7. környezeti kockazatfelmeres (JZS)

Report
Környezeti Kárelhárítás
Környezetmérnök B.Sc. - BMEEOVKAKM3
7. Előadás: környezeti mennyiségi
kockázatfelmérés
Előadó: Jolánkai Zsolt
Mi a CÉL?
Elkerülni a humán vagy ökológiai hatásviselők túlzott kitettségét
adott szennyezőre
Gyakorlati szempontból: helyes kármentesítési célhatárérték (D)
meghatározása az adott szennyező anyagra
Mi a módszer lényege?
Ismerve az egyes szennyező toxicitását az egyes hatásviselőkre és
a bevitt (esetlegesen bevihető) mennyiséget kockázatot tudunk
számolni
Másképpen
Környezetbe került szennyező veszélyességének
számszerűsítése kockázati megközelítéssel
Humán hatásviselőkre
Ökológiai hatásviselőkre
Mi a kockázat?
A szennyező okozta káros hatás bekövetkezésének valószínűsége, tényleges vagy
előrejelzett előfordulási gyakorisága, amennyiben az ember vagy az élőlények
bizonyos fokú expozíciója bekövetkezik. Röviden a nem kívánatos következmény
előfordulásának valószínűsége.
Hogyan számszerűsítjük a kockázatot?
Jelölés:
HRQ (Human Risk
Quotient)
ERQ (Environmental
Risk Quotient)
Kockázat =
áő é ó
 éé
Referencia érték: tapasztalati érték az adott szennyező
veszélyességére az adott hatásviselő esetében
Feladat: a dózis számítása
ÁND/TDI
minősítése
< 0,01
elhanyagolható
0,01 –0,1
kicsi
0,1 –1
mérsékelt
1 –10
nagy
> 10
igen nagy
Mekkora az elfogadható kockázat?
Nem rákkeltő anyagok esetében HRQ, ERQ < 1
Rákkeltő anyagok esetében 1/105 - 1/106
A kockázatfelmérés helye a döntés előkészítésben
Alapfogalmak
Átlagos napi dózis/bevitel (ÁND): a szennyezőanyag azon mennyisége, mely lenyelés,
belégzés útján vagy bőrön keresztül jut a szervezetbe. Egységnyi testtömegre és
egységnyi időre vonatkoztatva (mg/kg×nap).
Egységnyi kockázat (Unit Risk; UR): az egységnyi kockázat egy felső becslése annak az
élettartamra vonatkozó többlet kockázatnak, mely a szennyező vegyi anyag talajvízben
1 μg/l, levegőben 1 μg/m 3 koncentrációjú folyamatos expozíciójának következtében
alakul ki. Kifejezése a meredekségi tényező (SF), az átlagos testtömeg és a belégzett
levegő/lenyelt napi vízmennyiség figyelembe vételével történik: URair=SF×1/70 kg×20
m 3 /nap×10 -3; URwat=SF×1/70 kg×2 l/nap×10 -3
Célérték: számszerű szennyezőanyag koncentráció vagy elfogadható kockázati szint
érték, illetve egyéb olyan környezetminőségi kritérium (pl. ivóvízszabványban szereplő
határérték), mely biztosítja az emberi egészség és a környezet védelmét.
Daganatkockázat (Carcinogenic Risk; CR):a daganatképző tulajdonságú, vagy a
genetikai állományt (DNS) károsító vegyi anyagok kockázata a teljes élettartamra
vonatkozó ÁND érték és a daganatkockázat valószínűségét leíró egységnyi kockázat
(UR) vagy meredekségi tényező (SF) figyelembe vételével határozható meg.
Háttér koncentráció (A): A szennyezőanyag természetes körülmények között jellemző,
azaz antropogén hatástól mentes koncentrációja az egyes környezeti elemekben.
