel (EOI), illetve a kémiai oxigénigénnyel (KOI). A k állandó értéke kommunális szennyvízeknél 0,1–0,2 nap–1.

A reakcióegyenlet alapján elméletileg a különböző napra és hőmérsékleten meghatározott BOI-értékek átszámíthatók. Az így számított adatok azonban csak tájékoztató jellegűek. A gyakorlatban a 20 °C-on, 5 nap után mért értékek használatosak, a legtöbb ország szabványelőírásai is ezt a BOI5 értéket tartalmazzák.

Az oxigénegyensúly a természetes rendszerekben

A befogadóba jutott szerves anyagok általában – és kívánatosan – aerob bomlás útján alakulnak át. Ez a bomlás oxigénelvonással jár (BOI-rekació). A folyamat sebessége (R1) – az előzőek szerint – az oxidálható anyag mennyiségétől függ:

R1 = k1L

Ezzel az oxigénelvonással tart egyensúlyt a levegőből történő oxigénbeoldódás a vízbe (R2):

R2 = k2D = k2(CT–C)

és a vízinövények által a fotoszintézis során termelt és azok légzésekor (respiráció) elhasznált oxigéntartalom változása (R3):

R3 = ±S

Az utóbbi esetben a mérleg akkor pozitív, ha a fotoszintézis által termelt oxigén mennyisége nagyobb, mint a respiráció oxigénigénye; ellenkező esetben a mérleg negatív.

A levegőből történő oxigénleoldódás – diffúzió az atmoszférából – az oxigéndeficit (D) függvénye; azaz a vízben elméletileg oldható, más szóval a telítettségnek megfelelő (CT) és az aktuális oxigénkoncentráció (C) különbsége. A gázok oldhatóságát – így az oxigénét is – a víz fölötti gáz parcipális nyomása és a hőmérséklet határozza meg. Egy adott hőfokon elérhető maximális oldott gázkoncentráció a telítettségi érték.

A gyakorlatban a telítettségi értékhez képesti oxigéntartalmat százalékban is ki szokás fejezni:

A kevésbé szennyezett, tiszta vizek a telítettség körüli, 100%-ot megközelítő értékben tartalmaznak oxigént, míg a szennyezett vizek – a szennyezés mértékétől függően – mindig ez alattiak. A kommunális nyers szennyvíz általában nem tartalmaz oldott oxigént, a megfelelően tisztított szennyvízben viszont mindig kimutatható néhány mg/l oxigén.

Az előző részegyensúlyok alapján egy kommunális szennyvízzel terhelt vízfolyás oxigénviszonyait, azaz az oxigénkoncentráció időbeli változását (dc/dt) a

egyenlettel írhatjuk le. Az egyenlet megoldása adja az ismert „oxigénvonal” egyenletét, melyet sematikusan a 14. ábra mutat.

Kémiai oxigénigény

A vízben lévő szervesanyag-tartalom meghatározása biológiai módszerrel jó információt nyújt annak lebonthatóságára, a lebontás időbeli lefolyására, de az oxidáció viszonylag „kíméletes” volta miatt, az összes szerves anyagnak csak hányadát méri. Különösen ipari szennyvizek, nagyobb molekulasúlyú vegyületek esetén a mért érték lényegesen eltér a tényleges szervesanyag-tartalomtól.

A BOI-módszerek fogyatékossága miatt került előtérbe a kémiai úton történő, erélyesebb roncsolás, kémiai oxigénigény (KOI) mérése. Kezdetben kálium-permanganátot, később kálium-bikromátot alkalmaztak oxidáló szerként. Ma legtöbb országban a bikromátos módszer használatos. (Ezért, ha külön nem jelöljük, a KOI mindig a kálium-bikromáttal történő oxidálást jelenti.)

Kálium-bikromátos oxigénigény (KOICr)

A kálium-bikromát kénsavas közegben az alábbi reakció szerint oxidál:

K2Cr2O7 + 4H2SO4 = K2SO4 + Cr2(SO4)3 + 4H2O + 3O

A keletkezett oxigén a mintában lévő szerves anyagot szén-dioxiddá és vízzé oxidálja.

Kálium-permanganátos oxigénfogyasztás (KOIMn)

A kálium-permanganát savas közegben a

2KMnO4 + 3H2SO4 = + 2 MnSO4 +3H2O + 5O

egyenlet alapján oxidálja a minta szervesanyag-tartalmát.

Szerves széntartalom

A szerves anyag nem specifikus jellemzésére – a kémiai oxigénhiány mellett – egyre gyakrabban alkalmazzák a szerves széntartalom értékét. A mérés alapja, hogy a szerves anyagok oxidációja során a bennük lévő széntartalom szén-dioxiddá alakul, s ennek mérésével számítható a szén mennyisége, illetve arányosan a szervesanyag-tartalom mértéke.

A szerves széntartalom meghatározásakor az analizálandó minta eredetétől, illetve jellegétől függően az alábbi frakciók különíthetők el:

  • oldott szerves széntartalom (angolul: DOC): a minta szűrése után visszamaradt, nem illékony rész;

  • illékony szerves széntartalom (VOC); a módszerrel illékonnyá tehető szerves rész;

  • lebegő anyaghoz kötött szerves széntartalom (POC): a szűréskor eltávolított szerves rész;

  • összes szerves széntartalom (TOC): az eredeti vízben előforduló összes szervesen kötött széntartalom.

A nem specifikus szervesanyag-mutatók összehasonlítása

A különféle szervesanyag-mutatók (BOI, KOI, TOC stb.) a vízben lévő szerves-anyag-tartalmat eltérő módon mérik. Az eltérés még azonos víztípusnál is jelentős, és a különböző szennyezettségű vizekre – ivóvíz, nyers-, tisztított-, ipari szennyvíz – ez még inkább gyakori. Ennek mértéke a vízmintában előforduló szerves vegyületek milyenségétől függ.

Az egymás közötti biztos korreláció megállapítását végső soron az akadályozza, hogy biokémiai oxigénigény csak a biológiailag bontható szerves anyag oxigénfelvételét; a kémiai oxigénigény a szerves vegyület oxidálását, a szénanalizátorok a szerves anyagok széntartalmát mérik. Így elméletileg is kevés az a közös vonás bennük, mely lehetővé tenné az átszámítást közöttük.

Az irodalomban először a BOI és a KOI közötti összefüggést vizsgálták. Általában igaz:

BOI ≤ KOI, illetve KOI = BOIvégső

de:

  • a KOI nem tesz különbséget a biológiailag bontható és bonthatatlan anyagok között;

  • néhány szervetlen vegyület – nitritek, vas, kénvegyületek – is eltérő mértékben oxidálódnakkémiai és biológiai körülmények között;

  • az adaptálás, a toxikus anyagok gátló hatása, a beoltás milyensége befolyásolja a BOI-értékeket, míg ugyanezek a KOI-nál nem fordulnak elő.

Szennyvizek esetén is van kapcsolat a két komponens között; hányadosuk függ a szennyvíz jellegétől, a tisztítás módjától és fokától. Általában igaz, hogy a KOI/BOI hányados a vízben lévő szerves anyagok biológiai bonthatóságának függvénye. Így például normál kommunális szennyvíznél ez 2–4 közötti érték, a nyers szennyvíznél alacsonyabb, a tisztítottnál – a biológiailag már nem bontható vegyületek relatív feldúsulása miatt – magasabb. Nehezen bomló ipari szennyvízeknél a KOI/BOI hányados mindig nagyobb ötnél, és éppen ebből az arányból vonhatunk le következtetést a biológiai tisztíthatóságra.

Más következtetések levonására alkalmas a KOI és TOC közötti összefüggés. Teljes oxidációt feltételezve, a Ca Hb °C képlettel jellemzett szervesanyag-mennyiség (M) és a KOI között

valamint annak szerves széntartalma között

illetve a két hányados között

összefüggés áll fenn.

A hányados értékének részletesebb vizsgálata közelítő lehetőséget ad vízben lévő szerves vegyületek megítélésére. A legtöbb esetben, amikor különböző szerves anyagok keveréke van jelen, ez az arány közel áll az oxigén és szén molekuláris arányához (32/12 = 2,67), de az aktuális értékek ettől széles tartományban el is térhetnek. Nagy oxigéntartalmú szerves vegyületeknél alacsonyabb (min. zérus), kevesebb oxigént tartalmazóknál magasabb (max. 5,3). Így a mintában lévő szerves vegyületek oxidáltsága becsülhető. Kommunális szennyvízekre: KOI = 12,1 + 3,5 TOC összefüggést írtak le, jó korrelációval.

Hasonlóan a kálium-bikromátos (KOICr)és kálium-permanganátos (KOIMn) értékek között is vizsgálhatók a kapcsolatok. Normál kommunális szennyvíznél a KOICr/KOIMn hányados értéke 2–5 között változik, átlagosan 3. Az alacsonyabb értékek a könnyen oxidálható, magasabb értékek a nehezebben oxidálható szerves anyagok jelenlétére utalnak.

Nitrogénformák

A vízi környezetben a nitrogén öt formában fordulhat elő: elemi, szerves, ammónia-, nitrit-, nitrit-nitrogén.

Elemi nitrogén

Az atmoszférában legnagyobb mennyiségben előforduló molekuláris nitrogén a vizes rendszerekben könnyen oldódik. A molekuláris nitrogén biológiailag inert és nem túl sok biológiai folyamatba lép be. Ennek oka, hogy a N-O-N hármas kötés igen erős és bontása nagy energiát igényel. Így viszonylag kevés mikroorganizmus képes a nitrogén-molekulát közvetlenül hasznosítani. Ilyen közvetlen nitrogénfixálók a baktériumok és a kékalgák. Amíg a legtöbb nitrogénkötő baktérium heterotrofikus – szerves energiaforrást igénylő – szervezet, addig a kékalgák a fixáláshoz külső szerves táplálékot nem igényelnek.

A nitrogénkötés jelensége rendkívül fontos az élővilág szempontjából, mivel elemi nitrogén gyakorlatilag csak ezen az úton juthat a földi nitrogénforgalomba. A nitrogéngáz oldódása a vízben a hőmérséklet és a parciális nyomásnak megfelelően alakul.

Ammónia-nitrogén

A nitrogénfixálás révén az atmoszférában lévő nitrogén beépül a megkötő élőlények testének szerves vegyületeibe. ez a biológiai nitrogénciklus első lépése. A szerves anyagcseretermékek és az elpusztult élőlények testanyagainak lebomlása révén keletkezik az ammónia (ammonifikáció). A szerves nitrogénvegyületek ammóniává történő lebontása anaerob körülmények között is végbemegy (oldómedencében).

A vizeink ammóniatartalma tehát a szerves anyag biológiai lebomlását jelzi, s így a szerves szennyezések egyik legfontosabb mutatója. Meg kell jegyeznünk, hogy az ammónia természetes redukciós (nitrátredukció) folyamatok útján is előfordul a vizekben.

Az ammónia a vízben képes protont felvenni és leadni.

NH3 + H2O → NH4+ OH

A kommunális szennyvízek ammóniumiontartalmát, annak alakulását a szennyvíztisztítás során a következő fejezetben tárgyaljuk.

Felszíni vizeink ammóniaszennyezettsége tág határok között változik. Szennyezetlennek tekintendők a 0–0,2 mg/l tartományok, míg a 3–5 mg/l közötti értékek már erősen terhelt, szennyezett vízfolyások. A téli időszakban a vízfolyások ammóniumion koncentrációja mindig magasabb, a nitrifikáció csökkent mértéke miatt.

Nitrit, nitrát és szerves nitrogén

Míg az elemi nitrogén nagymértékben ellenáll a kémiai rekacióknak, addig az egyéb nitrogénformák nagyon reakcióképesek. Annyira, hogy jóformán minden életjelenségben részt vesznek, szerves és szervetlen kötésben egyaránt.

Oxidáltsági fokozatai is nagyszámúak; a legredukáltabb az ammónia és a legtöbb szerves vegyület (–3) a legoxidáltabb a nitrát (+5).

A nitrogénciklus első lépéseként fixálódott elemi nitrogén révén létrejött szerves nitrogén bomlása adja a ammóniát. Ha a vizes rendszerbe szennyvízkibocsátás, vagy a növényi részek bomlása révén ammónia jut, akkor amennyiben elegendő oxigén áll rendelkezésre, az mindig oxidálódik nitritté és nitráttá. Az oxidációt csaknem minden vízben megtalálható Nitrobakter és Nitrosomonas végzik.

NH4+ + OH + 1,502 Nitrosomonas → NO2 +H+ + 2H2O

No2 + 0,502 Nitrobakter → NO3

Az egyenletekből kitűnik, hogy a nitrifikáció jelentős oxigénmennyiséget fogyaszt el a vízből.1g NH4+ oxidálásához 4,57 g O2 szükséges.

Mindkét baktérium szigorúan kemoautotrof szervezet, azaz szénforrásként kizárólag szervetlen szenet használnak: nagy mennyiségű szerves szén jelenlétében nem is szaporodnak. Ez az oka annak, hogy a szennyvíztisztítás során először a szerves-szén-tartalom, azaz a BOI csökken és a nitrifikációs folyamat csak később indul be.

Az ammónia-nitrit átalakulás optimális körülményei eltérnek a nitrogén-nitrát átalakulástól. Az ammónia-nitrát folyamat pH függő, az ammónia átalakulása 8–9,5 pH között a leggyorsabb. Eltérő a két folyamat hőigénye is; a nitritképzők nem tűrik a hideget, 10 °C alatt a Nitrosomonas működése lelassul. Mivel a szerves-nitrogén bomlása ammóniáig (ammonifikáció) hidegben is megtörténik, így 10 °C alatt vízben az ammónia „relatíve feldúsul”. Ez az oka, hogy télen – azonos terhelés mellett – az ammóniatartalom mindig magasabb, mint nyáron. (A Dunában mért nyári átlagértékek 0,5 mg/l, míg a téli értékek elérik a 3 mg/l koncentárciót is!)

A ammónia-nitrit átalakulsá pH és hőfok függésén túlmenően a reakciók időigénye is eltérő. A Nitrobakter sokkal gyorsabban szaporodik el, mint a Nitrosomonas, az ammónia-nitrit átalakulás mindig lassab folyamat, mint a nitrit-nitrát szakasz. A vizes rendszerekben a nitrit soha nem szaporodik fel, azonnal tovább bomlik nitráttá, s csak átmenetileg, kis mennyiségben mutatható ki.

A nitrogénciklus befejező része a nitrát (vagy közvetlen az ammónia) felvétele a növények részéről. Ez a nitrogénforma ugyanis már hozzáférhető a növények számára. A fejlődés során az oxidált nitrogénforma redukálódik szerves nitrogén-vegyületté, mely a növények elhalásával, vagy egyéb úton jut-hat vissza a vízbe.

Meg kell említenünk a denitrifikációt is, mint a nitrogénciklus másik befejező ágát. E folyamatban a nitrát-nitriten keresztül redukálódik nitrogén-gázzá. Anaerob rendszerben nagyon sok baktérium ugyanis képes a NO3 formájában kötött oxigént felhasználni oxigénforrásként. A keletkezett nitrogéngáz eltávozik a levegőbe, s a továbbiakban csak a nitrogénveszteség következik be a rendszerben. A vizes rendszerbe jutott nitrogén eltávolításának tulajdonképpen ez az egyetlen természetes útja, tekintettel arra, hogy a foszforciklustól eltérően, a szervetlen kicsapódás révén nem történik jelentős kiülepedés a fenékre.

A denitrifikációnak ezt a módját alkalmazzák a szennyvízek nitrogéntartalmának legmodernebb eljárással történő csökkentésére is (anoxikus-oxikus rendszerek).

30. ábra Biológiai nitrogénciklus

Az előzőekben részletezett biológiai változások szervetlen úton is lejátszódnak, élőlények beavatkozása nélkül. A környezet redoxpotenciáljától függően alakul a nitrogén oxidáltsági foka. 0,45–0,40 V között a nitrát nitrit; 0,40–0,35 V redoxpotenciál között a nitrit ammónia redukciója zajlik le. Ezek a folyamatok főleg a felszín alatti vizek minőségében játszanak fontos szerepet.

Az emberi beavatkozás a természetes nitrogénciklust megzavarja. Az emberi tevékenység révén kibocsátott bármelyik nitrogénforma környezetvédelmi zavart jelent. A kommunális szennyvízek nagy ammónia-és szerves nitrogén tartalmukkal növelik a rendszer nitrogéntartalmát. Ilyen szennyvíz bevezetéskor ugrásszerűen nő a szerves nitrogén mennyisége, mely a természetes tisztulás révén a vizek nitrát koncentrációjának növekedését és egyben az oldott oxigén csökkenését eredményezi. A felszíni vizekben a nitrátot a vízi növényzet veszi fel, mely már az eutrofizálódás látható jele. Végső soron tehát a külső, emberi nitrogénbejuttatás a vizes rendszer általános termőképességét növeli.

