Ugrás a tartalomhoz

Környezettechnika

dr. Barótfi István

Mezőgazda Kiadó

3.2. A szennyezés során a környezetbe jutó anyagok és fontosabb jellemzőik

3.2. A szennyezés során a környezetbe jutó anyagok és fontosabb jellemzőik

3.2.1. A szervesanyag-szennyezettség és a vizek oldotto xigén 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 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.

3.2.1.1. 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 azelméletioxigénigény (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 valamivál 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 nitrátté. 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 (LAG-szakasz). 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 at 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.

3.2.1.2. 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 vízben oldott oxigén telítettségi értékeit különböző hőfokon a 3.1. táblázatban mutatjuk be.

3-1. táblázat - Vízben oldott oxigéntelítettség értékei ahőmérséklet függvényében

Hőmér-séklet °C

Oldott oxigéntartalom mg/l-ben

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0

14,65

14,61

14,75

14,53

14,49

14,45

14,41

14,37

14,33

1

14,25

14,21

14,17

14,13

14,09

14,05

14,02

13,98

13,94

2

13,86

13,82

13,79

13,75

13,71

13,68

13,64

13,60

13,56

3

13,49

13,46

13,42

13,38

13,35

13,31

13,28

13,24

13,20

4

13,13

13,10

13,06

13,03

13,00

12,96

12,93

12,89

12,86

5

12,79

12,76

12,72

12,69

12,66

12,62

12,59

12,56

12,53

6

12,46

12,43

12,40

12,36

12,33

12,30

12,27

12,24

12,21

7

12,14

12,11

12,08

12,05

12,02

11,99

11,96

11,93

11,90

8

11,84

11,81

11,78

11,75

11,72

11,70

11,67

11,64

11,61

9

11,55

11,52

11,49

11,47

11,44

11,41

11,38

11,35

11,33

10

11,27

11,24

11,22

11,19

11,16

11,14

11,11

11,08

11,06

11

11,00

10,98

10,95

10,93

10,90

10,87

10,85

10,82

10,80

12

10,75

10,72

10,70

10,67

10,65

10,62

10,60

10,57

10,55

13

10,50

10,48

10,45

10,43

10,40

10,38

10,36

10,33

10,31

14

10,26

10,24

10,22

10,19

10,17

10,15

10,12

10,10

10,08

15

10,03

10,01

9,99

9,97

9,95

9,92

9,90

9,88

9,86

16

9,82

9,79

9,77

9,75

9,73

9,71

9,69

9,67

9,65

17

9,61

9,58

9,56

9,54

9,52

9,50

9,48

9,46

9,44

18

9,40

9,38

9,36

9,34

9,32

9,30

9,29

9,27

9,25

19

9,21

9,19

9,17

9,15

9,13

9,12

9,10

9,08

9,06

20

9,02

9,00

9,98

8,97

8,95

8,93

8,91

8,90

8,88

21

8,84

8,82

8,81

8,79

8,77

8,75

8,74

8,72

8,70

22

8,67

8,65

8,63

8,62

8,60

8,58

8,56

8,55

8,53

23

8,50

8,48

8,46

8,45

8,43

8,42

8,40

8,38

8,37

24

8,33

8,32

8,30

8,29

8,27

8,25

8,24

8,22

8,21

25

8,18

8,16

8,14

8,13

8,11

8,10

8,08

8,07

8,05

26

8,02

8,01

7,99

7,98

7,96

7,95

7,93

7,92

7,90

27

7,87

7,86

7,84

7,83

7,81

7,80

7,78

7,77

7,75

28

7,72

7,71

7,69

7,68

7,66

7,65

7,64

7,62

7,61

29

7,58

7,56

7,55

7,54

7,52

7,51

7,49

7,48

7,47

30

7,44

7,42

7,41

7,40

7,38

7,37

7,35

7,34

7,32


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

oxigéntelítettség(%)= aktuáliskoncentráció( mg /l ) telítettségikoncentráció( mg /l ) 100 MathType@MTEF@5@5@+=feaafiart1ev1aqatCvAUfeBSjuyZL2yd9gzLbvyNv2CaerbuLwBLnhiov2DGi1BTfMBaeXatLxBI9gBaerbd9wDYLwzYbItLDharqqtubsr4rNCHbGeaGqik8vrps0lbbf9q8WrFfeuY=Hhbbf9v8qqaqFr0xc9pk0xbba9q8WqFfea0=yr0RYxir=Jbba9q8aq0=yq=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@941D@

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

dc dt = R 2 R 1 R 3 MathType@MTEF@5@5@+=feaafiart1ev1aqatCvAUfeBSjuyZL2yd9gzLbvyNv2CaerbuLwBLnhiov2DGi1BTfMBaeXatLxBI9gBaerbd9wDYLwzYbItLDharqqtubsr4rNCHbGeaGqik8vrps0lbbf9q8WrFfeuY=Hhbbf9v8qqaqFr0xc9pk0xbba9q8WqFfea0=yr0RYxir=Jbba9q8aq0=yq=He9q8qqQ8frFve9Fve9Ff0dmeaabaqaciGacaGaaeqabaWaaeaaeaaakeaadaWcaaqaaiaadsgacaWGJbaabaGaamizaiaadshaaaGaeyypa0JaamOuamaaBaaaleaacaaIYaaabeaakiabgkHiTiaadkfadaWgaaWcbaGaaGymaaqabaGccqGHsislcaWGsbWaaSbaaSqaaiaaiodaaeqaaaaa@421C@

egyenlettel írhatjuk le. Az egyenlet megoldása adja az ismert „oxigénvonal” egyenletét, melyet sematikusan a 3.2. ábrán is bemutatunk.