Egészségkockázati hányados (HRQ): a determinisztikus hatású vegyi anyag becsült
expozíciójának, azaz az átlagos napi szennyezőanyag felvétel (ÁND) mértékének és az
elviselhetőnek tartott tolerábilis napi dózisnak (TDI) aránya. A kockázati hányados az
alábbiak szerint minősíthető:
Alapfogalmak
Kockázat (risk): A vegyi anyagok okozta káros hatás bekövetkezésének valószínűsége,
tényleges vagy előrejelzett előfordulási gyakorisága, amennyiben az ember vagy az
élőlények bizonyos fokú expozíciója bekövetkezik. Röviden a nem kívánatos
következmény előfordulásának valószínűsége.
Az ökoszisztéma, illetőleg az emberi egészség romlásának, károsodásának várható
mértéke és bekövetkezési valószínűsége
LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level): a dózis-válasz vizsgálatokban
megállapított olyan legkisebb veszélyes anyag dózis (expozíciós szint), mely statisztikai
vagy biológiai értelemben az exponált csoportokban megnöveli a megfigyelhető hatás
gyakoriságának vagy súlyosságának növekedését a kontroll csoporthoz képest.
Meredekségi tényező (Slope factor; SF): rákkeltő anyagok esetén a rákkockázatnövekményt (dózis-válasz) leíró egyenes meredeksége a kis dózisok
tartományában, mely a tesztorganizmusok szennyezőanyag dózisokra adott válaszából
(daganatképződés) kerül meghatározásra. Ez az érték egy felső becslését adja az
egységnyi bevitt szennyezőanyag okozta élettartamra vetített rák kialakulási
valószínűségének. Kifejezése 1/(mg/kg´ nap) egységben történik.
NOAEL (No Observed Adverse Effect Level): az állatkísérletben a vizsgált vegyi anyag
legnagyobb dózisa, ahol statisztikailag vagy biológiailag szignifikáns káros hatás még
nem figyelhető meg a vizsgált populációban a megfelelő kontroll populációhoz
viszonyítva. Hatás esetlegesen megfigyelhető, de az nem minősíthető károsnak.
Alapfogalmak
PEC (Predicted Environmental Concentration): a szennyezőanyag becsült, előrejelzett
koncentrációja a környezetben ott, ahol a vizsgált élőlények expozíciója várható.
PNEC (Predicted No Effect Concentration): a szennyezőanyagok olyan számított
koncentrációja, amely az előrejelzések szerint az ökoszisztémát nem károsítja.
Referencia dózis, megengedhető napi bevitel (RfD, ADI, TDI): a nem rákkeltő hatású
vegyi anyagok elfogadható kockázat szintjét jelölő feltételezett biztonságos dózis, ami
naponta “
bevihető“az ember teljes életének minden napján anélkül, hogy bármiféle
egészségkárosodást okozna. Ezt a dózist a tesztorganizmusok szennyezőanyag
dózisokra adott válaszából határozzák meg a NOAEL vagy LOAEL és UF értékek
ismeretében, az érzékeny alcsoportokat is vizsgálják. Kifejezése mg/kg´ nap egységben
történik.
Szennyezettségi határérték (B): felszín alatti víznél az ivóvízminőség és a vízi
ökoszisztéma igényei, földtani közeg esetében a talajok multifunkcionalitásának és a
felszín alatti vizek szennyezéssel szembeni érzékenységének figyelembevételével
meghatározott kockázatos anyag koncentráció
VONATOZÓ JOG
EU jogi háttere
Az Európai Közösség Bizottsága 1994. június 28-án kelt, (EC) 1488/94. számú rendelete
összhangban az Európa Tanács (EEC) 793/93. számú rendeletével megalapozta az
ismert vegyi anyagok emberre és környezetre vonatkozó kockázatfelmérésének elveit.
A rendelet értelmében a kockázatfelmérésnek olyan összehasonlításon kell alapulnia,
amely az anyag lehetséges káros hatásait (az ismert adatok vagy a valószerű
előrejelzések alapján) az embert és a környezetet ért kitettséghez viszonyítja.