Hasonló hatás következik be a mezőgazdaságban nem kellően hasznosított műtrágyák kimosódása révén is. Tekintettel arra, hogy a műtrágyák közül a nitráttartalmút köti meg legkevésbé a talaj – a talajok ammónium, kálium, foszfor megkötőképessége lényegesen nagyobb, mint a nitrát esetén –, így a növény által fel nem vett nitrát a vízbe kerül. A lemosódás a felszíni, a csapadék általi beszivárgás a felszín alatti vizek nitráttartalmát növeli.

A nitrogénformák egymáshoz képesti aránya igen fontos mutatóegyüttes a vízminőség meghatározásakor. Segítségével a tisztulási folyamat leírható, és az egyes tisztulási fázisok megítélhetők.

Az ivóvíz minőségének is fontos összetevői a nitrit-és nitrátionok. A nitrátionok mennyisége a hagyományos víztisztítás során nem változik és nem jelentős a vízelosztási rendszerbeni változás sem. Így a csapvízben mérhető koncentráció hasonló a vízbáziséhoz.

A nitrition mennyisége viszont – a klór oxidációja miatt – valamivel alacsonyabb a csapvízben. A nitrit-és nitrátion koncentrációjának ismerete az ivóvíz-ellátásban különleges jelentőségű, fontossága végső soron a nitritionnak a biológiai rendszerekre gyakorolt hatására vezethető viszsza. A nitritek ugyanis egyrészt karcinogének, másrészt toxikusak lehetnek. Ezek a hatások azonban a megfelelően kezelt ivóvízben előforduló nitrit-kon-centrációknál – 0,005 mg/l – önmagukban nem következnének be. A szervezetek némelyikében a nitrát-nitrit átalakulás is végbemehet.

A szájban, vagy a szervezet más részén, ahol a savasság relatíve alacsony, azaz a pH-érték magasabb a nitrát-nitrit átalakulás közben nitrosaminok keletkezhetnek. Ismeretes, hogy a nitrosaminok között rákkeltők is vannak. A rákkeltő anyagok keletkezésének lehetősége egyénenként változik, az egyértelmű összefüggést ma még csak az alacsony gyomorsav-és húgyhólyag-megbetegedések esetén sikerült bizonyítani.

Ismertebb a nitrátionok metahemoglobéniát okozó hatása. Normális körülmények között az emberi szervezet hemoglobintartalmának 1–2 %-a metahemoglobin formájában van jelen. Ha azonban ez 10 % fölött van, föllép a metahemoglobénia betegség, mely nagyobb koncentrációk esetén halálhozis vezethet. A metahemoglobin ugyanis szemben a hemoglobinnal nem képes oxigént szállítani.

A metahemoglobin (Me-He-GI) a hemoglobin (He-GI) oxidációja révén keletkezik. Ezt az oxidációt a nitrátból keletkező nitrit végzi. A felnőttekben specifikus enzim visszaalakítja a metahemoglobint hemoglobinná (méregtelenítési folyamat). A gyermek fejlődése során azonban ez az enzim csak később jelenik meg, s így a csecsemőkben a méregtelenítési folyamat nem megy végbe.

Gyerekeknél a gyomor pH-ja közel neutrális – szemben a normál felnőtt savas kémhatásúval – és ez kedvez nitrit-nitrát átalakítást végző baktériumok működésének. Ezért a magas nitráttartalmú vizet nem szabad csecsemőknek adni, illetve ebből csecsemőtápszert készíteni. Ilyen területeken alacsony nitráttartalmú palackos vizet kell külön szolgáltatni.

10 mg/l nitrát-nitrogéntartalom alatt a metahemoglobénia betegség nem alakul ki. Ezért ez a WHO határétéke ivóvízre.

Nálunk a nitrátionban gyakori a koncentráció kifejezése, s az ivóvíz-határérték 40 mg/l nitrátion. Nitrit esetén védett rétegvizek esetén 1,0 mg NO2/l koncentráció engedhető meg az ivóvízben.

Foszforformák és az eutrofizáció

A foszfor az élőlények építőeleme. A többi elemtől eltérően a szervezetek testében nagyobb arányban fordul elő, mint a környezetben.

A nitrogénformáktól eltérően a bioszférában szinte kizárólag teljesen oxidált formában van jelen; a leggyakrabban foszfátként (PO43). A vizes rendszerekben – pH-tól függően – az ortofoszfát lehetséges három alakja közül mindig az egyik van csak jelen. A semleges kémhatás környezetében a H2PO4 és a HPO42 dominál. Ezeket együttesen ortofosztáfoknaknevezzük. A növények gyakorlatilag csak ortofoszfátot képesek felvenni, s így ezt a formát reaktív foszforalaknak is nevezzük. Szemben a növények számára értéktelen nemreaktív– szerves és szervetlen kondenzált foszfátok – formával.

A foszfát-kationokkal könnyen képez vízben oldhatatlan vegyületeket. A természetes vízi környezetben a vassal, az alumíniummal és a kalciummal alkotott vegyületei gyakoriak. A semleges pH környezetben a vas-és alumínium-foszfát, pH~8 fölött inkább a kalcium-foszfát oldhatósága kisebb.

A fémfoszfát-vegyületek formái függnek a rendszer oxidációs-redukciós viszonyaitól is. Oxidált állapotban a jelenlévő háromvegyértékű vas reagál a foszfáttal, s gyakorlatilag oldhatatlan FePO4 keletkezik, mely a rendszerből kicsapódik. Redukált környezetben a vas kétvegyértékűvé alakul, ez visszaoldja az oxidált formában kicsapódott foszfort. (Fe3(PO4)2)

Ez utóbbi folyamat játszódik le az alacsony oxigéntartalmú – szerves anyaggal terhelt – tavakban, folyókban, felszín alatti vizekben. Míg az előbbi kicsapódás a természetes foszforciklusra is jellemző.

A foszforciklus kiinduló anyaga a vízben oldott ortofoszfátion. A foszfor a vízbe természetes és mesterséges úton egyaránt bejuthat. A kőzetek – apatit, fluorapatit, aragonit – bomlása eredményezi a természetes bejutást. Az emberi tevékenység révén főleg a kommunális szennyvízek és a mezőgazdasági bemosódás növeli a vizek foszfortartalmát. A lakosság élettani kiválasztással naponta 2 g-ot, a felhasznált mosószerekkel pedig további 2 g foszfort, tehát összesen 4 g-ot bocsát ki fejenként. Ez utóbbi a „detergens-foszfor”.

31. ábra A foszforciklus

A detergensek kondenzált foszfátokat tartalmaznak. Ezeket önmagában a növények nem tudják felvenni, nem reaktívak ilyen formában. De a biológiai szennyvíztisztítás során ezek hidrolizálódnak, a szennyvízben előforduló mikroorganizmusok könnyen lebontják ortofoszfátokká, s így a tisztítótelepet tulajdonképpen már egy reaktív, a növények részére hozzáférhető formában hagyják el. (A nyers szennyvízben átlagosan 5–20 mg összes P/l fordul elő, s ennek csupán 15–20 %-a ortofoszfát. A biológiailag tisztított víz 3–10 mg/l összes foszfort tartalmaz, s ennek már 50–90 %-a ortofoszfátforma.)

Az erőteljes műtrágyázás révén a mezőgazdasági területekről átlagosan 50 kg/km2 foszfor mosódik ki, míg erdős területeken ez a kihordás gyakorlatilag zérus. Az iparban a vízkezelő anyagok, korrózió-védőszerek jelentenek további terhelést.

A növények által felvett ortofoszfát – a foszforciklus következő lépéseként–anö-vényben szerves foszforrá alakul. A szerves foszforvegyületek tulajdonképpen polifoszfátok, vagy kondenzált foszfátok.

Általános képletük:

H4P2O7 + H2O → 2H3PO4

A foszforciklus fontos kilépő mechanizmusa a foszfor kicsapódása és a fenéküledékbe történő kiválása. A folyamat visszafelé is lejátszódik.

Mint korábban láttuk, ez főleg a vasra, alumíniumra épül és a redoxviszonyokkal van összhangban. Tavakban például az oxigéndús rétegben a FePO4 kiválik és az üledékbe jut. Ott addig marad, míg a redoxpotenciál 0,2 V-nál nagyobb nem lesz. Ekkor a vas kétvegyértékűvé redukálódik és a foszfát felszabadul a vizes fázisba. A vas és alumínium foszforkötését a humianyagok koncentrációja befolyásolja. Azzal, hogy a vasat megkötik, késleltetik a Fe(III)-foszfát kicsapódását, s így a foszfor hosszabb ideig marad biológiailag hozzáférhető formában.

Hasonló kicsapódási folyamat játszódik le a kalciumkarbonátos hidrokarbonátos vizekben is. A hidrokarbonátból a fotoszintézis során keletkező CO2 hatására CaCO3 csapadék válik ki. Ez a csapadék okozza az oldott foszfor kiválását, oldhatatlan hidroxilapatit formában.

10CaCO3 + 2H+ + 6 HPO42 +2H2O = Ca10(PO4)6(OH)2 + 10HCO3

Ez a biogén mészkiválásként ismert folyamat.

Mint látható, a foszforciklusnak nevezett körfolyamatból a szervetlen foszfátkicsapódás a legfőbb kilépési és a kőzetek málása, s az autropogén, valamint az antropogén szennyezések a legfőbb belépési lehetőség. A ciklusba bevitt foszfor növeli a biológiai produkciót, a ciklusbban többször körbejár, s végső soron az eutrofizációt eredményezi. A kicsapódás az üledékbe ugyan csökkenti a foszforkoncentrációt, de az újraoldódáskor – akár külső szennyezés nélkül is – az eutrofizáció felgyorsulásához vezet. Az üledék tehát nagyon fontos „foszforpuffer”.

A legtöbb természetes rendszerben a foszfor van a legalacsonyabb koncentrációban az algák növekedéséhez szükséges egyéb elemekhez képest. Ezért a foszfort gyakran limitáló tényezőként kezelhetjük. Általában 10 mg/m2 foszfortartalom az a hatás, mely alatt már nem történi biológiai produkció, s az eutrofizáció megelőzhető. A 10 mg/m3 foszforkoncentráció alatti rendszert oligotrofnak, a 20 mg/m3 fölöttit eutrofnak nevezzük. E fölött számíthatunk arra, hogy – ha az egyéb feltételek is adva vannak – a fotoszintézis végbemegy, és a CO2, a NO–3, a PO3–4 alga protoplazmává alakul át:

106CO2 + 16NO3 + 4PO3–4 + 122H2O + 16H+ → C106H263O110N16P1 + 138O2

Az egyenletből látható, hogy a keletkező oxigénmennyiség arányban áll a szervetlen tápanyagok mennyiségével; 1 mol ortofoszfátból 138 mol oxigén, illetve 1 mol nitrátból gyakorlatilag 9 mol oxigén keletkezik.

Az algák tevékenységének ideális tápelem-feltételei:

C : N : P = 106 : 16 : 1

Így, ha egy kibocsátás tápanyagösszetevői ismertek, akkor a rendszer biomassza potenciálja becsülhető. Hasonlóan, ha tudjuk az alga biomassza mennyiségét, akkor a respiráció oxigénigényét számíthatjuk. Az előző tápanyag-arányokkal meghatározhatjuk azt is, hogy melyik tápelem az algafejlődés limitálója.

A várható algatömeg mennyisége becsülhető azzal a módszertani megfontolással, mely az algatömeg elemtartalmát veszi figyelembe. Több analízisből ismert például, hogy az alga teste 8% N-t tartalmaz, így egy adott víz N-tartalmából a várható algatömeg koncentrációja számítható. A számításnál a ható tényezők relatív intenzitását is figyelembe kell venni.

Szénformák

Az élet kémiai alapjait a széntartalom különleges tulajdonságaiban kell keresnünk. Az élőlények testét szerves vegyületek építik fel, az életjelenségek elképzelhetetlenek a szén nélkül.

A földön előforduló szénvegyületek:

  • karbonáttartalmú kőzetek (mészkő, dolomit),

  • fosszilis szén-és olajtermékek (szén, kőolaj),

  • élőlények, humusz,

  • levegőben, vízben lévő szén-dioxidok stb.

32. ábra Biológiai szénciklus

A biológiai szénciklus első lépése a szén-dioxid (CO2) fixálása a növények révén, azaz a szervetlen szén szerves szénné történő átalakítása a fotoszintézis révén:

CO2 + 2H2A → (CH2O) + H2O + 2A

A bonyolult reakció tulajdonképpen a széndioxid redukciója, melynek során a növények esetén oxigén (A = O), a kénbaktériumoknál kén (A = S) keletkezik az élő szerves szénvegyület mellett. A folyamat csak nappal megy végbe, sötétben a fordított reakció történik, azaz a növényi légzés (respiráció), amikor is a növény oxigént vesz fel és szén-dioxidot bocsát ki. Nem tisztázott teljesen, hogy a növények csak a szabad szén-dioxidot képesek hasznosítani. Ismeretes, hogy az egyes algák a hidrokarbonát, karbonát formában kötött szenet is fel tudják használni. A növények esetén ezért a tápanyagért hasznosuló szénforrásnak a teljes, karbonát-hidrokarbonát-szén-dioxid formában jelenlévő mennyiségét szokás figyelembe venni.

A fotoszintézis és respiráció együtt egy víziökoszisztémában a szén-dioxid felvételét és visszaadását jelenti. Ezért ezt szokás rövid szénciklusnak is nevezni.

A hosszabb ciklus során az élő szerves szén az élőlények elhalása után, a bakteriális bomlás révén alakul vissza szén-dioxiddá. Ez a visszaalakulás történhet aerob – oxigént igénylő – és anaerob – oxigénmentes – úton. Anaerob úton a szerves szén egy része metánná redukálódik. Ez a metánfermentáció is két lépésben zajlik le. Az elsőben a savképző baktériumok hatására zsírsavak keletkeznek, majd a másodikban a zsírsavból a metánképzők végzik a metántermelést. Ezt hasznosítják az iszaprothasztás folyamatában.

A természetes vizekben a szerves szénnek szervetlenné történő visszaalakulása – ásványosodás – oxigént igényel, s így befolyásolja a rendszer oxigénegyensúlyát. Ha túl nagy a szerves széntartalom, az a természetes rendszer oxigéntartalékát elvonja, és oxigénhiány következik be.

A szén-dioxid-hidrokarbonát-karbonátrendszer

Az atmoszférában jelenlevő szén-dioxid könnyen oldódik a vizes rendszerben. Az oldódás mértékét felszíni vizekben a gázok oldhatóságára vonatkozó szabályok – noymás és hőmérséklet viszonyok – befolyásolják. Felszín alatti vizekben a szén-dio-xid-tartalom lényegesen maggasabb lehet, a talajon átszivárgó víz különösen gazdag CO2-ben.

Az atmoszférában körülbelül 400 ml/l mennyiségben van jelen, s ebből egyensúlyi állapotban 0,7 ml/l szabad szén-dioxid oldódik a vízben.

Ha a szabad szén-dioxid vízben oldódik, s szénsav keletkezik, az könnyen diszszociál, létrejön a szabad szén-dioxid-bikarbonát rendszer.

Nehezen lebomló szerves szennyezők, szerves mikroszennyező anyagok

A vizeket érő szerves anyagok káros hatása eltérő. A hagyományos, az előző pontban tárgyalt szerves szennyezők nagyobb koncentrációban károsak, s főleg a vizek oxigénháztartásának befolyásolása alapján fejtik ki hatásukat. Az ebben a fejezetben tárgyalt szerves szennyezők már kisebb koncentrációban – általában mikrogramm/l tartományban – is károsak, s hatásukat inkább mérgező, rákkeltő, felhalmozódó tulajdonságaik alapján fejtik ki. Hazai gyakorlatban ezeket gyakran szerves „mikroszennyezők” összefoglaló néven is említjük.

Növényvédőszerek

A növényvédőszer, vagy peszticid fogalom összetett, ide sorolunk minden olyan anyagot, mely alkalmas a mezőgazdasági hasznonnövények, termékek, termények károsodásának gátlására. Ilyen károsodást a legkülönbözőbb élőlények idézhetnek elő.

A peszticidek csoportosítása azon alapszik, hogy milyen kórokozóra hat, így megkülönböztethetünk:

  • víruspusztító – viricid,

  • baktériumölő – baktericid,

  • gombaölő – fungicid,

  • állati kártevőt irtó – zoocid,

  • gyomirtó – herbicid

növényvédő szereket.

A peszticidek kereskedelmi forgalomba – s így a vizekbe is – különböző segédanyagokkal együtt kerülnek. A hatóanyag és szer megkülönböztetése ezért lényeges. A hatóanyag az a vegyület, mely a peszticidhatást kifejti, a szer a késztermék, amellyel a felhasználó találkozik. A szer tehát tartalmazza a hatóanyag oldékonyságát, tapadóképességét, nedvesítő képességét stb. elősegítő segédanyagokat is.

Fontos tudni azt is, hogy a szer kereskedelmi néven kerül forgalomba, s ez egyben utal a peszticid megjelenési állapotra is. A név utáni L jelölés mindig a folyékony, a D poralakú, a G granulátum formát, az EC emulzióképző jelenlétét jelöli.