3-2. ábra - A biológiai oxigénreakció

A biológiai oxigénreakció


3.2.1.3. 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-permanganá-tot, később kálium-bikromátot alkalmaztak oxidáló szerként. Ma legtöbb országban a bikromátos módszer használatos. (Ezért, ha külön nem jelöljük, a KOI mindig a káli-um-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.

3.2.1.4. 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.

3.2.1.5. 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.

Néhány tiszta anyag súlyegységre vonatkoztatott KOI, TOC értékét a 3.2. táblázat mutatja.

3-2. táblázat - Néhány tiszta vegyület KOI- és TOC-értéke

Vegyület

TOC

KOI

KOI/TOC

Hangyasav

0,27

0,36

1,35

Ecetsav

0,40

1,07

2,67

Propionsav

0,49

1,51

3,08

Vajsav

0,54

1,82

3,37

Olajsav

0,77

2,89

3,76

Metilalkohol

0,38

1,50

4,00

Etilalkohol

0,52

2,09

4,02

Metán

0,75

4,00

5,33

Fenol

0,77

2,38

3,10

Glukóz

0,40

1,07

2,67

Glutaminsav

0,41

0,98

2,39


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

KOI=8 4a+b2c 12a+b+16c M MathType@MTEF@5@5@+=feaafiart1ev1aqatCvAUfeBSjuyZL2yd9gzLbvyNv2CaerbuLwBLnhiov2DGi1BTfMBaeXatLxBI9gBaerbd9wDYLwzYbItLDharqqtubsr4rNCHbGeaGqik8vrps0lbbf9q8WrFfeuY=Hhbbf9v8qqaqFr0xc9pk0xbba9q8WqFfea0=yr0RYxir=Jbba9q8aq0=yq=He9q8qqQ8frFve9Fve9Ff0dmeaabaqaciGacaGaaeqabaWaaeaaeaaakeaacaWGlbGaam4taiaadMeacqGH9aqpcaaI4aGaeyyXIC9aaSaaaeaacaaI0aGaamyyaiabgUcaRiaadkgacqGHsislcaaIYaGaam4yaaqaaiaaigdacaaIYaGaamyyaiabgUcaRiaadkgacqGHRaWkcaaIXaGaaGOnaiaadogaaaGaeyyXICTaamytaaaa@4D41@

valamint annak szerves széntartalma között

TOC= 12a 12a+b+16c M MathType@MTEF@5@5@+=feaafiart1ev1aqatCvAUfeBSjuyZL2yd9gzLbvyNv2CaerbuLwBLnhiov2DGi1BTfMBaeXatLxBI9gBaerbd9wDYLwzYbItLDharqqtubsr4rNCHbGeaGqik8vrps0lbbf9q8WrFfeuY=Hhbbf9v8qqaqFr0xc9pk0xbba9q8WqFfea0=yr0RYxir=Jbba9q8aq0=yq=He9q8qqQ8frFve9Fve9Ff0dmeaabaqaciGacaGaaeqabaWaaeaaeaaakeaacaWGubGaam4taiaadoeacqGH9aqpdaWcaaqaaiaaigdacaaIYaGaamyyaaqaaiaaigdacaaIYaGaamyyaiabgUcaRiaadkgacqGHRaWkcaaIXaGaaGOnaiaadogaaaGaeyyXICTaamytaaaa@4697@

illetve a két hányados között

KOI TOC = 8a+2b4c 3a MathType@MTEF@5@5@+=feaafiart1ev1aqatCvAUfeBSjuyZL2yd9gzLbvyNv2CaerbuLwBLnhiov2DGi1BTfMBaeXatLxBI9gBaerbd9wDYLwzYbItLDharqqtubsr4rNCHbGeaGqik8vrps0lbbf9q8WrFfeuY=Hhbbf9v8qqaqFr0xc9pk0xbba9q8WqFfea0=yr0RYxir=Jbba9q8aq0=yq=He9q8qqQ8frFve9Fve9Ff0dmeaabaqaciGacaGaaeqabaWaaeaaeaaakeaadaWcaaqaaiaadUeacaWGpbGaamysaaqaaiaadsfacaWGpbGaam4qaaaacqGH9aqpdaWcaaqaaiaaiIdacaWGHbGaey4kaSIaaGOmaiaadkgacqGHsislcaaI0aGaam4yaaqaaiaaiodacaWGHbaaaaaa@4498@

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 oxigéntartal

mú 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.

A különböző típusú vizekben előforduló értékeket a 3.3. táblázatban közöljük, az adatok általános összehasonlítást adnak a nem specifikus szervesanyag-mutatók között. A táblázatban megtalálhatók az ezekre előírt követelmények is.

3-3. táblázat - Néhány víztípus szervesanyag-értéke (mg/l)

Víztípus

BOI

KOICr

KOIMn

TOC

Ivóvíz határérték

3–10

4,5

1–3

Felszíni víz

Duna

3–10

15–30

5–20

3–15

Balaton

1–5

5–15

3–10

2–10

Zagyva

2–20

15–70

5–25

5–35

Kommunális szennyvíz

nyers

150–300

300–600

70–200

100–200

ülepített

100–200

150–300

50–150

50–150

tisztított

15–25

60–100

20–40

20–40

Ipari szennyvíz

cukorgyári

1000–3000

4000–6000

1000–3000

800–3000

papírgyári

250–500

1500–3000

200–600

400–1500

tejüzemi

1000–2000

2000–4000

1000–2000

Szennyvíz határérték

75 (50–100)


3.2.2. Nitrogénformák

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

3.2.2.1. 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 nitro-gén-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 (3.4. táblázat).

Elemi nitrogén a nitrogénvegyületek denitrifikációja révén is előfordulhat.