Az emberre vonatkozó kockázatok becslése során figyelembe kell venni az anyag fizikai
kémiai és toxikológiai tulajdonságait; a környezeti kockázatok becslése során pedig az
anyag ökotoxikológiai és a környezetre kifejtett hatásait.
Az egyes országok szabályozási koncepcióiban felfedezhető a területérzékenység vagy a
területhasználat prioritása.
Aktuális hazai jogszabály:
219/2004 (VII.21) Korm. Rendelet
Kis történelem
Első hazai esetek:
• Monorierdőn veszélyes vegyi hulladék került a talajvízbe  Közegészségügyi
toxikológiai módszerek alkalmazása (állatkísérletek)
• Nagytétényi Metallokémia területén talajszennyezettség egészségi hatásait
vizsgálták.
• Az Országos Környezeti Kármentesítési Program prioritási listájának megállapítása
előzetes relatív kockázatbecsléssel, illetve a listán található források kármentesítése
kockázat és költség-haszon elemzés alapján kerül(t) megvalósításra.
Kockázatfelmérés folyamata
A kockázatfelmérés módszere kiemelt fontosságúnak tekinti és úgy is kezeli a humán
kockázatokat és azok értékelését, de az eljárás védendő értékként, hatásviselőként
kezeli az emberi egészséget, az ökoszisztémát és a felszín alatti vizet is.
Az emberi egészségkockázat felmérés főbb jellemzői: Négy fázis
Veszély azonosítása: Mintavétel, analitika, károsanyag koncentrációk és kiterjedés a
környezeti elemekben. Területhasználatok és emberi hatásviselők számbavétele

Kitettség felmérése: Előre jelezhető átlagos napi szennyezőanyag bevitel/dózis
meghatározása.

Hatás vizsgálata (dózis-válasz): Az egyes szennyező anyag dózisokra toxikológiai
kísérletek alapján határozzák meg a hatásviselők által adott választ. A még nem káros
dózisok meghatározása.

Kockázat felmérése: összevetik a kitettség felmérés és dózis-válasz vizsgálatok
eredményeként kapott dózisokat és meghatározzák, hogy a számított kockázat milyen
mértékű.

Kockázatfelmérés folyamata
Expozíció: A hatásviselők kitettségének (expozíciójának) mértékét az expozíció helyére
és időtartamára vonatkozóan mérni kell, vagy számítással becsülni.
Számítás esetén becsülni kell a szennyezőanyag transzportját a szennyezőanyag
forrástól az expozíció helyéig, és meg kell határozni az előrejelezhető környezeti
koncentrációt (PEC).
Dózis: A PEC ismeretében és az expozíciós paraméterek rögzítésével (pl. bőrfelület
nagysága, napi lenyelt vízmennyiség) kiszámítják a dózist (ÁND). Környezeti
kockázathoz a PEC-et lehet közvetlenül felhasználni.
HRQ kiszámítása: Küszöbdózissal rendelkező vegyi anyagok esetén az ÁND értéket kell
osztani a toxikológiai értékekből extrapolált megengedhető (elviselhető) dózisokkal
(RfD, TDI).
Daganatképző anyagok esetén a daganatkockázatot (Carcinogenic Risk; CR) a teljes
élettartamra vonatkozó ÁND érték és a daganatkockázat valószínűségét leíró egységnyi
kockázat (ÚR), vagy meredekségi tényező (SF) figyelembevételével határozható meg.
A környezeti kockázat (Environmental Risk Quotient; ERQ) meghatározásakor a PEC
értékét ökotoxikológiai vizsgálatok alapján extrapolációval előre jelzett, az
ökoszisztémára károsan nem ható koncentrációkhoz (PNEC) viszonyítják.
Kockázati modell megalkotása:
A kockázatfelmérés a kockázati modell (más elnevezéssel: integrált kockázati modell,
koncepció modell) felállításával indul.