A növényvédő szerek igen hatékony és széles körben, nagy-és kisüzemi kultúrákban egyaránt – használatos anyagok. Így már kis koncentrációban is kifejthetik káros hatásukat, s jelenlétükre mind a felszíni, mind a felszín alatti vizeknél számítani lehet.

A peszticidek nagy része állati szervezetekre mérgező, a szájon, bőrön keresztül, vagy belélegezve egyaránt kifejtheti hatását.

A toxikusság mértékének megítéléséhez – egyéb konkrét mérések hiányában – figyelembe vehetjük a forgalmazással együtt kötelezően előírt információkat, munkaegészségügyi, élelmiszer-egészségügyi várakozási időt, az 50% pusztulást előidéző dózist, a környezetvédelmi besorolást, a megengedhető szermaradék mennyiségét.

A növényvédő szerek vízminőségi megítélésénél a toxikusság mellett nagyon fontos azoknak a természetes lebomlással szembeni ellenálló képessége. Ez a bomlásnak ellenálló képesség – rezisztencia – azt jelenti, hogy ezek az anyagok környezetidegenek, s a természetes környezetben hosszú ideig megmaradnak (perzisztencia). Ugyanis, minél hosszabb ideig áll ellent a természetes lebontási folyamatnak, annál valószínűbb, hogy bekerül a biológiai rendszerekbe, s így káros hatását az emberre is kifejtheti. A növényvédő szerek perzisztenciájának megítélésénél ezért fontos szempont ezen vegyületek lebomlásának és az arra ható faktoroknak az ismerete.

A toxikusság és perzisztencia egy-egy növényvédő szer esetén egymástól eltérő is lehet. Általános igény ugyanis, hogy a vegyületek rövid életűek legyenek, vagyis a természetben gyorsan lebomoljanak, ugyanakkor ezen rövid idő alatt kell kifejteni a peszticidhatást, tehát végső soron a nagyobb toxikusságot. Jól jellemzi ezt a növényvédő szerek fejlesztésének iránya is. Így például a kezdetben használt DDT, nem volt túl toxikus, de a természetben sokáig megmaradt, ezzel szemben az azt kiváltó paration-származékok könnyebben bomlanak, de emlősökre sokkal toxikusabbak.

A peszticidek általánban jellemző szagúak, intenzív szaguk már kis koncentrációban is észrevehető.

Tekintettel arra, hogy a peszticidek körébe a legkülönbözőbb vegyületeket soroljuk, így csak a vízvédelmi szempontból fontosabbakat tárgyaljuk.

Klórozott szénhidrogének

Magukba foglalják mindazon szénhidrogéneket, melyek a legkülönbözőbb helyeken, vagy a gyűrűben, vagy a láncban klórral helyettesítettek. A klórtartalommal kapcsolatban általános szabály, hogy minél nagyobb mértékű a klór szubsztitúció, annál hatékonyabb a vegyület, mint növényvédő szer és valószínűsíthetően annál ellenállóbb a természetes bomlással szemben.

Jellemző tulajdonságuk, hogy a talajhoz, a fenéküledékhez jól kötődnek, s miután nehezen bomlanak, ott tartósan megmaradnak. Így például a DDT nyomait a felhasználási helytől több száz kilométerre, sőt az Északi-sarkból kiolvasztott hóban is ki lehetett mutatni.

Másik tulajdonságuk, hogy vízinövényekben és állatokban és ezáltal az élelmiszerláncban felhalmozódnak. Így például a DDT a vízben előforduló koncentrációjához képest a halakban 10 000-szeresére is képes felhalmozódni.

Ezen veszélyes tulajdonsága miatt – bármilyen hatékony peszticidnek is bizonyult – a DDT-t a legtöbb helyen – hazánkban a világon elsőként – betiltották. Helyettes metoxi-származékként, a metoxi-klórt alkalmazzák, mely hasonlóan nagyhatású szer, de kevésbé perzisztens, s így a melegvérűekben nem halmozódik fel, mérgező koncentrációja is nagyságrendekkel magasabb.

Nem aromás klórozott szénhidrogének között említjük az aldrint, lindánt, toxafént, endoszulfánt. Az aldrin és a belőle keletkező dieldin szintén perzisztens, így használatát több országban szintén betiltották. A lindán, toxafén, endoszulfán kevésbé halmozódik fel, de melegvérűekre mérgező, hazánkban inkább ezek használatosak.

A klórozott szénhidrogének bonthatósága összefüggésben van azok vízoldhatóságával, Minél oldhatatlanabb a növényvédő szer, annál valószínűbb, hogy ellenáll a biokémiai lebontási folyamatoknak, s így várhatóan nagyobb az akkumulálódás mértéke.

Általánosságban elmondható, hogy a klórozott származékok hatásukat elsősorban az idegrendszerre fejtik ki, azáltal, hogy az idegszövet mikroelektromos tulajdonságait megváltoztatják.

Szerves foszforvegyületek

Valamennyi szerves foszforsav-származék az ortofoszforsavra vezethető vissza: Hatásuk szintén az idegrendszeren keresztül történik, azáltal, hogy acetil-kolinhoz hasonló szerkezetűek, s így gátolják kolineszteráz enzim működését. Ezért ezeket kolineszteráz-gátlóknak is nevezik.

A létrejött kötések észter típusúak, s így jól bonhatóak. Összehasonlítva a klórozott származékokkal, megállapítható, hogy azok éves rezisztenciájukkal szemben a fosz-forsav-származékok „ellenállósága” mindössze napokban mérhető. Ezzel szemben mérgező hatásuk melegvérűekre sokkal nagyobb. Közülük kiemelésre méltó a paration és a kéntartalmú forát. Ezek jelentős mérgezőképessége miatt inkább a hasonló hatású, de kevésbé mérgező származékaikat, metilparationt, bromofoszt, illetve malationt használják.

Egyéb herbicidek és fungicidek

Ide sorolható egyéb növényvédő szerek igen változó összetételűek. Vízminőségi szempontból a széles körben alkalmazott fenoxiecetsav és triazin származékok említésre méltóak. A 2,4 diklór fenoxiecetsav – egyszerűbben 2,4–D – és a 2,4,5 triklór fenoxiecetsav – 2,4,5-t – herbicidek. Gyomirtó hatásukat a növekedést szabályozó indolilecetsavhoz hasonló szerkezetűk révén fejtik ki. Általában a kétszikűeket károsítják, s így szelektív hatásúak.

A triazinok szelektív gyomirtó szerek és főleg a kukorica védelmére használják. Hatásukat a fotoszintézis gátlásával fejtik ki. Hazánkban a simazin-aktinit DT – és az atrazin – aktinit PK – terjedt el. Valószínűleg ez a széles körű felhasználás miatt fordul elő a hazai vizekben is, így a Duna jellegzetes növényvédő szer összetevője is.

Ezen vegyületek biológiai bonthatósága vízvédelmi szempontból elfogadható mértékű. A bonthatóság gyűrűben lévő szusztituált klórtól is függ. Így például a kevesebb klórtartalmú 2,4–D a talajban 10 nap alatt lebomlik, míg a többi klórt tartalmazó 2,4,5–T még 20 nap után is megmarad.

A növényvédő szerek ivóvizekben megengedhető értékeinek megállapításánál elsősorban a lebomlással szembeni ellenállóképességét, illetve a bonthatók esetén a mérgező hatást, de a káros hatás szempontjából mindenképpen a legalacsonyabb, biztonsági koncentrációt veszik figyelembe. Általános szabály – ha egyedileg nincs határkoncentráció –, hogy az ivóvízben megengedhető érték (mg/l-ben) az élelmiszerekre megengedett maradékkoncentráció (mg/kg-ban) 5 % (MSZ 450/1/89).

A legtöbb növényvédő szer vízközelben – felszíni vízfolyások, tározók, tavak – és vízmű védterületeken történő felhasználását korlátozni szükséges. A korlátozás mértéke függ a peszticid káros hatásától. A konkrét előírásokban részletezik a felhasználható peszticideket, a felhasználásnak a vizektől mért távolságát. (Pl. a parti 100–200 m sávban, belvizes területeken stb.)

Kőolajok és származékaik

A kőolajok és kőolajtermékek által okozott vízszennyezések a leggyakoribbak közé tartoznak. Magyarországon a rendkívüli – különösen káros és nagy mennyiségű – szennyezések több, mint fele ezekből az anyagoktól származik. Tekintettel a széles körű – ipari, mezőgazdasági, lakossági – felhasználásra, megjelenésükre vizeinkben csaknem mindenütt számíthatunk, különösen, ha a pontszerű – szennyvízkiömlők – szennyezések mellett figyelembe vesszük a szállítás – csővezetékeken, tengelyeken és vízi úton – továbbá a tárolás – föld alatt, föld feletti tartályok – közbeni szóródás lehetőségét is.

A kőolajok kémiai szempontból alifás, aliciklusos és aromás szénhidrogének keveréke. Az egyes vegyületcsoportok aránya a kőolaj-féleségektől függően is lényegesen eltérő. A nagylengyeli kőolaj például inkább naftén, míg az lispei inkább paraffin bázisú; a bakui szovjet kőolaj átlagos paraffintartalma max. 10%.

Az ásványolaj és származékainak vizeink minőségére gyakorolt káros hatása sokirányú.

Már kis koncentrációban íz-és szagrontók. Jellegzetes szagukról oldott állapotban is megkülönböztethetők az egyes termékek. A tiszta normál paraffinok szagukról alig ismerhetők fel; az illékonyabb homológok, mint a n-heptán, n-oktán, n-nonán inkább kellemes gyümölcsszerű szaggal rendelkezik, a magasabb forrpontúak szintén szagtalanok. A tipikus „benzinszagot” túlnyomóan az izoparaffinok, naftének és az aromás összetevők adják. Tehát az egyes kőolajok és termékek szagküszöb értékei – az előforduló szagrontók arányairól függően – egymástól több nagyságrendben is eltérnek.

A szénhidrogének mérgezőeka vízi életközösségekre. A mérgező hatás is különböző, nagymértékben függ a vízben való oldhatóságtól.

A vízben való oldhatóság az aromások, naftének, parafinnek sorrendjében, továbbá növekvő molekulasúllyal csökken. Egy-egy olajtermék esetén az aromás tartalom és a forráspont döntő jelentőségű. Például a halakra való mérgező hatás szempontjából is jelentős az illető szénhidrogén aromás összetevője; a határkoncentráció naftalinra 2,5–5 mg/l; benzolra 5 mg/l; a különböző benzinfajtákra 50–200 mg/l. Mint látható, ezek a tartományok a vízben már oldott állapotban is előfordulnak, míg a diesel-, motor-és fűtőolajok toxikus értékei – 50–100 mg/l – oldott formában már nem találhatók meg. Tehát a mérgező hatás szempontjából az oldhatóság döntő jelentőségű. A szénhidrogének vízben történő oldhatóságát nagymértékben növelik a felületaktív anyagok. A szintetikus mosószerek hatására a táblázatban közölt értékek nagyságrendekkel is megnövekedhetnek, s mivel a hagyományos ivóvíztisztítás során jelentős részük visszamarad, az oldott szénhidrogének az emberi szervezetbe kerülhetnek. Akkumulálódó tulajdonságuk révén felhalmozódhatnak a táplálékláncban is. Rákkeltő hatásuk, különösen származékaik tekintetében egyértelműen bizonyított.

A vízi környezetbe került olaj további átalakulásának (18. ábra) ismerete annak várható káros hatásának megítélése szempontjából fontos.

33. ábra A vízi környezetbe került olaj átalakula

Ha a környezetbe olajkerült, annak az alábbi átalakulásával számolhatunk:

  • Szétterülés: a vízfelszínre kikerülő olaj, ha nem ütközik akadályba, gyorsan szétterül és vékony, filmszerű réteget alkot; befedve ezzel a víz felszínét, s megakadályozza például az oxigén felvételét. Tiszta vízben ez a fedettség 0,2 mm vékonyságú hártyáig is terjedhet. Ennek a hártyának a vastagsága függ az olaj viszkozitásától. Minél kisebb a viszkozitás, annál vékonyabb a lehetséges hártya. A szétterülés függ a környezet hőmérsékletétől is, alacsony hőmérsékleten különösen a nagyobb viszkozitású olajszármazékok viszonylag nagy tömbökké is összeállhatnak (nehéz fűtőolajok). A felszíni vízen szétterülő olajréteg legkisebb, szemmel is érzékelhető vastagsága 4×10–5 mm, ez 1 km2 felületre átszámítva 40 l olaj; 300 l pedig már feltűnő, erősen szivárványos szennyeződést okoz.

  • Párolgás: főleg az alacsonyabb molekulasúlyú és forrpontú vegyületek az atmoszférába kerülnek. A párolgás mértékét a meteorológiai viszonyok – hőmérséklet, szél – nagymértékben befolyásolják.

  • Oldódás: ahogy korábban említettük, főleg az alacsonyabb molekulasúlyú és aromás összetevők vízbeni oldódása jelentősebb.

  • Emulzióképződés: az olaj egy része a vízzel emulziót képez. Az emulzióképződés szempontjából meg kell különböztetnünk az „olaj-vízben” és a „víz-olajban” típusúakat. A „víz az olajban” emulzió még az olajos fázis része és így a víz tetején úszik, azaz onnan még lefölözéssel eltávolítható. Az „olaj-vízben” emulzió már az oldódás jele, tehát a vizes fázisba került olajat jelenti, s így a hagyományos lefölözéssel nem távolítható el. Az emulzióképződést a szintetikus mosószerek és a hullámzás nagymértékben segítik.

  • Lebegő anyagokhoz kötődés-kiülepedés: a hullámzás, turbulens áramlás és egyéb vertikális irányú vízmozgás hatására az olaj egy része a lebegő anyagokon adszorbeálódik, majd azokkal együtt a fenékre kerül, s az üledékrendszerben lejátszódó folyamatok – lebomlás, visszaoldódás – szerint alakul tovább.

  • Autooxidáció: a molekuláris oxigén által is fénykatalizált reakció, melyek során különböző ketonok, aldehidek és karboxilsavak keletkeznek. A folyamatban a napfényen kívül a szénhidrogénekben előforduló kén és szerves fém vegyületek is fontos szerepet játszanak. Különösképpen a fémvegyületek okozta katalízis következtében szabad gyökök keletkeznek, melyek az oxidációt továbbviszik.

  • Biológiai lebomlás: a vízi környezetbe került szénhidrogének illékonyabb része elpárolog, a maradék részek pedig autooxidáció és biológiai lebomlás révén alakulnak tovább. A biológiai lebomlás azonban az egyes összetevőkre különböző módon következik be. Bár a szénhidrogének egy része toxikus a vízi életközösségre, más részét azonban eltűrik és bontják. Tehát ha egy szénhidrogén-szennyezés biológiai lebomlása megkezdődik, bizonyos frakciók könnyen lebomlanak, mások változatlan összetételben megmaradnak. Általában a paraffinok könnyebben bomlanak, mint az aromások; s ezen belül is az egyenes szénlácúak bomlékonyabbak, mint az elágazóak. A C–10 és C–18 közötti szénatomszámúak oxidálódnak legkönnyebben, a metánt, etánt és a propánt csak speciális fajok bontják, míg a C–30-nál nagyobb szénatomszámú gyanták teljesen oldhatatlanok és a biológiai lebomlásnak teljes mértékben ellenállnak.

A biológiai lebontásban különböző baktériumfajok – Aeromonas, Pseudomonas és a mikroflóra más elemei vesznek részt. Az olajbontók között különleges helyet foglal el az Arthrobacter típus, mely az olajok emulzióba vitelét segíti elő.

Talajbaktériumok N-P műtrágyák jelenlétében különösen jól bontják a szénhidrogéneket. Ezt a felismerést hasznosítják, amikor az olajos iszapokat különleges talajokon, műtrágyák adagolásával biológiailag bontanak le.

A felszín alatti vízkészlete tért olajszennyezések száma különösen növekvő tendenciát mutat, ugyanakkor ezek feltárása, a veszélyhelyzet megítélése fokozottabb szakmai felkészültséget igényel. Ennek érdekében külön szükséges foglalkozni a szénhidrogének felszín alatti vízszennyezésének eseténi viselkedésével.

Ha kőolaj, vagy származákai a talajra vagy talajba kerülnek, a szennyező anyag benyomul a talaj pórusaiba, és ott a gravitációs kapilláris erők hatására mozog tovább. A függőleges irányú mozgást a gravitációs, a vízszintes irányút a kapilláris erő befolyásolja. A jó áteresztőképességű közegben a függőleges, a kevésbé áteresztő képességű talajon a vízszintes mozgás a jellemző. Így a talajban kialakult olajtest jellegzetes, a heterogenitástól függő formát mutat (19. ábra). Az egyes talajok olajmegkötő képessége eltérő és arányos a hézagtérfogattal, illetve a szivárgási tényezővel, függ továbbá a talaj nedvességétől is.