2-4. táblázat - A nitrogén oldódása vízben

Hőmérségklet (°C)

Oldott N2(mg/l)

0

10

20

30

Szabad levegővel egyensúlyban

22,4

17,5

14,2

11,9

760 Hgmm nyomású N2

23,8

22,6

18,6

15,9


3.2.2.2. 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 szabad ammónia és ammóniumion koncentráció viszonya a víz kémhatásának függvénye. Az ammóniumion mennyiségének ismerete a szerves szennyezések megítélése szempontjából fontos, az ammóniát, mint mérgező anyagot is meg kell különböztetnünk. A szabad ammónia – szemben az ammóniumionnal – a sejtmembránon áthatol, s így sejtméreg. Az ammónia mérgező hatása függ az oldott oxigén, szabad szén-dioxid, keménység, lúgosság értékétől is. Halakra toxikus tartomány – a halfajtától függően – 0,2–2 mg szabad ammónia/l.

A 3.5. táblázat adataiból meghatározható, hogy a természetes pH-tartományban, a víz hőfokától függően az összes ammónia-ammóniumion 0–40%-a van jelen ammónia formájában. A pH-és hőmérséklet növekedésével nő a szabad, vagyis a halakra toxikus ammónia koncentrációja.

3-5. táblázat - A szabad ammónia és ammóniumion aránya (%) a pH és hőmérséklet függvényében

pH

5 °C

10 °C

15 °C

20 °C

25 °C

NH3

NH4+

NH3

NH4+

NH3

NH4+

NH3

NH4+

NH3

NH4+

6,5

0,04

99,96

0,06

99,94

0,09

99,91

0,13

99,87

0,16

99,82

7,0

0,12

99,88

0,19

99,81

0,27

99,73

0,40

99,60

0,55

99,45

7,5

0,39

99,61

0,59

99,41

0,85

99,15

1,24

98,76

1,73

98,27

8,0

1,22

98,78

1,83

98,17

2,65

97,35

3,83

96,17

5,28

94,72

8,5

3,77

96,23

5,55

94,45

7,98

92,02

11,18

88,82

14,97

85,03

9,0

11,02

88,98

15,68

84,32

21,42

78,58

28,47

71,53

35,76

64,24


Ivóvizekben az ammóniumion jelenléte legtöbbször kommunális szennyezést indikál, kivéve a védett vízbázisokat. A klórozás során az ammóniumvegyületek klóraminokká alakulnak. A keletkező mono-NH2Cl-, di–NHCl2-, és triklóraminok – NUl3 –a víznek kellemetlen szagot kölcsönöznek, s csökkentik a fertőtlenítés szempontjából előnyös klórmennyiséget. Így az adott fertőtlenítő hatás eléréséhez nagyobb klórfölöslegre és behatási időre van szükség.

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.

3.2.2.3. 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).

3-3. ábra - Biológiai nitrogénciklus

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. A biológiai szennyvíztisztítás során a nitrogén oxidáltsági foka, a nyers szennyvízhez képesti nitrogénformák aránya lényegesen változik. (3.6. táblázat.)

3-6. táblázat - A nitrogénvegyületek koncentrációtartománya a kommunális szennvizek esetén (mg/l)

Nitrogénforma

Nyers szennyvíz

Tisztított szennyvíz

Szerves-N

12–30

5–10

NH4–N

20–60

5–20

NO2–N

0–3

0–2

NO3–N

0–1

10–35

Összes –N

32–94

20–67


A nitrogén oxidációja nagymértékben függ az alkalmazott szennyvíztisztítási rendszertől. Azt mindenképpen meg kell kívánni, hogy a biológiai tisztítás során ammóniatartalom jelentősen csökkenjen, illetve a nitrátkoncentráció növekedjen. A kis fajlagos terhelés – hosszú tartózkodási idő – a nitrifikációt messzemenően lehetővé teszi. A 3.4. ábrán példaképpen illusztráljuk a nitrogén értékeinek alakulását egy korszerű, kétlépcsős (ún. AB-lépcsős) szennyvíztisztító-telepen.

3-4. ábra - A nitrogén-összetevők alakulása egy korszerű kétlépcsős szennyvíztisztító-telepen (koncentrációk mgN/l-ben és a befolyó szennyvíz BOI5 értéke 160 mg/l)

A nitrogén-összetevők alakulása egy korszerű kétlépcsős szennyvíztisztító-telepen (koncentrációk mgN/l-ben és a befolyó szennyvíz BOI5 értéke 160 mg/l)


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.

3.2.3. 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(3.5. ábra) 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”.

3-5. ábra - A foszforciklus

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 anyago, 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:

Men+2 (PnO3n+1),

ahol

n – a kondenzáltság foka.

Ha egyszer a növényi sejt elhal, akkor a sejtből a kondenzált foszfátok visszajutnak a vízbe. Ez a forma, mint említettük már, azonban nem aktív, ahhoz, hogy a növények felvehessék, ortofoszfáttá kell őket hidrolizálni. Ezt a folyamatot a természetben baktériumok végzik el. Ez a folyamat pirofoszfát esetén:

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 NO3, 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.

3.2.4. 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.

3-6. ábra - Biológiai szénciklus

Biológiai szénciklus


A biológiai szénciklus (3.6. ábra) 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.

CO2 + H2O → H2CO3

H2CO3 → HCO3 + H+; k1 = 10–6,3

HCO3 → CO2–3 + H+; k2 = 10–10,25

Az egyenletekből következik, hogy az adott oldatban és hőmérsékleten a CO2, HCO3,CO2–3 vegyületek közötti mennyiségi összefüggés a mindenkori hidrogénkoncentráció függvénye. pH = 4 érték alatt gyakorlatilag szabad szén-dioxid, 10,3 pH fölött karbonátion van jelen. A természetes kémhatás környezetében, 6,2–10,3 pH között, mindhárom forma jelen lehet, bár inkább a hidrokarbonát dominál.