34. ábra Az olaj mozgása felszín alatti vízszennyezés esetén

Ha a beszivárgott olaj mennyisége meghaladja a talaj olajvisszatartó képességét, akkor a szénhidrogén a talajvizet eléri és a talajvíz fölött, a kapilláris zónában kezd szétterjedni, s a talajvíz áramlással halad tovább horizontálisan. A szétterülés egy többé-kevésbé vastag, kifelé vékonyodó alakzatban történik (olajlencse). Az olajlencse átlagos vastagsága, tehát olajtartalma függ a talaj olajvisszatartó képességétől.

A szénhidrogének egy része oldódik a talajvízben és a továbbiakban oldott állapotban a talajvíz irányában a diszperzió hatására halad előre, egyre szélesedő csóva alakjában, tehát egyre kisebb koncentrációban. A vízben jobban oldódó szénhidrogén összetevők így lényegesen előbbre juthatnak. A talajvízben is lehetséges azonban biológiai bomlás, ha a mikroorganizmusok részére elegendő oxigén áll rendelkezésre. A viszonylag gyors biológiai lebomlás elsősorban az oldott állapotú szénhidrogének esetében következik be, a talajvíz tetején úszó olajlencse lebontása rendkívül lassú.

A szénhidrogén felszín alatti szennyezések soráni viselkedésénél még egy vízminőségi problémára kell felhívnunk a figyelmet, nevezetesen a figyelőkutakban kialakuló állapotokra. A talajvíz tetején szétterült olajréteg vastagsága nemazonos a figyelőkútban mérhető rétegvastagsággal. A figyelőkútban ugyanis mintegy négyszer nagyobb az olajvastagság, mint a talajvíz tetején, tekintettel az eltérő nyomásviszonyokra. Így a felszín alatt lévő olaj mennyiségének becslése a figyelőkútban mért korrekció nélküli olajvastagság alapján irreálisan magas értéket eredményez.

Szintetikus mosószerek

A szintetikus mosószerek – korábbi elnevezése szerint detergensek,felületaktív anyagok, újabban tenzidek– vizeink kizárólagosan emberi tevékenységből származó szennyezői. Széles körű elterjedésük miatt jelenlétükre mindenütt számíthatunk. A kommunális szennyvizek állandó összetevője. Az iparban főleg a mosószergyárak, tisztítóüzemek, textilgyárak hasznosítják.

A szintetikus mosószerek kémiailag egy hosszabb szénláncú – vízben rosszul, zsírokban jól oldódó – hidrofób és egy rövidebb hidrofil – vízben oldódó – részből állnak. A korábbi mosószerek elágazó szénláncot tartalmaztak, melyek biológiailag nem bonthatók („kemény detergensek”). Használatuk éppen ezen rossz tulajdonságuk miatt visszaszorult. A jelenleg alkalmazott tenzidek egyik fontos követelménye a biológiai bonthatóság.

A szintetikus mosószerek – a felületaktív vegyület mellett – rendszerint foszfátokat is tartalmaznak komplex képzőként. A detergensek habzási képességük révén a felszíni vizeket, szennyvíztisztító berendezéseket habréteggel vonják be, s ezáltal nehezítik az oxigénfelvételt. Foszfáttartalmuk pedig hozzájárul a felszíni vizek eutrofizációjához. További káros hatásuk, hogy összetételüknél fogva oldatba viszik, illetve tartják azokat a hidrofób jellegű vegyületeket, olajok, peszticidek, poliaromások stb., melyek egyébként kicsapódnak, kiülepednek. Így tulajdonképpen szinergetikus hatást fejtenek ki. Az oldatban maradt vegyületek – közöttük több rákkeltő lehet – a vízművek szűrőin átjuthatnak és közvetlenül is veszélyt jelentenek az emberre. Nagyobb koncentrációban ízrontóak is lehetnek, sőt toxikusak is a vízi életközösségekre. (LC50 halakra = 3–5 mg ANA detergens.)

Az ivóvízben megengedett értéket káros hatás alapján, általában 0,2 mg/l koncentrációban. A kommunális tisztítatlan szennyvízek 2–5 mg/l értékben tartalmazzák.

Kémiai szempontból három csoportra oszthatók: anionaktív, kationaktív, nem ionos mosószerek.

Hazánkban főleg az anionaktívak terjedtek el, a szennyvizekben mindig ezek vannak feleslegben. A kevesebb kationaktív típusúakat kicsapják, így az utóbbi jelenlétével a felszíni vizekben nem kell számolni.

Anionaktív mosószerek

Kémiailag egy negatív töltésű, hosszabb szénláncú csoportból és rendszerint pozitív töltésű nátriumionból állnak. A negatív töltésű rész alkil-szulfát

(R O SO3) vagy

alkil-benzol-szulfonát

(R C6H4–SO3)

A toxikusság és biológiai bonthatóság szempontjából az a kedvező, ha az alkilcsoport nem elágazó és a szénatomszám C12-C16 közé esik.

Kationaktív mosószerek

Ezek rendszerint kvaterner ammónium-iont, vagy piridint tartalmaznak, biztosítuák a kationaktív jellegüket. Rendszerint bakteriosztatikus hatásúak, így kórházakban, mosodákban fertőtlenítésre használják.

Nem ionos mosószerek

Jellemző tulajdonságuk, hogy vizes oldatban nem disszociálnak, s így sem anionokat, sen kationokat nem eredményeznek. Vízminőségi szempontból kedvezőbb a megítélésük, mivel kevésbé mérgezőek (LC50 halakra 20–40 mg/l).

Kémiai szempontból többféle vegyület tartozik ide. A leggyakoribbak poli-glikol-éter származékok, melyekhez egy hosszú szénláncú hidrofób lánc kapcsolódik (pl. alkilfenil; zsírsavgyök, vagy zsíramingyök). A glikol-étercsoport tagszáma 20–30 is lehet. Általános képletük:

R–C6H4 – (CH2 – CH2O)n – OH

Ezek a típusú módszerek kedvező tulajdonságaik módszerek kedvező tulajdonságaik miatt elterjedőben vannak.

Huminanyagok

A huminanyagok különleges helyet foglalnak el a vízminőségre ható anyagok között, azzal, hogy természetes eredetük révén a környezetre nem toxikusak, de más vegyülettel való kölcsönhatásuk során azokká válhatnak.

Mindazokat a természetes eredetű szerves vegyületeket soroljuk ide, melyek a talaj kimosódása és a növényi anyagok bomlása révén érik a vizeket. Önmagukban tehát nem toxikusak és a legtöbb esetben nem is igényelnek különleges vízminőségi megítélést. Összes mennyiségük a természetes vizekben 0,5–5 mg/l között változik. A víz természetes színeződését okozzák.

A huminanyagok nagyon sok, különböző kémiai csoportba tartozó vegyületet ta-karnak, így osztályozásuk is nehéz. Általában a kioldási metodikával csoportosíthatjuk őket. A talajból nátrium-hidroxiddal kioldható, majd savas oldatban is visszamaradó anyagokat fulvin-savaknak; a savas oldatból kicsapódó, s etanolban oldhatókat humin-savaknak; a savban és lúgban oldhatatlanokat humin-vegyületeknek nevezzük. A humin-savak valamivel több szenet és nitrogént, a fulvin-savak több oxigént tartalmaznak. A molekulasúlyuk is eltérő, az eredettől függően. A kimutatott vegyületek molekulasúlya általában kisebb, mint 1500, a többségük 700 alá esik, a huminvegyületek molekulasúlya viszont nagyobb is lehet.

Ha a huminanyagok a vizekbe kerülnek, az ott jelenlevő egyéb szennyezésekkel reakcióba vihetők. Ezek közül főleg az oxidálószerek, s ezen belül is a klór a legveszélyesebb. Például a szennyvíztisztítás során fertőtlenítésre használt klór koncentrációja már nem elég nagy ezen szerves anyagok teljes oxidálásához, s csupán részleges, helyettesítéses reakció történik. Az így keletkezett klórozott szerves vegyületek – pl. kloroform – jelentős része rákkeltő. További probléma jelentkezik, ha a vízekben bro-mid is jelen van, mivel ezt a klórt feloxidálja brómmá, mely a szerves anyagokkal a klórhoz hasonlóan reagál. A keletkező „haloform” vegyületek koncentrációja és az alkalmazott klóradag mennyisége között arányosság áll fenn.

A huminanyagok fontosságát jellemzi az a felismerés is, mely szerint a biológiailag tisztított szennyvíz szervesanyag-tartalmának 22 %-a protein, 12%-a szénhidrát, 14%-a detergens, 8%-a éterextrakt és csaknem 50 %-a huminvegyület. Tehát a huminanyagok biológiailag nehezen bonthatók.

A vízi környezetben a huminanyagok fontos szerepet játszanak a fémek komplex képzésében. Karboxil és fenolos hidroxil-csoportjai révén a fémekkel – különösen az üledékekben – fémhumát komplexet alkotnak, s ezzel elősegítik a fémek oldatba menetét. A huminkomplexek stabilitása függ a fémion fajtájától, a redoxpotenciáltól és a víz kémhatásától.

Poliklórozott bifenilek

A poliklórozot bifenilek (rövidítve: PCB) megnevezés alatt azokat a nem természetes eredetű, szerves, aromás vegyületeket értjük, melyek nagy mennyiségben – 10–60 %-ban – tartalmaznak szubsztituált klórt. A PCB megnevezés kb. 200 különböző kémiai szerkezetű anyag együttesét jelenti. Összegképletük: C12H10–nCln. Ezeknek az anyagoknak az elterjedése – különleges tulajdonságuk miatt – fokozódóban ban. A PCB-vegyületek ugyanis kivételesen stabilak és nagyon kevésbé gyúlékonyak. Széles körben alkalmazzák ezért a műanyagiparban, növényvédő szerek, festékek, gumik, csomagolóanyagok gyártásánál, továbbá mindazon helyeken, ahol elektromos tüzek keletkezését kell megakadályozni (például kondenzátorok, transzformátorok hűtőfolyadéka). Negatív környezetvédelmi megítélésük miatt alkalmazásukat ma már több helyen korlátozzák, illetve más típusú anyagokkal helyettesítik. (Ilyen helyettesítők például az alkil-aril-foszfát típusú vegyületek, melyeket nagyobb erőművekben hidraulikai folyadékként használnak.)

A PCB-k vízben gyakorlatilag oldhatatlanok, viszont jól oldódnak zsírokban és így a zsírszövetekben feldúsulnak. A károsító hatásnak felismerését hosszú ideig az akadályozta, hogy hasonló szerkezete miatt a DDT és bomlástermékeivel keverték össze. A PCB toxikus, Daphniára 0,2 mg/l, guppira 2,0 mg/l koncentrációban teljes pusztulást okoz. Rákkeltő hatásuk a laboratóriumi tesztállatokra egyértelmű volt.

A poliklórozot bifenilek a DDT-hez hasonlóan akkumulálódnak a táplálkozási láncban. Ma már ismert azonban, hogy a DDT-nél is veszélyesebbnek számítanak, mivel a lebomlási idejük még annál is hosszabb. Így a környezetben évtizedekig változatlanul megmaradnak. Az ismert környezetszennyező anyagok közül ezek a vegyületek a legprzisztensebbek.

A baktériumok lebontásának is ellenáll, s ezt a nagyfokú ellenálló képességet a fenolgyűrűben szubsztituált klór okozza. Minél nagyobb a klórhelyettesítés a fenolgyűrűben, annál tovább marad meg a vegyület a környezetben.

Ma már a legkülönbözőbb vizekben – óceánokban, folyókban és tavakban – kimutathatók. Bár elsősorban az ipari szennyvizek tartalmazzák, a gumi-és műanyagtermékek szétszóródása miatt a városi területekről – például gépkocsi-parkolókból – lemosott csapadékvizekben is előfordul. A halakban és a folyók, tavak üledékében felhalmozódik, így ezekben lényegesen nagyobb koncentrációban fordul elő, mint a vizekben.

Az akkumulálódási és perzisztens tulajdonsága miatt a legtöbb országban szigorú határértéket írnak elő még az élelmiszerekre is. Az USA-ban a szennyvízek 0,01 mg/l-nél alacsonyabb koncentrációban tartalmazhatnak csak poliklórozott bifenileket. Az ivóvizekre megengedett érték 0,1 mg/1.

Fenolok

A fenolok összefoglaló megjelölése alatt tulajdonképpen „fenolszerű” vegyületeket értünk, mely magában foglalja a kémiai értelemben vett – aromás szénhidrogének hidroxil vegyületei – értelmezést is, de részben ennél többet is, részben kevesebbet is. A mindenkori fenoltartalmat ezért egyszerűbb a módszerrel definiálni. A hazai gyakorlatban alkalmazott analitikai eljárással „vízgőz illó”, 4-aminoantipirinnel reagáló vegyületeket nevezhetünk „fenoloknak”. A nemzetközi gyakorlatban egyre inkább elterjedőben lévő „fenolindex” megjelölés bár általánosabb, mégis jobban utal a megnevezés összetett voltára.

A fenol ipari szennyvízek gyakori szennyezője, így vizeinkben kimutatható. A vegyiparban széles körben alkalmazzák; gyógyszerek, növényvédő szerek, műanyagok szerves szintézisek alap-alkotórészei. Nagy mennyiségben tartalmazzák a kokszoló művek, a szén-, fa-és kőolaj lepárlóüzemek, a gyógyszergyártás szennyvizei. Keletkezik a cellulóz lebomlásánál, azaz papírgyártáskor mesterséges, illetve a falevelek rothadásánál természetes körülmények között is. Előfordul az emberi, állati szervezetben, kimutatható a vizeletben is.

Vízvédelmi megítélése elsősorban az organoleptikus, s ritkábban a toxikus hatása miatt fontos.

Nagyobb – mg/l – koncentrációban a fenol a legtöbb organizmusra méregként hat; így a baktériumokra is, s ezáltal a biológiai szennyvíztisztításra is. Normál körülmények között ez a tisztítást gátló hatás 10 mg/l fenoltartalom felett jelentkezik. Ismeretesek azonban fenolrezisztens törzsek, melyek képesek – nagyobb koncentrációban – a fenol biológiai bontására. Kis koncentrációban a fenolok biológiailag bonthatók, ilyenkor a folyóvizekben természetes lebomlásuk megvalósul.

A szubletális koncentrációk alatt – 0,1 mg/l alatt – a halk húsában felhalmozódik és organoleptikus hatása miatt annak húsát élvezhetetlenné teszi.

Klórozáskor a nyers vízben előforduló egyéb szerves anyagok prekurzorként hatnak a különböző klórfenol vegyületek keletkezésére. Maga a fenol 0,01–0,1 mg/l koncentrációban, a klórozás során keletkező termékek pedig már mikrogramm/l tartományban kifejtik íz-és szagrontó hatásukat. Különösen az orto-krezol jelenléte kritikus a vizekben, mert ez a vegyület szagküszöbértéke 0,1 mikrogramm/l, a többieknél a szaghatár általában néhány mg/l. A legtöbb szabvány klórozás esetén 0,002 mg/l határértéket enged meg az ivóvízben összesen. Az egyéni komponensekre – beleértve a fanolt, 4-klórfenolt, 2–6 diklórfenolt, 2–4–5 és 2–4–6 triklórfenolt, a 2–3–4–6 tetra-és pentaklórfenolt – a WHO határértéke 0,001 mg/l. Tekintettel az igen alacsony megengedhető értékre, a „leghatékonyabb” módszer a fenoltartalmú szennyvizek távoltartása az ivóvízbázisoktól. Ha már egyszer belekerült a nyers vízbe, akkor ha lehet még klórozás előtt kell eltávolítani. Az alacsony szubsztitúciós termékek oxidatív úton, a magasabb szubsztitúciósok aktivált szénen történő adszorpcióval vonhatók ki a vízből.

A növényvédő szerként és a fa konzerválóanyagaként is alkalmazott klórfenolok karcinogen hatása egyértelműen bizonyított. A vizekben a 2–4–6 triklórfenol 0,02 mg/l fölött bizonyítottan karcinogén hatású. A pentaklórfenol a májat és a vesét károsítja, jól felszívódik az emésztő traktusból, de adszorbeálódik a bőrön is. Ezek a hatások azonban a szagküszöbnél magasabb koncentrációban jelentkeznek.

Dioxinok

Dioxin elnevezés alatt a poliklórozott-dibenzo-p-dioxin és a poliklórozott dibenzofurán vegyületeit, illetve izomérjeit értjük. A poliklórdibenzo-para-dioxinok (PCDD) és a poklórdibenzoturánok (PCDF), közös háromciklusos, aromás éterek.

A PCDD/F-ok az elővegyületeikből (prekurzorok) termikus folyamatok során keletkeznek. Ezt a folyamatot a réz és egyéb, reaktív felülettel rendelkező anyagok (szálló por) katalizálják. A katalizált folyamatoknak különösen a hulladékégetés során van jelentősége. A 2,4,5–triklórfenol hőkezelése alapvetően a 2,3,7,8-TCDD képződéséhez vezet. A pentaklórfenol termolízise során oktaklórbenoz-p-dioxin keletkezik, aminek további deklórozásával kisebb klórozottsági fokú izomerek képződnek. A poliklórozott bifenilek, mint a prekurzorok további képviselői, a termolízis során PCDF-et termelnek. További prekurzorként a difeniléter és a klórbenzolok ismeretesek. A dioxinképződés természetes útja pl. erdőtüzek vagy fosszilis energiahordozók és fa égetésekor sem zárható ki.

A peroxidáz enzim hatására in vitro és in vivo kimutatható a PCDD/F biológiai képződése klórfenolból. A fentiek alapján a szennyvíztisztítás, a komposztálás és a korábban klórral fehérített papírral végzett folyamatok során dioxinképződéssel lehet számolni.

A PCDD/F-k nem illékony, zsírokhoz erősen kötődő (lipofil), vízben kevésbé oldódó, klórtartalmú szerves vegyületek. Vízoldhatóságuk 3,5 E–04 és 3,6 E–07 mg/l között; a lipofil tulajdonságot jelző oktanol/víz logaritmusos megosztási hányadosuk: 6,8–10,6 között, molekula súlyuk 305–460 között változik.

A 2,3,7,8-szubsztituált izomereknek kiemelkedően magas a biológiai és kémiai stabilitása és a toxicitása. Általánosságban a PCDD/F-k jól ellenállnak savaknak, lúgoknak, redukáló és oxidáló anyagoknak, és nagy a hőstabilitásuk is. Csak néhány enzim és erős oxidálószerek (ózon) képesek a PCDD/F-ket kémiailag lebontani. A termikus bomlás csak 800 °C felett indul meg. A PCDD/F-ok stabilitása a klóratomok számával nő. Ez a nagymértékű stabilitás és a zsíroldhatóság kedvez az élő és élettelen környezetben való felhalmozódásnak. A PCDD/F-ok rendkívül ellenállóak a kémiai és fizikai behatásokkal szemben, ami magas felezési időket jelent. Az atmoszférában, napfény hatására a lebomlás viszont néhány óra alatt végbemegy. A legfőbb lebomlási folyamatként a direkt vagy indirekt pirolízis és a magas hőmérsékleten lezajló termikus bomlás feltételezhető. A biológiai lebomlás jelentősége másodlagos, és peroxidáz enzimekkel lezajló falebomlásnál hatékony.

Dioxinforrások

A dioxinok keletkezésének két fő útja van. Az egyik a szerves anyagok égése, a másik néhány klórozott vegyület kémiai reakciója. A tüzek valószínűleg mindig dioxinok forrásai voltak, mégis vannak bizonyos nyomok arra vonatkozóan, hogy a dioxinok szintje a környezetben a második világháború után a petrolkémiai ipar növekedésével, valamint a nem megfelelően kivitelezett hulladékégetéssel együtt kezdett növekedni. Manapság – a hatásos intézkedések eredményeképpen – már csökkenő tendenciát mutat. Néhány poliklórozott aromás vegyület a gyártás alatt akaratlanul is szennyeződhet dioxinnal. Ilyen például a fatartósításra használt pentaklór-fenol (PCP) vagy a klórozott fenoxi-ecetsav gyomirtók a 2,4–D, illetve a 1,4,5–T vagy a dielektromos folyadékok, a poliklórozott bifenilek (PCB).

Számos égési eljárásban is keletkezik dioxin, bár ezek koncentrációját az égetés körülményeivel minimalizálni lehet. Ilyen források a városi szemét, a kórházi és ipari hulladékok, de mindenek előtt a fáradt olajok égetése, az alkalmi erdőtüzek és a cigarettafüst. Valószínű, hogy a legfontosabb források a szemétégetők, a szén és a gépjárművek kipufogógázai.

A dioxinok jelenléte a városi szemétégetők füstgázaiban és pernyéjében teljesen általános. A PCDD és a PCDF prekurzorok 500 °C fölött keletkeznek és 850 °C fölött elbomlanak, amennyiben az oxigénellátottság megfelelő, a turbulencia kielégítő és a tartózkodási idő az égetőben több mint 1 s. Dioxinok akkor is képződhetnek, ha a gázok elhagyják az égetőkemencét és a kibocsátás előtt keresztülmennek a tisztító-és hűtőrendszeren. Ez a 250–400 °C hőmérséklet tartományban történik, különösképpen oxigén, víz, sósavgáz és a részecskék széntartalma jelenlétében. Bármilyen fémnyom katalizátorként hathat, valószínűleg a réz a legaktívabb.

Mozgás a légkörben, talajban és a vizekben

Mivel a PCDD-k és PCDF-ek kis gőznyomású szilárd anyagok, amelyek majdnem oldhatatlanok vízben, így ezek a tényezők jelentősen gátolják mozgásukat a környezetben. Erősen adszorbeálódnak a talaj szerves anyagain és nem könnyen öblítőnek ki eső-vagy talajvízzel, bár az adszorbens talajrészecskékkel együtt mozoghatnak. Száraz talajokban van bizonyos PCDD és PCDF gőzdiffúzió a pórusokban, de ez nagy szervesanyag-tartalmú talajokban – mint például a tőzeg – sokkal kisebb, mint homokban. A fokozatos transzport bármelyik irányban megtörténhet, de a felszínhez közel a mozgás inkább felfelé irányul. Minél több klóratomot tartalmaz a kongener, annál lassabban mozog. Bizonyos vizsgálatokból arra lehet következtetni, hogy a 2,3,7,8–TCDD felezési ideje talajban 10 év is lehet, ez azonban a helyi körülményektől változik.

A dioxin legfontosabb transzportútja: égetéssel bejut az atmoszférába, majd onnan kiülepedve bekerül a talajba, vízbe, növényzetbe. A növényt megeszi az állat (és az ember), s a hús elfogyasztásával az emberi szervezetben is megjelenik. A dioxinok elsősorban a táplálékláncon keresztül jutnak be a szervezetbe, és ott a zsírszövetekben akkumulálódnak. Az utóbbi években különböző határ-és irányértéket határoztak meg, amelyeket az elviselhető napi felvételből (ADI) vezettek le.

35. ábra A dioxin transzportja a táplálékláncban

A dioxinok toxicitása a szubsztituált klóratomok számától és molekulán belüli elhelyezkedésétől függ. A teljesen oldalirányban klórozott (2,3,7,8) izomerek a legtoxikusabbak. Mérgezőképességüket toxicitási egyenértékkel (TE) fejezik ki, melyekkel az egyéb, 2,3,7,8–szubsztituált izomerek toxicitása fejezhető ki a 2,3,7,8–TCDD-hez viszonyítva. Az össztoxicitás (I-TE) az egyes izomerek tömegkoncentrációja (C) és toxicitási faktora (TE) szorzatainak összege.

Bár az állatokban a rákkeltő hatás bizonyított, a rendelkezésre álló adatok alapján nem lehet egyértelműen állást foglalni a humán karcinogen hatást illetően. Ehelyett a Világegészségügyi Szervezet egy becsült irányértéket ad meg, amelyet meghaladva intézkedéseket kell tenni, e szint csökkentésére. Az állatkísérletekből megállapították a 2,3,7,8–TCDD-re a „nincs hatás”, illetve a „minimális hatás+ koncentrációt a toxicitás legfontosabb területein, így a immuntoxicitás, a reprodukciós toxicitás és a karcenogenitás területén. Ezeket a koncentrációkat napi, testsúly-kilogrammonkénti 2,3,7,8–TCDD-felvételben fejezték ki pg-ban. Mivel a 2,3,7,8–TCDD-n kívül más dioxinról nagyon kevés információ áll rendelkezésre, nagy biztonsági faktort alkalmazva, minden toxicitási hatást a 2,3,7,8–TCDD toxicitásához viszonyítva fejeznek ki, és ezt a toxicitási egyenérték faktorban 8TE) adják meg. Ez az érték felnőttekre 10 pg/kg/nap, gyerekekre 1 pg/kg/nap.

Toxikus fémek, szervetlen mikroszennyezők

A vízminőségi problémák egyik legfontosabb kérdése: milyen és mennyi a mérgező fémtartalom. Szennyvizeink általában alacsony koncentrációban tartalmazzák a fémszennyezéseket, ám a biológiai folyamatok során ezek megkötődnek és a termelődött biomasszában lényegesen nagyobb koncentrációban fordulnak elő. A tápláléklánc végén lévő állat (vagy ember) már egy nagy dózisú abszorbeált fémet fog kapni (bioakkumuláció).

A környezetbeni viselkedésük más szempontból is különleges. A szerves vegyületek – például a perzisztensnek mondott peszticidek – környezeti káros hatásukat csak meghatározott kémiai szerkezet formájában fejtik ki. Ha egyszer – bár tudjuk némely esetben igen hosszú idő alatt – a természetes rendszerekben ez a szerkezet – pl. lebontás révén – megbomlik, akkor a káros hatás megváltozik. Tehát a szerves mikroszennyezők esetén a tulajdonság és ezáltal a környezetre gyakorolt hatás is szerkezetfüggő; ha egyszer ezt a szerkezetet meg tudjuk bontani, a hatás is megváltozik. Más a helyzet a fémek esetén; a fémek meghatározatlan ideig megmaradnak egyik, vagy másik formában, a környezetbeni tartózkodási formák egymásba átalakulása miatt bármikor megjelenhet a „környezetre legkárosabb fémforma”. Így végső soron a fémek a környezetre sokkal szennyezőbb hatással vannak, mint a „perzisztens” szerves anyagok. Ahhoz, hogy a fémek környezetvédelmi megítélését megvilágosítsuk, előbb meg kell ismerni azok mozgását, illetve a fémek környezeti rendszerekbeni „vándorlását” és az azt befolyásoló alapvető folyamatokat.

Ezeket a folyamatokat a környezeti rendszerben uralkodó

  • oldhatósági,

  • ionerősségi,

  • pH,

  • és oxidációs-redukciós viszonyok határozzák meg.

Oldhatósági viszonyok

Alapvető és fontos szempont, hogy a fémek oldhatósága egyenesen arányos a környezeti károsítás mértékével. Az oldhatatlan fém biológiailag inaktív, így semmilyen hatással nincs a vízminőségre. A vízminőség szempontjából elsősorban azt kell megítélnünk, hogy a jelenlévő összes fémtartalom hányad része van oldható formában és azt, hogy–sez legalább olyan fontos szempont – az oldhatatlan részek milyen körülmények között kerülhetnek ismét oldott állapotba.

A fémek toxikus hatásának megítélése biológiai tesztek alapján lehetséges. A legtöbb esetben tesztállat pusztulását néhány napos – 24–96 órás – hatás után ítélik meg (akutt oxikológiai teszt). Figyelembe kell azonban venni, hogy a legtöbb fém esetén a káros hatás csak hetek, hónapok, évek múltán jelentkezik (krónikus toxicitás). Ez esetben tehát a fém nem korai pusztulást, hanem csak változást, rendellenességet okoz az emésztő-, idegrendszerben, az életfunkciókban. Ez esetben krónikus hatás az életfunkciók megváltozásának leírásával jellemezhető.

Ismeretes a relatív hatás is, ez esetben a vízben párhuzamosan jelenlévő különböző fémek toxikus hatása additív, szinergetikus és antagonisztikus is lehet, attól függően, hogy az összetett hatás egyes fémek hatásából egyszerűen összegződik, vagy annál erősebb, vagy gyengébb.

Szinergetikus hatású például a réz és a cink együttes jelenléte lágy vízben; a legtöbb nehézfém mérgező hatása a vízkeménységgel növekszik. Hasonló az általános szabály, hogy vízben oldott oxigén csökkenése szintén növeli a fémek toxikus hatását.

Az előzőekben részletezettekből kitűnik, hogy a fémek toxikus hatásának jellemzésére nincsen egyértelmű mérőszám. Ezért gyakran olyan vízminőségi követelményeket írunk elő, amelyiknél még nem jelentkezik a károsító hatás (küszöbértékek, megengedhető értékek, káros értékek). Ugyanakkor ezeknek a megadására a rövid idejű toxikológiai teszteket alkalmazzák. Ilyen például a tesztállatok felének elpusztításához szükséges dózisérték, az LD50 értékének megadása. A vízügyi gyakorlatban használatos a „hígítási igény” kifejezés is, mely azt a vízmennyiséget jelenti, mely az ártalmatlan koncentráció eléréséhez szükséges (dil. TLm). Mivel a 24, 48, vagy 96 órás toxikológiai tesztek és küszöbértékek között egyértelmű átszámítási faktor nem létezik, a gyakorlatban még egy biztonsági szorzófaktort – általában 0,01-gyel való szorzást – is figyelembe vesznek.

Egyéb szennyezettséget jelző mutatók

Az alábbiakban röviden és példajelleggel tárgyaljuk a gyakorlatban előforduló szennyezésjelző összetevők közül a cianid-és fluortartalmat. Megjegyezzük, hogy a további paraméterekre – például a sószennyezettség, szervetlen ionok, szilikátok, rodanidok, keménység, radiológiai összetevők stb. – a hivatkozott irodalmi anyagban bőséges indormáció található.

Cianid

Mindenhol, ahol az élet és az ipar előfordul, a cianid is megtalálható. A fontosabb szennyező források: galvánüzemek, fémkezelők, vegyi üzemek, szénalapú gázgyárak, bőrgyárak, ércdúsítók, gyógyszergyárak, műtrágyák, növényvédő szerek, szerves kemikáliák, fémpolírozók, fotocikkek is gyakran tartalmazzák. Az ipar által produkált szennyvizek között kevesebb akad veszélyesebb a cianidtartalmúaknál.

Szervetlen és szerves (nitrilek) formában egyaránt előfordul. A leggyakoribb formák a hidrogéncianid, a vízben könnyen oldódó cianidsók és fémkomplexek. Tehát a víz kémhatásától függően ionok, gyengén disszociált, vagy illékony cián-hidrogén, oldható komplexei nagyon eltérő tulajdonságúak. A kadmiummal tömény oldatban komplexet alkot, de ez a komplex híg oldatban – tehát a vízi környezetben is – csaknem teljes mértékben disszociál. A híg oldatokban a kadmium jelenlétében fokozott – szinergetikus – toxikus hatás mérhető.

Nikkellel a cianidion relatíve stabil komplexet képez és ez a komplex csak savas oldatban bomlik hidrogén-cianiddá, normál vízi környezetben – semleges vagy gyengén lúgos kémhatásnál – még 100 mg/l fölött sem káros a halakra. A cinkcianid komplex viszont – eltérően a nikkeltől – híg oldatban disszociál, mely nagyobb toxikus hatást mutat, mint a cinkion nélkül cianidos oldat, utalva ezzel a cink szinergetikus hatására.

A toxikussági vizsgálatok azt bizonyítják, hogy a disszociált cianidion mérgezőbb, mint a hidrogén-cianid. A nehézfém-komplexek vízminőségi megítélése is a komplex disszociációja révén keletkező szabad cianidion függvénye.

A cianidion könnyen megkötődik az állati szervezetekben és mérgező hatást nagyon gyorsan fejt ki: 50–60 mg dózis már emberre is halálos. Toxikus hatását azzal fejti ki, hogy blokkolja a citokrómrendszert és az oxidációs folyamatokat, így meggátolja a szövetek oxigéncseréjét. Kis koncentrációban a cianid nem mérgező, mert a szervezet hatásos detoxikálás révén tiocionáttá alakítja, mely kis koncentrációban nem toxikus.

Természetes vizekben a cianidion nem fordul elő, vagy csak nagyon alacsony, 0,1 mg/l-nél kisebb koncentrációban. Ennél magasabb érték szennyezésre utal. Az ivóvízekben hazánkban megengedett érték 0,05 mg/l, más országokban ennél magasabbat is engedélyeznek, a WHO-ajánlás 0,1 mg/l. A biológiai tisztítást 0,2 mg/l felett gátolja, a közcsatornába így ez alatt benegedhető, az élővizekbe történő beengedés is ebben a tartományban mozog.

A cianidtartalmú szennyvízek tisztítását közvetlen a keletkezés helyén kell megoldani. Még a gyári belső csatornába sem engedhető tisztítatlanul, mert az egyéb szennyvízek savas karaktere miatt a cián-hidrogén-felszabadulás a csatornában dolgozókra, vagy a csatorna kiszellőztetésénél, nyílásoknál a felszínen lévőkre is balesetveszélyt jelent. A tisztítás kívánatos határértéke 0,2 mg/l.

Fluorid

A természetben ásványai révén igen gyakori, minthogy vegyületei viszonylag illékonyak a litoszférában, hidroszférában, továbbá legalább nyomnyi mennyiségben a legtöbb talajban, növényben, élelmiszerben és vízben is előfordul.

Környezetszennyezővé főleg a széles körű ipari felhasználás miatt vált, az alumínium-, építő-, kerámia-, burkoló-, üvegipar, bányászat, továbbá a foszfáttartalmú műtrágyák, egyes gyomirtó szerek, fogkrémek, gyógyszertári termékek szennyvizei is tartalmaznak fluoridokat.

A kálium, neon és argon kivételével valamennyi kationokkal – Al, Fe, Si, Mg – stabil komplexeket alkot.