3-7. táblázat - Szén-dioxid, hidrokarbonát és karbonát számítása az összes széntartalom értékéből

CT = H2CO3 + CO2–3

H2CO3 = CTα0 ahol

α 0 = ( 1+ k 1 H + + k 1 k 2 H +2 ) 1 MathType@MTEF@5@5@+=feaafiart1ev1aaatCvAUfeBSjuyZL2yd9gzLbvyNv2CaerbuLwBLnhiov2DGi1BTfMBaeXatLxBI9gBaebbnrfifHhDYfgasaacPqpw0le9v8qqaqFD0xXdHaVhbbf9v8qqaqFr0xb9pk0xbba9q8Wqpeea0=yr0RYxir=Jbba9q8aq0=yq=He9q8qqQ8frFve9Fve9Ff0dmeaabaqaciGacaGaaeqabaqaaeaadaaakeaaiiaacqWFXoqydaWgaaWcbaGaaGimaaqabaGccqGH9aqpdaqadaqaamaalaaabaGaaGymaiabgUcaRiaadUgadaWgaaWcbaGaaGymaaqabaaakeaacaWGibWaaWbaaSqabeaacqGHRaWkaaaaaOGaey4kaSYaaSaaaeaacaWGRbWaaSbaaSqaaiaaigdaaeqaaOGaam4AamaaBaaaleaacaaIYaaabeaaaOqaaiaadIeadaahaaWcbeqaaiabgUcaRiaaikdaaaaaaaGccaGLOaGaayzkaaWaaWbaaSqabeaacqGHsislcaaIXaaaaaaa@4727@

HCO3 = CTα1

α 1 = ( H 3 +1 k 1 + k 2 H + ) 1 MathType@MTEF@5@5@+=feaafiart1ev1aaatCvAUfeBSjuyZL2yd9gzLbvyNv2CaerbuLwBLnhiov2DGi1BTfMBaeXatLxBI9gBaebbnrfifHhDYfgasaacPqpw0le9v8qqaqFD0xXdHaVhbbf9v8qqaqFr0xb9pk0xbba9q8Wqpeea0=yr0RYxir=Jbba9q8aq0=yq=He9q8qqQ8frFve9Fve9Ff0dmeaabaqaciGacaGaaeqabaqaaeaadaaakeaaiiaacqWFXoqydaWgaaWcbaGae8xmaedabeaakiabg2da9maabmaabaWaaSaaaeaacaWGibWaaWbaaSqabeaacaaIZaaaaOGaey4kaSIaaGymaaqaaiaadUgadaWgaaWcbaGaaGymaaqabaaaaOGaey4kaSYaaSaaaeaacaWGRbWaaSbaaSqaaiaaikdaaeqaaaGcbaGaamisamaaCaaaleqabaGaey4kaScaaaaaaOGaayjkaiaawMcaamaaCaaaleqabaGaeyOeI0IaaGymaaaaaaa@4492@

CO2–3 = CTα2

α 2 = ( H +2 k 1 k 2 + H + k ) 1 MathType@MTEF@5@5@+=feaafiart1ev1aaatCvAUfeBSjuyZL2yd9gzLbvyNv2CaerbuLwBLnhiov2DGi1BTfMBaeXatLxBI9gBaebbnrfifHhDYfgasaacPqpw0le9v8qqaqFD0xXdHaVhbbf9v8qqaqFr0xb9pk0xbba9q8Wqpeea0=yr0RYxir=Jbba9q8aq0=yq=He9q8qqQ8frFve9Fve9Ff0dmeaabaqaciGacaGaaeqabaqaaeaadaaakeaaiiaacqWFXoqydaWgaaWcbaGaaGOmaaqabaGccqGH9aqpdaqadaqaamaalaaabaGaamisamaaCaaaleqabaGaey4kaSIaaGOmaaaaaOqaaiaadUgadaWgaaWcbaGaaGymaaqabaGccaWGRbWaaSbaaSqaaiaaikdaaeqaaaaakiabgUcaRmaalaaabaGaamisamaaCaaaleqabaGaey4kaScaaaGcbaGaam4AamaaBaaaleaadaahaaadbeqaaiaaikdaaaaaleqaaaaaaOGaayjkaiaawMcaamaaCaaaleqabaGaeyOeI0IaaGymaaaaaaa@45C6@


Az összes szervetlen széntartalom (CT) ismeretében a jelenlévő valamennyi szénforma százalékos aránya meghatározható.

Tehát a szénsav-vegyületek vizes oldatában a szénsav különböző formái között dinamikus egyensúly van:

2HCO3 → CO2–3 + CO2 + H2O

Az egyenletből az is következik, hogy egy oldatban a hidrogénkarbonát koncentráció fenntartásához mindig megfelelő szén-dioxid-tartalom szükséges. Ez az egyensúlyiszén-dioxid-tartalom. Ha az oldatban lévő szénsav több, mint az egyensúlyi értéknek megfelelő, akkor a fölös CO2 újabb karbonátot visz az oldatba, azaz az előző egyenlet visszafelé játszódik le. Az ilyen vizet agresszívnek, s szén-dioxidot agresszívszén-dio-xidnak nevezzük. Ezek a vizek a betonra és a fémekre károsak. Ha az egyensúlyi koncentrációhoz képest kevesebb CO2 van jelen, a reakció a felső nyíl irányába játszódik le, azaz karbonátok keletkeznek. Ha vízben Ca2+-ionok vannak jelen, akkor az egyenlet

Ca(HCO3)2 → CaCO3 + CO2 + H2O

formában írható fel. Mivel a CaCO3 vízben gyakorlatilag oldhatatlan, a vízből kiválik (vízkő).