Felszíni vizekben kisebb mennyiségben, általában 1 mg/l alatt, felszín alattiakban nagyobb koncentrációban is előfordul. Meleg forrásokban 10 mg/l fölötti érték is gyakori. Ivóvizekbeni koncentrációját a nyersvíz összetétele szabja meg, kivéve azokat az országokat, ahol az ivóvízben fluort is adagolnak. Így általában az ivóvizek 1 mg/l alatt tartalmaznak fluoridot.

A vizekben oldott állapotban lévő fluoridion koncentrációját a kalcium-és sziliciumtartalom befolyásolja. Még a meleg vizekben is az adott hőfokon oldható kal-cium-fluorid mennyisége határozza meg a fluoridion mértékét.

A szervezetbe jutott fluoridion főleg a csontokba, fogakba épül be. A nagy dózisok, 100 mg/l fölöttiek esetén zavarok következhetnek be a szénhidrát, lipid, fehérje és szervetlen anyag metabolizmusban. A krónikus toxikus hatás ilyen esetekben a szervezet kalciumtartalmának reakciójával függ össze.

A fogakba lerakódott fluorid csökkenti a fogzománcnak a savas anyagok hatására történő oldódását és így a fogmegbetegedések megelőzésére alkalmas. Néhány országban ezért az ivóvízekhez külön fluoridot adagolnak. 1,5 mg/l fölött azonban már a fogakon lerakódás, „pöttyösödés” káros hatása is megfigyelhető, 3–6 mg/l között már csak a csontos fluorízise is bekövetkezhet.

Ezért az ivóvizekben megengedett érték 1,5 mg/l, idehaza 0,9 mg/l a kívánatos, 1,7 mg/l pedig a maximálisan megengedett koncentráció.

Mikroorganizmusok és vízminőség

A vízi ökoszisztémában előforduló mikroorganizmusok összetett szerepet játszanak a vízi környezet minőségében. Szennyezéseket indikálnak, mérgező anyagokat bontanak le, és mérgező anyagokat termelnek, részt vesznek a szennyezett vizek tisztulásában stb. Természetes körülmények között gyakorlatilag minden vízben előfordulnak; 4 °C-os hideg és 70 °C-os meleg vízből, sőt az igen sós vizekből is izoláltak mikroorganizmusokat.

Valamennyi organizmus jellemzője, hogy az adott rendszerben növekszik, szaporodik; miközben építi a sejt anyagát, tápanyagokat használ fel. Ez közös tulajdonság, de abban lényeges eltérés van, hogy milyen formában veszik fel ezeket a tápanyagokat. Vannak mikroorganizmusok, melyek szénforrásul csak szervetlen szenet vesznek fel, vagy speciális nitrogénformát igényelnek a metabolizmushoz. Így kapcsolódik össze a vízben az előforduló „szennyező anyag”, mint tápanyag és az ezen szaporodó mikroorganizmus.

A vízben előforduló legfontosabb mikroorganizmusok:

  • algák (fitoplankton),

  • protozoák (zooplankton),

  • gombák,

  • kékalgák,

  • baktérimok (bakterioplankton),

  • vírusok.

Az algák mérete 10 mm-től több méterig terjed. A vízben a fotoszintézist végzik. Szaprodásukhoz szenet, nitrogént, foszfort és elegendő fényt igényelnek.

A vízek nitrogén és foszfor koncentrációjának alakulásában játszanak fontos szerepet.

Általában a pigmentanyagaik szerint különböztetjük meg őket: zöld, barna, vörös, sárgászöld stb.

A túl sok alga általában rontja a vízminőséget, de a káros hatás algánként változik. A zöld algák kevesebb problémát okoznak, némelyik ízrontó, mások mérgező anyagot is termelnek.

A protozoák – véglények – nem fotoszintetizálók, a vizek szerves szennyezésének lebontásában játszanak fontos szerepet. A legtöbbjük baktériumfaló, s így a baktériumok pusztulásában játszanak fontos szerepet. A baktériumok szervezetük felépítéséhez, szaporodásukhoz felhasználják a szerves anyagokat, majd az elszaporodott baktériumokat a protozoák falják fel. A legtöbbjük ostoros. Jelenlétük szervesanyag-dúsu-lást indikál.

A gombák szintén nem fotoszintetizálnak, és gyakran nagy elágazó fonalakat alkotnak. Összetett csoportokban fordulnak elő, az ismertebb gombák, élesztők, penészek. A vízi környezetben a hagyományos úton nehezen lebomló, a környezetben hosszabb ideig megmaradó szennyező anyagokat képesek hasznosítani. Így például a cellulóz bontását többségében gombák végzik.

A kékalgák mérete a baktériumokhoz áll közel, néhány mm nagyságúak. Nem teljesen tisztázott, hogy ezek fotoszintetizáló baktériumok vagy valódi algák. A kékalgák igen toleránsak a környezeti hatásokra, alacsony és magas hőfokon egyaránt képesek szaporodni, és nitrogénforrásul a légköri nitrogént használják fel. Így amikor a legtöbb alga „nitrogénéhségben” szenved, a kékalgák akkor is képesek szaporodni. Így savakban képes tömeges elszaporodásra, ilyenkor gyakran egyetlen faj alkot tömegvegetációt. Tömeges elszaporodásukkor nem kívánatos oldott szerves anyagokat – melyek íz-, szagrontóak, sőt mérgezőek is lehetnek – bocsátanak a vízbe. Így nagy számban való megjelenésük komoly veszélyt jelent tavainkra, akdályozzák az ivóvízhasznosítást, s gyakran tömeges halpusztulást okoznak.

A vírusok alig nagyobban 0,01 mm-nél, a legkisebb mikroorganizmusnak számítanak. Egyetlen DNS, illetve RNS-molekulák önállóan nem képesek élni, szaporodásukhoz mindig egy gazdaszervezetet igényelnek. A gazdaszervezetbe behatolva, ott megváltoztatják annak genetikai anyagát és ezen szaporodnak el. Felfalva a gazdaszervezetet, abból kiszabadulnak, s a környezetbe szétszóródnak, s ott újabb támadásra várnak.

A legtöbb sejtet, így a baktériumokat, algákat, állati sejteket képesek megtámadni. A környezetbe került vírus mennyisége a baktériumok pusztulásához hasonlóan csökken, de a pontos mechanizmus kevésbé ismert. A baktériumok a vízminőség alakulásának legfontosabb mikroorganizmusai. Méretük 0,5–10 mm közötti. A vízben előforduló szerves és szervetlen anyagokból egy aránt képesek sejtanyagokat felépíteni; némelyik oxigén jelenlétében, mások annak hiányában is szaporodnak.

A legtöbbjük az oxidációs-redukciós folyamatokat felgyorsítja azzal, hogy energiát biztosítanak ezekhez a reakciókhoz. Az ilyen reakciók steril környezetben egyáltalán nem vagy lassan mennének végbe. Egy adott rendszerben jelenlevő baktériumok száma és típusa egyben jelzi az adott rendszer tisztulási képességét is. Tehát ha egy vizes rendszerben meghatározzuk a jelenlévő baktériumok milyenségét és mennyiségét, ezzel egyben leírhatjuk a környezeti hatás mértékét is.

A baktériumok levegőben, vízben, talajban egyaránt előfordulnak. A vízben levők esetén együttesen kell megítélnünk magában a vízfázisban és a fenéküledékben élő fajokat. Bár a fenékben lejátszódó folyamatok, a víztől eltérő környezeti viszonyok – nagy felület, eltérő oxigénviszonyok – miatt, a tisztulás más-más fázisai, mégis szerves összefüggésben vannak a vízben lezajló eseményekkel. A fenékben történik például a fémek feldúsulása, illetve a bakteriális működés okozhatja újra oldatba kerülésüket. Így „járul hozzá” a fenékbeni bakteriális tevékenység a fölötte lévő víz minőségének alakulásához.

A baktériumok a vízben lévő egyéb mikroorganizmusok között különleges helyzetet foglalnak el. A baktériumok és a többi mikroorganizmus szoros kölcsönhatásban van. Ez a kölcsönhatás lehet szimbiotikus, de lehetséges antagonisztikus is. Ez a szövevényes hatás felelős a vízi környezetben bekövetkező bonyolult vízminőség-válto-zásokért.

Az egyik ilyen legismertebb kölcsönhatás a baktériumok és az algák közötti. A legtöbb baktérium megjelenése algafajokhoz kötődik. Ennek pontos részletei nem ismertek, de két hatás bizonyított. Az egyik, melynek során a baktériumok az algák növekedésére ható mellékterméket választanak ki. Ez a növekedési faktor teszi lehetővé a gazdanövény és baktériumfaj együttélését (vagy gátolja másik faj megjelenését). A másik, melynek során az elhalt algatestet a baktériumok lebontják. Az eutrofizálódott tavakban tömegesen jelenlévő algák pusztulásuk után a fenékre süllyednek, a fenéken lévő baktériumok testük anyagát lebontják, ásványosítják. A korábban algatestbe épült szervetlen tápanyag ezzel kerül űjra vissza a vízbe az eutrofizációs körfolyamatba.

A baktériumok közegészségügyi megítélése

A baktériumok tehát a legtöbb körfolyamatban részt vesznek s így tevékenységük egyik eredményeként alakul ki az adott vízminőség. Legalább ilyen fontos a baktériumok jelenlétének az ismerete a víz közegészségügyi minősége szempontjából is. Ismeretes ugyanis, hogy a vízzel terjedő betegségek legtöbbje emberi fekáliával való kontamináció következménye. A baktériumok jelzik ezt a kontamizációt. Így a víz bakteriális szennyezése figyelemfelhívást jelez, az esetleges fertőzésveszélyre.

A fertőző betegségek sokfélesége, a kórokozók bonyolult kimutatási módszere miatt, a vízminőség közegészségügyi megítélése érdekében kifejlesztettek egy könnyen kivitelezhető módszert, s ezzel a gyors módszerrel indikálják a fekáliás szennyezéseket, illetve az esetlegesen jelenlévő patogén mikroorganizmusokat. A koliform baktériumok például viszonylag egyszerűen azonosíthatók és a vízből könnyen kitenyészthetők. A kolibaktériumok ugyan önmagukban nem okoznak fertőző betegséget, viszont kísérői a patogénel baktériumoknak. Így a víz koliform száma indikátor komponensként ítélhető meg, indikálja a víz fekáliás szennyezését és az esetleges patogének jelenlétére utal. Hasonló indikátor összetevő a fekál koli, fekál streptococcus, clostridium szám is. Ezek a baktériumok vesznek részt a vízi ökoszisztémában lezajló természetes lebontási folyamatokban is, s mint az előzőekben tárgyaltuk, jelenlétük az adott ökológiai rendszert jól jellemzi. A vízek bakteriális szennyezettségét jellemző praméterek között tehát két lényegi különbséget kell tennünk. Az indikátor szervezetek – coliform, fekál koli, streptococcus, clostridium – a fekálos szennyezést indikálják. Számszerűségük a víz minőségét, milyenségük a víz ökológiai jellegét jelzi. A vízben való jelenlétük tehát önmagukban még nem elítélendő. Ezzel szemben a kórokozó baktériumok – salmonella, shigella – közvetlen fertőzésveszélyt jelentenek az emberre, így puszta jelenlétük is különleges megítélést igényel. Tehát az a víz, melyben kimutathatók ezek jelenléte, emberi felhasználásra elfogadhatatlan.

A bakteriológiai paraméterek közötti összefüggés

A víz bakteriális szennyezettségét indikáló mutatók megítélésének fontos kérdése, hogy vajon azok jelenléte jelzi-e a patogéneket, illetve azok hiánya egyértelműen bizonyítja, hogy a víz biztonságosan felhasználható emberi célra.

A vízben előforduló indikátor organizmussal szemben támasztott követelmények:

  • a vízben lévő patogéneknél nagyobb számban legyenek jelen;

  • ne szaporodjanak gyorsabban a vízes rendszerben, mint a patogének;

  • a természetes folyamatokkal és a fertőtlenítő szerekkel szemben legyenek ellenállóbbak, mint a kórokozók;

  • mutassanak jellemző és egyszerűen végrehajtható reakciót.

A koliform baktériumok ezeket a kritériumokat kielégítik. A patogén mikroorganizmusok jelenlétét indikáló egyértelmű megítélésüket azonban kizárja, hogy olyan vizekből is izoláltak kórokozókat, melyekben a koliform szám jelentéktelen volt.

Ismeretes, hogy a melegvérűek – így az ember, a lábas jószág, a baromfi, kutyák, macskák – bélcsatornája tartalmaz koliform baktériumokat. A hidegvérűeknek ilyen bélflórájuk nincs. Tehát a koliform baktériumok jelenléte vízben a melegvérűekkel való kontamináció jele, azaz az ember és állat által kibocsátott szennyezést együtt jelzi. Azaz a koliform baktériumok száma a vízben nem kizárólagos bizonyítéka a házi szennyvizekkel való szennyezésnek. Ezért szükséges egy másik csoport a fekálstreptococcus vizsgálata is. Ez a csoport is széles körben előfordul a melegvérűek bélflórájában, tehát mind az emberi, mind az állati szervezetben megtalálható. A fekál coli (FC) és fekál streptococcus (FS) csoportok egymáshoz viszonyított aránya azonban lényegesen eltér az ember és az állati bélflórában.

Az embernél az arány az FC/FS hányados értéke 4,0 fölötti, míg a többi melegvérűnél kevesebb, mint 0,7. Tehát négynél nagyobb FC/FS hányados egyértelműen emberi szennyezést, az FC/FS 0,7 alatti érték nem emberi, hanem állati szennyezést jelent. Jól bizonyítja ezt, hogy a kommunális szennyvizekben az arány négy körüli, míg a csapadékvizekben inkább 0,7 körüli, jól jelezvén annak humán, illetve nem humán eredetét.

A bakteriológiai paraméterek rövid jellemzése

Coliform baktériumok

A fekáliás szennyezettség jellemzésére klasszikusan alkalmazott vizsgálat. A coliform csoportba sokféle baktériumot sorolnak a közös jellemzők alapján (aerob és fakultatív anaerob, Gram negatív, spórát nem képező baktériumok, amelyek a laktózt 37°-on savés gázképzéssel fermentálják). Az utóbbi évtized vizsgálatai alapján kiderült, hogy az e csoportba tartozó baktériumoknak csak egy része származik melegvérűek székletéből, más részük talajból, környezetből ered. A hetegogén csoport számszerű meghatározása azonban az egyszerűbb vizsgálatok közé tartozik, fekáliás terhelés esetén jellemző értékeket ad, így vizsgálata széles körben elterjedt alapvizsgálat. A csoport tagjai a külső környezeti behatásokkal szemben reszistensebbek és igénytelenebbek, mint a bélbaktériumok meghatározot speciesei (pl. Escherichia coli), azoknál nagyobb számban is fordulnak elő, így vízi környezetben hosszabb túlélést mutatnak, sőt számukra kedvező miliőben (hőmérséklet és tápanyag, pl. magas fehérje, cukor és cellulóze tartalamú szennyvizek beömlése) utószaporodást is mutatnak a felszíni vízben.

Fekál coliform baktériumok

A felszíni vizek fekális szennyezettségének jellemzésére az utóbbi évtizedben bevezetett és széles körben alkalmazott vizsgálat. A csoport valamennyi tagja biztosan melegvérűek székletéről származik, így számszerű arányuk megadja a fekális terhelés mértékét. Jelenlétük hiánya általában a széklettel történt lebontását vagy a szennyezés hiányát tükrözik, de a környezeti behatásokkal szemben eltérő módon viselkedő mikroorganizmusok (spórás baktériumok, fágok, vírusok) még jelen lehetnek. A coliform baktériumoktól történő differenciálásukhoz az Eijkman-tesztet (a laktózt 44 °C hőmérsékleten is sav-és gázképzéssel fermentálják) alkalmazzuk. A fekál coliform csoportból biokémiai reakciók (IMVIC-teszt) segítségével választható le a melegvérűek székletére legjellemzőbb Escherichia coli.

Mezofil és psychrofil baktériumok (összbaktériumszám)

A vízben található baktériumok jelentős részének kimutatására szolgáló vizsgálat, amely az igen változatos igényű baktériumok számára fehérjékben gazdag, gátlóanyagot nem tartalmazó tenyésztési körülményeket biztosít. A két különböző hőmérsékleten történő inkubálás a melegvérűek testhőmérsékletén (37 °C) optimálisan szaporodó mezofil, illetve a környezetből származó (talaj és víz saját mikroflórája stb.) optimálisan 20°-on szaporodó baktériumok kimutatására szolgál. A vizsgálat tehát nem specifikus abban az értelemben, hogy a baktériumokat nem különíti el eredetük, fajaik, tulajdonságaik szerint, hanem összességükről nyújt felvilágosítást. A mezofil baktériumok között találhatók semleges és kórokozó mikroorganizmusok is, de ugyanakkor a psychrofil (szaprofita) csoportban is találhatók olyan baktériumok, amelyek adott körülmények között a melegvérűek egészségkárosodását okozhatják. Ide soroljuk azokat a baktériumokat, amelyek a szerves anyag lebontásának különböző fázisait végzik, vagy minimális C és N esetén is megtalálják a fennmaradásukhoz és szaporodásukhoz szükséges életfeltételeket, így az öntisztulás leghatékonyabb tényezői.

Valamennyi vizsgálat között a baktériumszám-meghatározás tartalmazza a több szubjektív hibalehetőséget, de azonos víztér, mintavételi hely és vizsgáló laboratórium vonatkozásában az összbaktériumszám, illetve annak térben és időben való változása, hasznos felvilágosítást nyújt a terhelésről, öntisztulás mértékéről és annak előrehaladásáról.

Clostridium

Talajlakó acillusok, ahova döntően az emberi, állati fekáliával jutnak felszíni víz tehát a clostridiumokkal a talajból bemosódással, fekáliával, szennyvíz révén kontaminálódik. A clostridiumok többsége obligát anaerob ismeretes azonban fakultatív anaerob faj is. Jellemző tulajdonságuk, hogy gazdaszervezeten kívül spórát képeznek, ezért külső környezeti behatásokkal szemben rendkívül ellenállóak, vízi környezetben igen hosszű túlélést mutatnak. Az öntisztulás különböző tényezőivel szemben kevésbé érzékenyek, mint az egyéb bakteirális szennyezettségi indikátorok. A fenéküledékben (iszap) nagyobb számban fordul elő, mint a felszíni vizben, így a felkeveredéssel az öntisztulás határán túl is ismételten a víztérbe jutnak. A vizsgálatok során leggyakrabban izolált Clostridium perfringens igen erejesztő, cukrokból tejsav és vajsav mellett nagymennyiségű gázt képez, rendkívül bűzös. Igen erős hatású toxikus anyagot termel, melynek révén súlyos fertőzéseket okoz (gázgangrena, vérzéses bélgyulladás, bélelhalás, ételmérgezés). A vízbakteriológiában azonban a Clostridiummal nem elsősorban mint kórokozóval foglalkozunk – hisz a víz útján ritkán okoz fertőzést, hanem mint indikátor baktériummal. A kvantitativ vizsgálat révén egyrészt a szokásos bélbaktériumoknál rezisztensebb, szennyező mikroorganizmusok sorsáról kapunk tájékoztatást, másrészt a fenéküledék (iszap) felkeveredésének a víztérre gyakorolt hatásáról.

Streptococcus faecalis

Melegvérek székletéből származó, a coliform és fekál coliform baktériumoknál lényegesen kisebb számban előforduló, vízi környezetben nem szaporodó baktérium. Epeés húgyutak, valamint a szívbelhártya gyulladását és ételmérgezést okozhat, de vízvizsgálatokban egyértelműleg mint fekál indikátor kerül meghatározásra. A szennyvízbeömlések közelében jellegzetes arány van a felszíni víz fekál coliform és Streptococcus faecalis száma között; az arány az alsóbb folyáson a jellegzetességét elveszti. A köztudat szerint A Streptococcus faecalis a külső környezeti behatásokkal szemben sokkal érzékenyebb, mint a coli-fekál coliform baktériumok, így kimutatása elsősorban a friss szennyezettséget jelzi. Vannak ezt cáfoló közlemények is; a jelenlegi álláspont szerint a felszíni vízben való gyorsabb pusztulásért inhibitor ágensek (mikroorganizmusok, vagy élettelen anyagok) a felelősek.

Enterális fág

A fágok (bakteriofág) és vírusok közös jellemzője, hogy nagyságuk a milimikronos mérettartományba tartozik, így fénymikroszkóppal nem, csupán elektronmikroszkóppal láthatók.

Mind a fág, mind a vírus sejtparazita, vagyis szaporodásra csak élő sejteken belül képes, meghatározott miliőben (tápanyag, hőmérséklet, pH stb.). A melegvérőekben szaporodó vírusok gazdasejtje az emberi vagy állati szövet. A fágok gazdasejtjei a baktériumok, így a fágok a baktériumok vírusai. Önmagukba nem kórokozók, de baktériumok tulajdonságait megváltoztathatják, amelyek révén pl. toxint nem termelő apathogén törzs speciális fág hatására kórokozóvá válhat. Fág ott található, ahol a baktérium (székletben). A fágok általában specifikusak, vagyis adott fág csak egyfajta baktériumot, vagy egy meghatározot baktériumcsoportot old fel.

A vízi környezetben előforduló fágok egy része azonban (nem találván a fennmaradásához, szaporodásához szükséges speciális baktériumot, kénytelen volt más baktériumokhoz is adaptálódni) többféle baktériumra hathat, így nem specifikus (ezek az ún. vadfágok).

A fágok kimutatása azon alapszik, hogy a fág a baktériumot feloldja. Ez a hatás akár folyékony baktériumtenyészetben, akár szilárd táptalajon a feltisztulás vagy az ún. plakk-képződés (tarfolt) révén kimutatható. Feltételezték, hogy a fágoknak szerepe lehet a természetes öntisztulásban (vagyis pl. felszíni vízben szaporodnak) ez azonban saját éghajlati (hőmérsékleti) viszonyaink között, a bélbaktériumoknál nem valószínűsíthető.

A fágok és a vírusok sokkal rezisztensebbek, mint a baktériumok többsége. Így ivóvíz-, szennyvíztisztításnál és fertőtlenítésnél a természetes öntisztulás során a fágok, – mint a fekális szennyeződés nehezebben eliminálható jelei – gyakran még akkor is kimutathatók, ha az indikátor és kórokozó baktériumok már elpusztultak. A fágok felszíni vízből történő kimutatásával következtethetünk ugyan az adott gazdabaktérium jelenlétére (pl. paratífusz kórokozóját, a Salmonella paratyphi-t oldó fág utalhat a kórokozóra), de az említett adaptáció miatt egyéb bélbaktériumot (pl. Escherichia coli) is oldhat. Így a fágvizsgálati eredményeket elsősorban a fekális szennyeződés jeleként, a székletből származó, környezeti behatásokkal szemben rezisztensebb mikroorganizmusok detektálására alkalmazzuk. Bár a fágok és a vírusok nem azonosak, hasonló tulajdonságaik alapján a fágvizsgálatok eredményeiből következtetést vonhatunk le a víz útján is terjedő enterovírusok túlélési lehetőségeire is.

Kórokozó baktériumok – Salmonella

A szennyvíz, csapadékvíz és csurgalékvíz útján a felszíni vizbe kerülhet csaknem valamennyi emberi és állati kórokozó. A víz útján is terjedő (közvetlenül vagy közvetve) kórokozók közül elsősorban a bélbaktériumok családjába tartozó Salmonella, Shigella, valamint Escherichia coli – tífuszt és paratífuszt, vérhast, bélfertőzést, ételmérgezést okozó – meghatározott típusai jelentősek, de a járványügyi viszonyoktól függően kolera, leptospirozis stb. kórokozóival is számolni kell. A felsorolt kórokozók vizsgálatának többsége speciális felkészültséget igényel, és a módszerek vízbakteriológiai sorozatvizsgálatoknál nem alkalmazhatók. Kivételt képez a Salmonella (ma mintegy 1400 féle típusát ismerjük, hazánban egy-egy időszakban mintegy 80–100 típus fordul elő), melynek kimutatására hatékony eljárást vezettünk be. Vizsgálatával a felszíni vízek kórokozókkal való szennyezettsége megállapítható.

A vizszennyezés szabályozás alapelvei

A tágabb értelemben vett szennyezést a közgazdászok negatív externáliaként említik. Gyakran a szennyezés szabályozást ezért ezen külső hatás kezelésének igénye kényszeríti ki.

A szennyezés mint externalitás: „ a természeti készletek - egyik ember (gyár, üzem, város,) általi - használatának káros hatása (a másik emberre, gyárra, üzemre, városra). Gyakran ennek a "másiknak" nincs lehetősége semmiféle biztonságos kompenzációra, sőt ez a másik fél esetleg még annak sincs tudatában, hogy őt egyáltalán megkárositottták.”

A tisztítatlan vagy nem megfelelően tisztított szenyvíz jó példa erre, ugyanis az ilyen szennyvizet kibocsátó nemcsak azzal jut előnyhöz a piacon, hogy megtakarítja a tisztítási költséget, hanem azzal is, hogy úgy használja ki a természetes vizek asszimilativ kapacitását, hogy közben csökkenti - például annak rekreációs célú - használhatóságát s ezáltal okoz kárt és egyben hátrányt a másik félnek.

A meglévő externalitások nagyfokú piaci tévedéseket is okozhatnak. A felvizi szennyezőnek (vízhasználónak) például helyzeti előnye származik abból, hogy a vizkezelési költségei alacsonyabbak, az alvizivel szemben, s igy az alvizi szennyező/vizhasználó a piacon hátrányba kerül. Hasonlóan hátrányos mindazoknak a helyzete, akiknek a fogyó/csökkentett assszimilativ kapacitású készletet kell/kellene felhasználni a felvizi szennyező bármi nemű kompenzációja nélkül.

A piac tehát ilyen esetekben önmagában nem képes kikényszeríteni a szennyezés mindenki által elfogadható szintjét. (Ez az egyik lényeges eltérés a vizszennyezés- és a légszennyezés-szabáyozás gyakorlata között.) A vizszennyezési externalitások leküzdésében ezért a piaci viszonyok esetében is szükség van a gazdasági és jogi eszközök alkalmazására.

Határértékek a befogadóra és az elfolyó szennyvízre

Az előzőekben részletezett elvek természetesen nem érvényesülhetnek mindenkor, s egyforma mértékben. Különösen nehéz a helyzet a jelenlegi átmeneti gazdasági helyzetben. Melyik a legfontosabb, milyen lépésekkel lehet megközelíteni az ideális helyzetet? Ezt kell eldőnteni a mindenkori környezeti politikának.

A szennyezés szabályozás egyik legfontosabb mozgató ereje, az elvek érvényesítésének gyakorlati megvalósítása: a határértékek intézmény rendszere. A folyamat ugyanis a határértékekkel jól szabályozható.

A határérték meghatározása többféle elvek alapján történhet, de a választott rendszer jellemzi és minősíti is az adott ország környetvédelmi-vizgazdálkodási politikáját.

A környezetvédelemben két típusú határértékről beszélhetünk: immissziós (befogadóra vonatkozó) és emmissziós (kibocsátót érintő) standardról.

Határérték a befogadóra

A befogadóra megállapított határérték célja, hogy egyaránt biztosítsa az emberi egészség és a vízi flóra fauna védelmét, továbbá elégítse ki a vízhasználati igényeket. Ebben az immissziós standardban általában megengedhető koncentrációkat állapítanak meg, s egy-egy koncentráció tartománnyal vizminőségi állapotokat jellemeznek. A vizminőségi állapot alapján lehetséges az osztályba sorolás, s a besorolás eldönti a lehetséges vizhasználatokat is.

Hazánkban a felszíni és a felszinalatti vizek állapotának, minősítésesnek követelményeit, a megkívánt határértékeket egyaránt nemzeti szabvány írja elő. 1994-től új befogadó minősítési rendszer került bevetésre. A felszíni vizek rendszeres vizsgálatát, a mintavételi helyeket, gyakoriságot, a vizsgálandó komponenseket, az alkalmazandó analitikai módszereket, az osztály határértékeket és a vizminőségi osztályba sorolást kőtelező szabvány rögzíti (MSZ 12749 ). Ez a standard fizikai-kémiai-biológiai-bakteriológiai-radiológiai mutatók alapján öt vizminöségi osztályba sorolja a vizeket.

Az a jó standard, melynek határértékei jól jellemzik az adott vízfolyás minőségi állapotát, és a szennyezettség problémákra is kellően érzékeny. (Az érzékenységére példa lehet a fővárosi szennyvizek esete: a nem megfelelően tisztított szennyvizek hatására a befogadó standard szerint a Duna minősége két-három osztállyal rosszabb lesz!)

Határértékek a kibocsátóra

A kibocsátási (emmissziós) standardok a vízszennyezés szabályozásának olyan eszközei, melyek közvetve vagy közvetlenül a szennyezés csökkentési technológiákra vannak hatással. A határérték kifejezhető például az iparban a termékegységre vonatkoztatott kibocsátható szennyező anyag mennyiségben, vagy a kommunális szennyvizek esetén az egy lakosra jutó szennyező anyag kibocsátásban, vagy az elfolyó szennyvízben megengedett koncentrációban. A gyakorlatban ezek a standardok a” méltányosság és a szennyező fizet” elven alapulnak, és egy kategórián belül minden szennyezőnek uniformizáltan kell csökkenteni a szennyező anyag terhelést. Eltérések alkategóriánként lehetségesek például a" nagy és kis" vagy az" új és régi" szennyezők között. Más esetekben a vizkészletek túlzott igénybevételét korlátozzák.A legtöbb esetben ezek a standardok meghatározott technológiák alkalmazását igénylik, szokás ezeket ezért technológiai alapú határértéknek is nevezni.

Hazánkban nincs ugyan szigorú értelemben vett standard az elfolyó szennnyvízre, de a gyakorlatban a szennyvíz birság rendeletben rögzített határérték betölti ezt a szerepet. (33/1993 sz.KTM rendelet). A helyzet jól jellemzi a jelenlegi hazai gondolkodás módot is : a rendeletbeni határérték ugyanis a káros szennyezés tényét,- az ezután fizetendő bírságot- s nem pedig valamilyen technológiának - azaz követelménynek - való megfelelőséget hivatott szabályozni.

Előnye viszont a jelenlegi standardnak, hogy már 1984-ben egyfajta terület specifikus- vizgyüjtö szerinti, vizhasználati igény szerinti határértéket próbált előírni s nem az ország minden területére egyforma mértékben szabályozni. Az azonos mutatók határértékeit összehasonlítva az EU előírásokkal megállapíthatjuk, hogy azok esetenként eltérőek, némelykor lazábbak, némely esetben szigorúbbak annál.

Ezzel együtt, ma már ez a határérték nem tudja betölteni sem a birság-elrettentő funkcióját, sem a szennyezés csökkentését: a szennyezést jelző paraméterek elavultak (kátrány, szerves oldószer extrakt) s egyben túlzottak is (több mint 30 komponens-), a határérték esetenként túl magas (lebegő anyagok, egyes fémek) , más esetben betarthatatlan (szerves oldószer extrakt, ammónium ion), néhány komponens mérése, jelentése (olajok, zsírok, kátrányok, szerves oldószer, toxicitás) nem egyértelmű, ugyanakkor jól definiált komponensek ( biológiai oxigén igény, szerves szén, összes nitrogén ) hiányoznak.

Az új, az EU szabályozási elveken alapuló követelményekhez igazodó határértékek meghatározása a közeljövő feladata.

Az Európai Közösség előírásai

1991 -ben az Európai Közösség a kommunális szennyvizek tisztítására rendeletet hozott. A szabályozás kiterjed a kommunális és bizonyos ipari szennyvizek gyűjtésére, kezelésére és kibocsátási feltételeire. A 2005-ig szóló lépcsőzetes program előírja:

  • minden agglomerizáció legyen ellátva csatorna rendszerrel,

  • az ipari szennyvizeket megfelelő előkezelés után lehet a kommunális hálózatba vezetni,

  • a szennyvizeket kibocsátás előtt másodrendű (azzal egyenértékű) tisztításnak kell alávetni,

  • a tisztított szennyvizek minősége meg kell feleljen a kibocsátási követelményeknek.

Az elfolyó szennyvízre vonatkozó határérték a biológiai oxigénigény, a kémiai oxigénigény, az összes lebegőanyag, az eutrofizációnak kitett érzékeny területeken az összes foszfor és az összes nitrogén koncentrációjában ill százalékos csökkentési igényében van megadva. A kibocsátásokat évente 4 - 24 alkalommal vett, terhelés arányos vagy 24 órás mintákkal kell ellenőrizni. Megfelelően tisztított az a szennyvíz, mely a határértékeket úgy elégíti ki, hogy az a nem megfelelő minták maximalizált számát sem haladja meg, s a nem megfelelő minták értékei sem térhetnek el a határérték 100 %- nál nagyobb mértékben.

Ausztriában az elfolyó szennyvíz minőségi követelményeit a másodosztályú befogadó paramétereiből vezették le. A határérték általában szigorúbb az EU elöirásnál is, de a tisztitótelep lakosegyenértékben kifejezett méretei szerint változik. A paraméterek az EU elöiráshoz hasonlóak. Külön határértékek vonatkoznak az ipari szennyvizekre, ezeket folyamatosan dolgozzák ki. Összesen mintegy 50 emmissziós standardot kívánnak kidolgozni. A szennyvizek minőségét 24-órás mintavétellel ellenőrzik, s a minták 80%-nak kell a határérték alatt maradni.

A cseh előirások szintén lépcsőzetesen elérendő határértékeket tartalmaznak. Az alacsonyabb értéket 2005-ig, a magasabbakat 2005 után kell elérni. A nagyobb terhelések esetén a standard szigorúbb, a 100.000 lakosegyenérték esetén például 2005-ig a biológiai oxigényigény 30 mg/l, az 500 lakosegyenérték esetén ugyanez a komponens 60 mg/l .