Az agresszív vizekből felhasználás előtt a fölös CO2t kiszellőztetéssel, vagy mésztej adagolásával lehet eltávolítani.

A vízkőképződés főleg a víz felmelegedésekor fordulhat elő, ezért a kazánvizekből azokat a hidrokarbonátokat, melyekből keletkező karbonát a vízből kiválhat (keménységet okozó, Ca-és Mg-hidrokarbonátok) el kell távolítani (vízlágyítás).

A karbonát – hidrokarbonát – szén-dioxid rendszernek nagy szerepe van a víz természetes kémhatásában. Ahol az uralkodó kation a kalcium, ott nagy a víz pufferkapacitása, azaz állandó a pH-értéke, mivel ha CO2 jelenik meg a rendszerben, azt a jelenlévő CaCO3 köti meg. A CO2 eltávozását pedig a hidrokarbonát-karbonát reakció kompenzálja. Így a pH-érték változása nélkül jelentős CO2 ki-és belépés történhet.

3.2.5. 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.

3.2.5.1. 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.

Az évenként megjelenő „Növényvédő szerek, műtrágyák” c. kiadvány a hazánkban forgalmazott valamennyi peszticidre tartalmazza ezeket az adatokat.

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. Tájékoztatólag közöljük néhány növényvédő szer szagküszöb-ér-tékét, vízoldhatóságát és mérgezőképességét a 3.8. táblázatban.

3-8. táblázat - Néhány növényvédő szer vízoldhatósága, szagküszöbértéke és toxikussága

Növényvédő szer

Vízoldhatóság (mg/l)

Szagküszöb (mg/l)

Toxikussága

LD50 halakra

(mg/l)

LD50 patkányokra (mg/l)

Aldrin

0,03

1,3

0,2

67

DDT

0,002

160

0,05–0,2

300

Deiktrin

0,1

27

0,05

50

Toxafén

3

5

0,05–0,2

40–120

Lindán

10

1000

0,2–0,3

100

Metoxiklór

100

0,05

6000

Malation

145

4

0,1–1,0

2000

Paration

24

30

3

6–15

Metasystox

3300

5–100

50

Dimethoát

25 000

50

250

2,4–D

könnyed old.

50–1000

375

MCPA

könnyen old.

35

700


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. Néhány klórozott szénhidrogén vízoldhatóságát a 3.8. táblázatban közöljük. Látható, hogy a dieldrin oldhatósága két nagyságrenddel nagyobb, mint a DDT-é, s ez összefüggésbe hozható a sokkal nagyobb perzisztenciával.

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.

Összehasonlításképpen a 3.9. táblázatban közöljük néhány peszticidtípus relatív perzisztenciáját.

3-9. táblázat - Néhány növényvédőszer-típus „ellenálló”-képessége a környezeti lebomlásokkal szemben

Növényvédő szer típusa

Bomlási folyamat

Környezeti lebomlás (Perzisztencia)

Klórozott

szénhidrogének

dehalogenizálódás

2–5 év

dealkileződés

4–10 hónap

Benzoesavak

dekarboxileződés

3–12 hónap

Fenoxiecetsavak

dealkileződés

1–5 hónap

Karbonátok

észterhidrolízis

2–8 hét

dehalogenizálódás

3–10 hét

Szerves foszforsavak

észterhidrolízis

7–80 nap


Az adatok jól érzékeltetik, hogy a természetben a klórozott származékok maradnak legtovább, míg szerves foszforsav-származékok gyorsan bomlanak.

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). Néhány növényvédő szer határétékét a 3.10. táblázatban közöljük.

3-10. táblázat - A növényvédő szerek vízben megengedhető koncentrációi (mikrogramm/l)

Növényvédő szer

Határérték

magyar szabvány

osztrák szabvány

WHO

Aldrin (diekrin)

0,03

0,03

Klordan

0,3

0,3

Hexaklórbenzol

0,01

0,01

Heptaklór (Heptaklóroxid)

0,1

0,1

Lindán

3

3

3

DDT

1

1

Metoxiklór

30

30

30

2,4–D; 2,4,5–T

100

10–50

100

Metilparation

5

Paration

1

Malation

10

Triklórfon

10

Karbaril

50

Atrazin

2

Simazin

17


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.) (MI–10–432 és MSZ 10–623–1984.)

3.2.5.2. 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.

3-11. táblázat - A szénhidrogének oldhatósága vízben (mg/l)

Szénhidrogéntípus

Oldhatóság

Dízelolaj

17

Autóbenzin

100–500

Toluol

511

n-hexán

60

Benzol

1680


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 (3.7. ábra) ismerete annak várható káros hatásának megítélése szempontjából fontos.

3-7. ábra - A felszíni vízbe került olaj átalakulásának folyamata

A felszíni vízbe került olaj átalakulásának folyamata


3-12. táblázat - Felszíni vizek esetén kialakuló olajréteg jellemzői

Térfogata (l/km2)

Az olajréteg

vastagsága 10–5m

láthatósága

40

0,04

éppen látható

150

0,15

gyengén szivárványos

300

0,30

erősen szivárványos

1000

1,00

sötétebb foltok

2000

2,00

erősen sötét, összefüggő folt


3-13. táblázat - Egyes talajok olajvisszatartó képessége

Talaj

Szivárgási tényező (m/s)

Hézagtérfogat (térf. %)

Olajvisszatartó képesség (l/m3)

Olajlencse vastagság (mm)

Kavics

10–2

2–3

5

5

Homokos kavics

10–2

2–3

8

8

Durva homok

10–3

3–4

15

12

Közép k. homok

10–4

5–6

25

20

Finom homok

10–5

6–8

30

30

Iszap

10–6

10–15

40

40


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 „olja-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. Tezát 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 (3.8. ábra). Az egyes talajok olajmegkötő képessége eltérő és arányos a hézagtérfogattal, illetve a szivárgási tényezővel, függ továbbá a talaj nedvességétől is.