Technológiai standard

A szennyezés szabályozás legjobb megelőző modellje ha nem az elfolyó, hanem a keletkező szennyvízre, sőt magára a gyártási technológiára adjuk meg a követelményt. A technológiai standardok a jól definiálható gyártási sor végén nyert termék egységére vonatkoznak.

Különösképpen vonatkozik ez modell a veszélyes anyagokra. Az EU tagországok kötelezték magukat a vizekbe jutó ilyen anyagok általi szennyezés kiküszöbölésére ill. csökkentésére. A mérgező (toxikus), hosszú élettartamú (perzistens), biológiailag felhalmozódó (akkumulálódó) anyagokat foglalja össze az I. lista, a "csak" meghatározott zónára kiterjedő,a víz jellemzőitől is függő "káros" anyagokat a II. lista részletezi. Ezen veszélyes anyagok bevezetését az emmissziós normákon alapuló határértékekhez kötik. A normákat az anyag elvezethető maximális koncentrációjához és/vagy a veszélyes anyag alkalmazásakor felhasznált nyersanyaghoz, gyártott termékegységhez kötik. Ezeket egyes iparágakra, termékfajtákra, a legjobb rendelkezésre álló műszaki módszerek figyelembevételével állapítják meg. Például a fehér papír gyártás során keletkező szennyvizek elsősorban a lebegő anyagokhoz kötött és az oldott szerves anyagok, s különösképpen a szerves halogének miatt károsak. A határértékeket ezekre a komponensekre kell definiálni. Ilyen esetben a környezetre gyakorolt káros hatás mérséklése érdekében mind a gyártási folyamatra ható belső, mind a szennyvíz tisztítást meghatározó külső szabályozásra szükség van. Ausztria öt ilyen gyárának 1993-ig kellett megoldani a szennyvizek aktivált iszapos tisztítását. További követelményt írtak elő a " gazdaságosan elérhető legjobb technológiával előállított fehérítés bevezetésére. A termék egységre előírt kibocsátási fajlagosok azonos a betartandó technológiai standarddal. Az igy meghatározott standard teljesítésének moratótiuma 5-6 év lehet.

A befogadói és a szennyvíz standard viszonya

A vizhasználati, ökológiai követelményeket inkább az immissziós standardok alapján fogalmazzák meg. A szennyezés csökkentéssel kapcsolatos környezetvédelmi politika célkitűzései is a befogadó állapotára vonatkoznak. A követelmények kikényszerítése és az előirt határértéknek való megfelelés ellenőrzése azonban nehézségekbe ütközik, ha csupán a befogadóra élnek határértékek.

Az emmissziós követelményeket sokkal könnyebb megfogalmazni, az eléréshez szükséges megvalósítás műszaki-gazdasági feltételeit, a várható teljesülés idejét biztonsággal meg lehet határozni. A megfelelőség ellenőrizhetősége, s az ezzel kapcsolatos költségek is kedvezőbbek.

Nagyon sok fejlett országban ezért előnyben részesítették ezt a szabályozási módot. A kifolyó szennyvízre megadott határértékek teljesülése sem eredményezte azonban, minden esetben a befogadó kívánt minőségének elérését (ha például nem vette figyelembe a befogadó meglévő/felülről érkező/diffuz szennyezéseit). Ebből is látható miért tértek át a fejlett országok is mindkét standard egyidejű alkalmazására.

Az amerikai szennyezés szabályozás mai eredményei több változat után születtek meg. A tapasztalatok szerint a vizgyűjtö elérhető vizhasználati célkitűzése határozza meg a szennyezőnek adott engedélyben részletezett kibocsátási határértéket. Minden vizgyűjtöre elkészítik, s 5 évenként felülvizsgálják a reáliásan kitűzött vizminőség elérésének és fenntartásának tervét.Figyelembe véve a legjobb elérhető technika (BAT) alkalmazását, ehhez rendelik a jellemző paraméterre vonatkozó kibocsátható maximális terhelést és koncentrációt. A folyóban megengedhető szennyezőanyag terhelést (WLA) a vizfolyást ért napi terhelés (TDL) és a vízfolyás asszimilativ kapacitása (WAC) egybevetésével határozzák meg. A vízfolyás asszimilativ kapacitása úgy definiálható, mint a víznek az a képessége, mellyel a szennyező anyagokat ökológiai állapotának romlása vagy károsodása nélkül még képes feldolgozni.

Ausztriában törvény írja elő, hogy a felszíni vizek az ottani II. osztályú állapotot kell elérje. Ennek megfelelően kell meghatározni a (gazdaságosan elérhető legjobb) technológiai alapú és a megengedhető terheléseket szabályozó befogadói követelményeket.

A példák illusztrálják a befogadói és a szennyvíz standardok szoros összefüggését, egyiknek a másikhoz való viszonyát.

A vízszennyezés szabályozása az új törvények alapján

Szennyvíz kibocsátás, határértékek, díjak, bírságok

SZENNYVÍZ KIBOCSÁTÁS: A szennyvizek elhelyezésére, bevezetésére általános követelményeket szab meg mind a környezetvédelmi mind a vízügyi törvény.

A természetes vizekbe (befogadóba) történő bevezetésre a 3/1984. ( II.7.) OVH rendelkezés ír elö részletes szabályozást. A szennyvizekkel kapcsolatos teendőkre számos előírás található az Országos Vízgazdálkodási Szabályzatban és a 32/1964.(XII.13.) Korm. rendeletben.

Vízjogi engedély szükséges a vízi munka elvégzéséhez, a vizilétesítmény megépítéséhez, átalakításához (létesítési vízjogi engedély), használatba vételéhez, üzemeltetéséhez (üzemeltetési vízjogi engedély).

A környezetre jelentős hatással lévő vízgazdálkodási és vízhasználati tevékenységekre, vízi létesítményekre az előzőeken túlmenően - előzetesen - környezeti hatásvizsgálatot is el kell készíteni. A hatásvizsgálat alapján adható ki a vízügyi tevékenységre vonatkozó környezetvédelmi engedély.

IGÉNYBEVÉTELI JÁRULÉK : "a környezet valamely elemének egyes igénybevételi módjai után a környezet használó igénybevételi járulékot köteles fizetni. A járulékot a környezeti elem igénybe vett mennyiségével arányosan kell megállapítani. Az arányossági tényező területi kategóriától függően eltérő lehet.." Ez a járulék lényegében azonos a korábbi vízkészlet használati díjjal, tisztázandó azonban viszonya az új vízgazdálkodási törvényben megnevezett vízkészletjárulékkal.

KÖZÜZEMI SZOLGÁLTATÁSI DÍJ: " A közüzemi tevékenységgel nyújtott szolgáltatásért díjat kell fizetni." A díjnak célszerűen fedezni kell a szennyvizek összegyűjtését, tisztítását, elhelyezését szolgáló infrastrukturák működtetését.

KÖRNYEZET TERHELÉSI DÍJ : "a környezethasználó a környezetterhelésért díjat köteles fizetni.... A környezeti elemekbe juttatott szennyező anyagok után fizetendő díjat meghatározott anyagokra, vagy ezek csoportjára külön, a kibocsátott anyag mennyiségével arányosan kell meghatározni. Az arányossági tényező területi kategóriától és a kibocsátási határértéktől függően eltérő lehet. A terhelési díj olyan anyagokra határozható meg, amelyekre érvényes mérési szabvány van, illetve amelynek kibocsátása anyagmérleg vagy más műszaki számítás alapján megbízhatóan megállapítható".

A környezetterhelési díj intézmény rendszere ismert a fejlett országokban is. Angliában az éves szennyvíz terhelési díjat az alábbiak szerint számítják:

Ch = R ( V x C x RW )

ahol:

 Ch = évi terhelési díj,
 R = évi egységdíj,
 V = szennyvíz mennyiségi arányossági tényező,
 C = szennyezőanyagtól függő arányossági tényező,
 RW = befogadótól függő arányossági tényező.

Idehaza is készült egy tervezet a terhelési díj meghatározására.A tervezet szerint a fizetendő díj:

SZ = A x T x V

ahol:

 SZ = a díj összege egy évre, 
 A = egységdíj, 
 T = a tevékenységgel kibocsátott szennyező anyag egységek száma, 
 V= a befogadó védettségétől függő szorzó.

Öt anyag csoportot határoztak meg : kémiai oxigénigény, szerves oldószer extrakt, foszfor, nitrogén, fémek. Egy egységnyi terhelést jelent: 50 kg oxigénigény, 2,5 kg extrakt, 3 kg foszfor, 25 kg nitrogén, stb. A tervezet követi a nyugati országok rendszerét, mintegy integrálja azokat, jelenlegi formájában még nem kiforrott.

HATÁRÉRTÉKEK: "határértékeket igénybevételi, kibocsátási és szennyezettségi határértékként kell meghatározni. A védendő elem sajátosságaitól, illetőleg a szennyezés jellegétől függően meghatározhatók általános, területi, helyi, egyedi, védelmi körzetekre vonatkozó ökológiai, egészségügyi, tervezési, továbbá rendkívüli helyzetekben alkalmazandó határértékek. Kibocsátási határérték megállapítható termékre, technológiára, szennyezőanyagra. A megállapításnál figyelembe kell venni a környezet, illetve eleme pillanatnyi és célállapotát és a leghatékonyabb megoldást. Bevezetésükkor biztosítani kell a szükséges és elégséges felkészülési időt."

A törvényben megfogalmazottak tehát széles lehetőséget, jogi garanciákat biztosítanak a határértékek rendszerének kidolgozásához, s tartalmazzák mindazon elemeket is, melyek az előző fejezetben részletezésre kerültek.

BIRSÁG: "Aki jogszabályban, illetve hatósági határozatban foglalt, a környezet védelmét szolgáló előírást megszeg, vagy azokban megállapított határértéket túllép az általa okozott környezetszennyezés ill. környezetkárositás mértékéhez, súlyához és ismétlődéséhez igazodó környezetvédelmi bírságot köteles fizetni. A bírságot az igénybevételi járulékon és a környezeterhelési díjon felül kell megfizetni."

" Aki a szennyvízelvezető és tisztító közműbe a meghatározott mértéket meghaladó károsító anyagot bocsát be csatornabírságot köteles fizetni."

Jogszabályok tükrözik a "szennyező, használó fizet" elvet. Lényeges különbséget tesznek a díjak-járulékok és a bírságok között. A díjakat a használat, igénybevétel, szolgáltatás után, azok bekerülési költségei arányában kell fizetni. Jogi felesőség, kártérítés ez esetben nincs. A birság a szennyezésért, károsításért fizetendő, s a szennyezőt, károsítót jogi felelősség terheli.

A határérték megállapításának szempontjai

Az új törvények szellemében a környezethasználatot, igy a víz használatát is úgy kell megszervezni, hogy :

  • az minimális igénybevételt és a legkisebb környezetterhelést idézzen elő,

  • megelőzze a környezetszennyezést,

  • kizárja a környezetkárosítást.

A víz esetén az igénybevétel és a szennyvíz bevezetés továbbá csak olyan módon történhet, amely:

  • a természetes folyamatokat és

  • a vizek mennyiségi, minőségi megújulását nem veszélyezteti.

Az előzőek szellemében a környezethasználati jogintézmény három sávra bontható:

  • normál környezethasználat, mellyel a környezetterhelés és igénybevétel minimális, s ezáltal környezetszennyezés nem történik, és a környezetkárosítás is kizárt,

  • kockázatos környezethasználat, mellyel az igénybevétel vagy terhelés már környezeti kockázattal jár s ezáltal a környezetszennyezés bekövetkezik, de környezet szennyeződése még reverzíbilis, öntisztuló, természetes uton regenerálódó, s így a környezetkárosítás még nem következik be,

  • káros környezethasználat, mellyel a terhelés vagy igénybevétel a környezetre egyértelműen káros, s ezáltal a környezetkárosítás bekövetkezik, a környezet károsodik,a környezetszennyeződés irreverzíbilis, az élővilágra kedvezőtlen, az eredeti állapot nem vagy csak mesterséges beavatkozással állítható helyre.

A sávokat egymástól jól definiált határértékeknek kell elválasztani :

  • a kibocsátási /igénybevételi határérték alatt helyezkedik el a " normál "- , fölötte a " kockázatos környezethasználat", ill.

  • a szennyezettségi /beavatkozási határérték alatt a " kockázatos ", fölötte a " káros környezethasználati " tartomány.

A kibocsátási határérték mindig a " környezeti elemet veszélyetető tényezőre " (szennyezőanyagra, szennyvízre ) vonatkozik, értéke olyan, mely alatt a környezet károsítása biztonsággal kizárható. Ezzel szemben a szennyezettségi határérték mindig a " környezet valamely elemére" (vízre, levegőre, talajra, stb.) vonatkozik, melynek meghaladása a környezeti elem egyértelmű károsodását okozza.

A tudományos alapon meghatározott határértékkel rögzített "környezeti károsodás" tehát a környezet elemének (víznek) olyan mértékű terhelése vagy igénybevétele ill. megváltozása, mely az élővilágot kedvezőtlenül érinti ( toxikus, gátló, karcinogén, stb. ) s melynek eredményeképpen a környezet természetes/korábbi állapota csak beavatkozással vagy azzal sem állítható vissza.

A határérték megállapításánál figyelembe kell venni :

  • a környezet állapotának megőrzéséhez vagy annak helyreállításához rendelt

  • célállapotot,

  • a környezeti elem pillanatnyi állapotát,

  • a környezetben lejátszódó természeti folyamatokat,

  • a gazdaságosan elérhető leghatékonyabb műszaki megoldást,

  • a felkészüléshez szükséges időt.

A szennyezés csökkentésének hazai modellje

Az új törvények nemcsak biztosítják a vízszennyezés csökkentésére alkalmazható elvek bevezetését, hanem kötelezettséget is rónak ezek részletes szabályainak kidolgozására.

Az előzőek rávilágítottak, hogy itthon bizonyos mértékű lemaradásban szenvedünk, különösképpen az elfolyó szennyvízre vonatkozó követelményeinket kell újra megfogalmazni.

Tudomásul kell venni, hogy az EU követelményeket csak mint végső célt írhatjuk elő. Kezdetben és átmenetileg meg kell elégedni ennél lazább értékekkel, s később fokozatosan szigoríthatunk. A kezdeti határérték a legjobb elérhető technológiáktól (BAT) elvárhatónál alacsonyabb lesz. A gazdaságos módszerek jöhetnek számításba.

A szennyezöanyag eltávolításánál a sorrend :

  • először a szerves anyagot kell eltávolítani, majd a foszfort.

  • a foszforkicsapással kombinált mechanika lehet az első lépcső, majd ezt kővetheti a biológia. (Bár a kémiai foszfor eltávolítást sokan vitatják, s inkább a tisztán biológiai módszereket helyezik előnybe. )

  • a nitrogén eltávolítást csak akkor és ott lehet megkövetelni, ahol az előző lépcsök megvalósultak, s a befogadó ezt mégis elkerülhetetlenül igényli, továbbá a szükséges pénzügyi feltételek is rendelkezésre állnak.

A tisztitótelep tervezésénél az előző lépcsőzetes bővítési igényeket figyelembe kell venni. tisztítás során keletkező iszapot elsősorban a mezőgazdaságban kell újrahasznosítani. Ennek feltétele az iszap megfelelő minősége, mely az ipari szennyvizek szigorú előtisztítását, esetlegesen annak távoltartását igényli. Az ipari szennyezőanyagokat tartalmazó iszapokat ugyanis veszélyes hulladéknak kell tekinteni, s mint ilyen csak külön védelemmel ellátott lerakással, vagy égetéssel kezelhető.

A tisztítási követelményt a szennyező anyagot produkáló termelési - keletkezési - körülményeken túlmenően a befogadó sajátosságai határozzák meg. A befogadó sajátosságainak megítéléséhez figyelembe kell venni annak:

  • ökológiai,

  • vízhasznosítási igényeit,

  • sérülékenységét,,

  • jelenlegi vízminőségi, vízgazdálkodási, hidrometeorológiai állapotát.

Nyilvánvalóan eltérő szennyezés csökkentési igényeket kell megfogalmazni egy igényes hasznosítású (fürdés, üdülés ), vagy egy országosan kiemelt befogadó (Balaton) esetén , és egy viszonylag nagy asszimilatív képességű vízfolyás (Duna) esetén. Kritikus helyeken esetenként bevezetési tilalmat kell rögzíteni.

A befogadók eltérő érzékenységi követelménye jelenleg is érvényesül. A jólismert , s már tárgyalt "bírságos" rendeletben megállapítottak rögzített vízminőségvédelmi területek lehatárolása szakmailag ma is megalapozottnak tekinthető. A meglévő területekből legalább további három altipust meg kell különböztetni: érzékeny, normál és kevésbé érzékeny területeket.

Önellenőrző kérdések

  1. Mekkora Magyarország vízkészlete?

  2. Mi a biokémiai oxigénigény?

  3. Milyen a kapcsolat a mikroorganizmusok és vízminőség között?

  4. Melyek a legfontosabb mikroorganizmusok a vízben?