3-8. ábra - Az olaj mozgása felszín alatti vízszennyezés esetén

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.

3.2.5.3. 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 io-nos 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.

3.2.5.4. 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.

3.2.5.5. 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.

3.2.5.6. 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.

Közismert az ivóvízellátás során keletkező különböző klórfenolok organoleptikus hatása. Az organoleptikus hatást előidéző koncentrációk értékei a különböző fenolszármazékok esetén a 3.14. táblázatban láthatók.

3-14. táblázat - Fenolvegyületek íz-, szagrontó hatása és toxikussága

Vegyület

Ízrontó

Szagrontó

Toxikusság halakra LC50 48 h

hatás (µg/l)

Fenol

300(2)

4000(10)

5000

O-krezol

3(0,1)

1400(10)

2 000

m-krezol

2(0,1)

800(50)

6 000

p-krezol

2(0,1)

200(60)

4 000

2–3 xilenol

30(0,04)

500(30)

2–4 xilenol

500(0,3)

400(30)

28 000

2–5 xilenol

500(0,5)

400(30)

2 000

3–4 xilenol

50(0,3)

1200(100)

4 000

3–5 xilenol

5000(200)

50 000

2–4–6 trimetil fenol

10

500

m-etilfenol

10

300

p-etilfenol

10

600

O-etilfenol

1

1700

penteklórfenol

30

1600

600

triklórfenolok

0,5–1,0

300

1 000

naftol

500

4000

indol

500

300

szkatol

50

10


A zárójelben lévő értékek a klónozás utáni küszöbkoncentrációk

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.

3.2.5.7. 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. Összesen 135 PCDF és 85 PCDD-zomer létezik (3.15. táblázat).

3-15. táblázat - A különböző PCDD- és PCDF-izomerek száma

Dioxinok

Furanok

Monoklor-

2

4

Diklor-

10

16

Triklor-

14

28

Tetraklor-

22

38

Pentaklor-

14

28

Hexaklor-

10

16

Heptaklor-

4

Oktaklor-

1

1

Összesen:

75

135


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 176C 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 (3.9. ábra). Az utóbbi években különböző határ-és irányértéket határoztak meg, amelyeket az elviselhető napi felvételből (ADI) vezettek le. A 3.16. táblázatban a toxicitási alapokon nyugvó, a jelenlegi törvényi szabályozásokban fellelhető értékek találhatók.

3-9. ábra - A dioxin transzportja a táplálékláncban

A dioxin transzportja a táplálékláncban


3-16. táblázat - A PCDD/F határértékei (H) és irányértékei (I)

TE

levegő:

komm. hulladékégetők emmissziója

H

0,1 ng/m3

veszélyes hulladékégetők emmissziója

H

0,2 ng/m3

kórházi hulladékégetők emmisziója

H

0,5 ng/m3

immisszió

I

0,1 pg/m3

munkahely

I

50 pg/m3

szanálási határérték

H

50 ng/m3

víz:

I

0,01 pg/l

talajvíz/magyar, Garé

H

10 pg/l

szennyvíz iszap

H

100 ng/kg

talaj:

legnagyobb érték ipari területre

I

10 000 ng/kg

legnagyobb érték lakóterületre

I

1 000 ng/kg

magyar határérték, Garé

H

100 ng/kg

legnagyobb érték játszóterekhez

I

100 ng/kg

legnagyobb érték mezőgazdasági haszn.

I

40 ng/kg

ember:

elfogadható napi felvétel (ADI)

H

100 pg/kg/d


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.

3.2.6. 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.

3.2.6.1. 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 szilárd és oldott fázisa között egyensúlyi állapotban felírható reakció:

MmAa → mM + aA

illetve a kalcium-foszfát példáján:

Ca3(PO4)2 → 3Ca + 2PO4

Ekkor az oldhatóságot meghatározó egyensúlyi állandót (Ks) a

Ks =MmAa

illetve Ks = (Ca)3 x = (PO4)2

formában írhatjuk fel. Az egyensúlyi állapott adott hőfokon állandó, s a legtöbb fém esetén táblázatokból ismert. A kalcium-foszfát esetén:

Ks =1 x 20–27

Könnyen belátható, hogy az egyik ion koncentrációjának (pontosabban aktivitásának) ismeretében az oldatban lévő másik ion koncentrációja számítható, illetve az egyik ion aktivitásának megváltozása maga után vonja a másii ion aktivitásának változását. A kálcium-foszfát modell esetén például, ha a vízhez kálcium-iont adunk, akkor – ahhoz, hogy az egyensúlyi állandó Ks = 1 x 10–27 értéke mradjon – a foszfát-ion koncentráció csökkenni fog. Vagy fordítva, a foszfát-ion koncentrációt növeljük, az oldható fémtartalom – a kalcium kicsapódása révén – csökkeni fog.

Ezek a számítások azonban csak tiszta oldatok esetén állnak fenn. Szennyvizek, szennylezett vizek esetén figyelembe kell venni, hogy a fémek csak nyomnyi mennyiségben vannak jelen, és jelen vannak egyéb – komplexképző – szervetlen és szerves anyagok is.

3.2.6.2. Komplexképzés

A komplexképzés – mind szervetlen, mind szerves ionokkal – fontos szerepet játszik a természetes vizes rendszerekben lefolyó fém-migrációban.

A komplexek két részből állnak:

  • fémionból (M), mely a komplex központi magja,

  • a ligandumból (L), mely a kapcsolódó molekulák vagy ionok összessége.

Ligandumként olyan molekulák, vagy ionok jönnek számításba, melyek nem kötő elektronpárt tartalmaznak. A fémion és a ligandum között kialakuló kapcsolat legegyszerűbben úgy értelmezhető, hogy a ligandum elektronpárt ad át a fémionnak. Tehát a ligandum az elektronpárdonor és a fémion pedig az elektronpár akceptor.

Szokás a kémiában az előbbieket Lewis-bázisoknak, az utóbbiakat Lewis-savaknak is nevezni. Tehát a komplex kialakulása egy Lewis-sav és Lewis-bázis közötti reakció révén jön létre.

M+ :L=M : L

Így például a cink (II.) ion (Lewis-sav) és az ammónia molekulák (Lewis-bázis) között létrejövő (Zn(NH3)4)2+ összetételű komplex az alábbi módon írható fel:

A legfontosabb komplex szervetlenképző anion-bikromát, klorid, hidroxid, fluorid, szulfát – bőséges koncentrációban van jelen a vizes rendszerekben; így legkülönbözőbb fémkomplexekjönnek létre. A fémion és a szervetlen ligandum között oldható és oldhatatlan komplexek egyaránt keletkezhetnek, a fém, a ligandum koncentrációjától és a pH-tól függően.

A vizes rendszerben jelenlévő több fém és még több ligandum között csak bizonyos komplexek kialakulására van lehetőség, vagyis egy adott fém egyes ligandumokat előnyben részesít, másokkal viszont gyakorlatilag nem lép kölcsönhatásba. Azt, hogy milyen kölcsönhatások kialakulása a legvalószínűbb, azt a Pearson-féle értelmezés alapján lehet előrejelezni. Pearson szerint a Lewis-féle „kemény savak” a „kemény bázisokkal”, a „lágy savak” a „lágy bázisokkal” képeznek nagyobb stabilitású komplexeket. (3.17. táblázat)

3-17. táblázat - A fémkomplex-képzésnél figyelembe vehető szabályok

„Kemény savak”

„Kemény bázisok”

H+,Li+,Na+,K+,Hg2+,Ca2+,Cr2+,

Mn2+,Al3+,Fe3+,Si4+

F, OH,NH3,Cl,Br,J–,CO2–3,

PO3–4,SO2–4

„Lágy savak”

„Lágy bázisok”

Cu+,Ag+,Cd2+,Pb2+,Zn2+,Hg2+

S, HS, SCN,I,Br,NH+3–,CN


Az előzőekből látható, hogy a fémek egyik csoportja inkább fluoriddal, hidroxiddal, szulfáttal, foszfáttal képeznek komplexeket; ezek gyakran stabil csapadékot képeznek (kicsapódnak az oldatból). A természetes vizekben a karbonátok dominálnak, s ezért a szilárd fázisok gyakran vaskarbonátból, kálcium-karbonátból állnak.

A fémek másik csoportja – többek között a Hg, Cd, Pb – inkább szulfidokkal, cianidokkal, rodanidokkal képez komplexet. Ezen fémek mérgező hatása egyebek között abból adódik, hogy ezek az ionok igen erősen kötődnek fémtartalmú ligandumokhoz (pl. fehérjékben a cisztein maradékhoz), s így blokkolják a létfontosságú enzimek működését.

Komplexképzés szerves vegyületekkel (kelátképzés)

A vizes rendszerek többé-kevésbé szerves anyagokkal szennyezettek, az előforduló szerves vegyületek között itt az aminosavakat, humin-és fulvinsavakat, poliszaharidokat, szerves foszfor vegyületeket, alkohol-és karboxil-csoportokat tartalmazó aromás vegyületeket említjük külön.

Ezek a vegyületek ugyanis donor atomokat tartalmaznak, melyek komplex képzésre hajlamosak a fémekkel (kelátképzés). A természetes eredetű komplexképzők egyike a karboxilcsoportok, fenolos hidroxilcsoportokat tartalmazó huminsavak. A huminsavak és fémionok között létrejövő huminkomplexek szerkezete:

A szintetikus koplexképzők között a legtöbb házi szennyvízben előforduló mosó-szer-összetevőt az etiléndiamin-teraecetsavat (EDTA) kell megemlíteni és újabban a nitrilotrie-ecetsavat is (NTA). A fém-EDTA komplex szerkezete:

Az ilyen fém szervesanyag-komplexek az élő szervezetben is előfordulnak; a létfontosságú típusú vegyületek, például a hemoglobin, klorofil is különböző fémeket tartalmaznak.

A természetes vizes rendszerekben az ilyen elektrondonorként viselkedő szerves anyagok fontos szerepet játszanak a fémszerves koplexek kialakulásában, s különösképpen azzal, hogy a fémeket oldatban tartják.

Az így oldatban lévő fémkoncentráció lényegesen magasabb, mint az a szervetlen oldhatósági konstans alapján várható volna.,

A kelátképződés révén történik a fémek felvétele a különböző biológiai organizmusok által. Ez a folyamat eredményezi a vízben lévő nyomnyi mennyiségű fém beépülését a biomasszába. Ez a beépülés okozza a fémek bioakkumulációját, azaz azt a folyamatot, melynek révén a vízi szervezetekben a fémkoncentráció százszor, ezerszer nagyobb, mint amennyi eredetileg a vízben volt.

A várható vízminőségi hatás megítélésénél tehát a kelátképződés figyelembe vétele igen fontos. Minden olyan esetben, ahol oldott szerves anyag nagyobb mennyiségben fordul elő a vízben, ott számítani lehet fém-szerves kelátképződésre, azaz a toxikus fémek oldatba kerülésére.

Az előzőek alapján láthatjuk, hogy a fémek oldhatósága nemcsak a szervetlen ionoktól, hanem szerves anyagoktól is függ. Ez azt jelenti, hogy a fémszennyeződés meghatározásakor az oldott frakció mellett, az oldhatatlan fémformát és az oldott szerves anyagot is meg kell határozni.

A szerves anyagok által befolyásolt redoxviszonyokat a víz redoxpotenciálja (rövidítve rH, vagy újabban pE) fejezi ki. A redoxpotenciál és a jelenlévő fémforma, valamint a víz pH-értéke kö7ötti összefüggés hasznos információt nyújt az adott fém környezeti megítéléséhez. A

3.10. ábrán az ólom pE-pH-diagrammot mutatjuk be. Az ábrán látható, hogy természetes kémhatásnál – 6–9 pH-értéknél – és a természetes redoxviszonyoknál – 0–15 pE-értéknél – a rosszul oldódó ólom-karbonát dominál. Alacsonyabb pH-értéknél az oldott Pb2+ ion, alacsonyabb pE-értéknél az elemi ólom a stabilabb forma.

3-10. ábra - Néhány fém pH-pE-diagrammja

Néhány fém pH-pE-diagrammja


3.2.6.3. A higany metileződése

A szerves anyagok jelenlétében történő fémoldatba menetel klasszikus példája a higany metileződése. A biológiai folyamatokban résztvevő mikroorganizmusok a higanyt metilezni képesek. A metileződési folyamat aerob és anaerob körülmények között egyaránt végbemehet. A folyamat végeredményeképpen az oldhatatlan – tehát környezetvédelmi szempontból inaktív – higanyból (Hg) különböző metil (CH3Hg) és dimetil higanyvegyületek ((CH3)2Hg) keletkeznek. Metil higanyvegyületeket a vízi mikroorganizmusok már képesek felvenni, s így ezek a biológiai rendszerekbe beépülnek és tápláléklánc révén eljutnak az emberekhez is.

A metileződési folyamat különösképpen az üledékekben játszódik le gyorsan. A keletkezett dimetil és metil higanyformák egymáshoz viszonyított arányát a víz kémhatása is befolyásolja. A 8 pH-nál magasabb kémhatásnál gyakorlatilag a dimetil forma, 8 pH alatt a metil forma doninál. Ennek ismerete azért fontos, mert a dimetil higany illékony, s így a nyitott vizes rendszerekből eltávozik, míg a metil higany nem illik, s így a rendszerben visszamarad. A vizekben lévő organizmusokra tehát ez utóbbi forma fog beépülni. Tehát, a víz pH-értékének változtatásával a már metileződött higany káros hatását befolyásolhatjuk.

3.2.6.4. A fémek toxikus hatása

A fémek a biológiai rendszerekben egymástól több nagyságrendben is eltérő koncentrációban fordulnak elő.

Ismeretes, hogy egyes fémek kis mennyiségben szükségesek az élővilág számára, tehát ezek hiánya a növényi (állati) szervezet fejlődési rendellenességét okozhatja; míg más fémek nem sorolhatók ide. Az emberi fogyasztásra kerülő táplálék, víz minőségi előírásai között szereplő kilenc fém – a bór, cink, króm, kobalt, mangán, molibdén, ón, réz és vas – az esszenciális elemek közé tartozik; míg az arzén, kadmium, ezüst, higany, ólom, berillium – élő szervezetre idegen fémeknek tekinthetők, s így határozottan toxikusnak minősülnek. Hasonló a helyzet a vízi élővilág esetén is.

A fémek növekvő koncentrációjára az élőszervezet kétféle hatásmechanizmust mu-tat. Az esszenciális fémek adott koncentráció alatti hiánya fejlődési rendellenességet okoz, ezeknél meghatározható az optimális tartomány, mely a fejlődést segíti. Az esszenciális és nem esszenciális fémek esetén egyaránt káros az adott koncentráció feletti túladagolás.

3-18. táblázat - A fémek mérgező hatása vízben (g/m3)

Fém

Biol. tisztítás

Öntisztulás

Halak

Egyéb állatok

Ag

0,02

0,01–0,15

Cd

1–5

0,1

3–20

1–1000

Hg

0,02

0,1–0,9

0,03–0,5

Pb

5

0,1

0,2–10

Cr

2–5

0,3

15–80

0,08–100

Ni

6

0,1

25–55

0,2–6

Cn

1

0,01

0,08–0,8

1–50

Zn

1–3

0,1

0,1–2

0,2–60

Fe

5

1–2

15–1000


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.

3.2.7. 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.

3.2.7.1. 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 halakra veszélyes értékek a komplex fém összetevőjétől függően eltérőek.

A K2Zn(CN)4 – 0,3; a K2Cd(CN)4 – 0,75; a K3Cu(CN)4 – 1,0; a K2Ni(CN)4 – 30,0 mg/l értéknél toxikus, míg a vaskomplexek egyáltalán nem mérgezőek a halakra.

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.

3.2.7.2. 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.

3.2.8. 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.

3.2.8.1. 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.

3.2.8.2. 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.

3-19. táblázat - A bakteriológiai mutatók alakulása a melegvérűek bélflórájában

Fekáliaforrás

Koncentráció (106 g/ml)

FC/FS

Fekál coliform FC

Fekál streptococcus FS

Ember

13

3

4,4

Kutya

23

1000

0,02

Macska

7,9

27

0,3

Tehén

0,23

1,3

0,2

Sertés

3,3

84

0,04

Juh

16

38

0,4

Kacsa

3,3

54

0,6

Csirke

1,3

3,4

0,4

Pulyka

0,3

2,8

0,1

Rágcsálók

0,2

4,6

0,04


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.

3.2.8.3. 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.