Ebben a fázisban szükséges meghatározni a kockázat lehetséges elemeit, úgymint a
szennyező forrást, a lehetséges terjedési és expozíciós utakat és a potenciális
hatásviselőket.
Kitettség becslése:
Első lépés: PEC számítása
A forrás és a hatásviselő expozíciós helye közötti terjedési úton a szennyezőanyagokat
ért hatások mértékét a természetes koncentráció-csökkenés nagyságának (Natural
Attenuation Factor; NAF) becslésével lehet megadni a forrás koncentrációinak
ismeretében. Ez alapján már számolható a PEC.
Transzport folyamatok:
•Fizikai: advekció, diffúzió, hígulás, párolgás
•Kémiai: megkötődés (szorpció), kémiai reakciók (abiotikusak, tehát metabolikusan
aktív mikroorganizmusok nem vesznek részt benne)
•Biológiai: biodegradációs folyamatok: elektronátadási folyamat, melyben a szerves
anyagok táp- és energiaforrásként hasznosulhatnak, az oxidációjukból nyert energia
pedig a sejtek felépítéséhez és azok fennmaradásához járul hozzá. Aerob és anaerob
lebontás is lehetséges. Aerob folyamatoknál az oxigén a végső elektron akceptor,
anaerob lebontás esetén lehet nitrát, szulfát, redukált vas, mangán, valamilyen
szerves anyag.
A természetes kockázatcsökkenést leíró faktorok:
•Közegváltást leíró átadási faktorok (hígulási modellek)
•Oldalirányú terjedést leíró faktorok (különböző transzport modellek)
Link
Kitettség becslése:
Második lépés: Hatásviselők megállapítása
•Humán hatásviselők: ember, embercsoport, populáció
•Ökológiai hatásviselők: pl. mikroba populáció, magasabb rendű növények, egész
tápláléklánc
•Felszín alatti vizek: Első jó vízadó réteg, talajvíz, mélyebb vízadó réteg
Tényleges hatásviselők: Csak meglévő területhasználatok esetén lehet megadni. Pl.
veszélyes hulladék égető esetén az ott dolgozó emberek csoportja tekinthető humán
hatásviselőnek. Egy másik csoport adott esetben a közelben (milyen
távolság?transzport számítások alapján) élő lakosság lehet.
Potenciális hatásviselők:
•Feltételezett jövőbeni területhasználathoz kötődő hatásviselők
•Egyszerűen a számítás kedvéért nevezünk meg potenciális hatásviselőket: így a
közegváltásokat is figyelembe lehet venni. Ebben az esetben ezek a hatásviselők
lesznek a megfelelőségi pontok, tehát itt nem lehet nagyobb a szennyezőanyag
koncentráció a megengedettnél.
Kitettség becslése:
Harmadik lépés: terület- és vízhasználatok megnevezése
Azért fontos mert az expozíciós paraméterek, mint az expozíciós gyakoriság, időtartam mind a területhasználattól függnek. Emiatt térképen is be kell mutatni a
területhasználatokat.
Egy célszerű felosztás (gyakorlatban használt):
•ivóvízbázis,
•lakóterület,
•gazdasági terület (ipari/kereskedelmi terület),
•üdülő és szabadidő (sport, park) terület,
•mezőgazdasági terület, vagy konyhakert.
•(földmunka is lehet külön th.)
Városi és szabadidős területhasználatoknál a gyermekeket külön hatásviselőnek kell
tekinteni, mivel eltérőek az expozíciós paramétereik.
Expozíciós szorzó (EM)
Hatás oldal és a kockázat számítása ember hatásviselő esetén:
Nem rákkeltő vegyi anyagok: a tolerálható napi bevitelt (ADI vagy TDI) vagy a
referenciadózist (RfD) tekintik viszonyítási alapnak, mert ezen anyagok esetén létezik
egy küszöbérték, ami alatt nem okoznak káros elváltozást akkor sem ha egész életen át
ki van téve neki az ember. Mértékegysége általában mg/(testtömeg kg*nap). Belélegzett
anyagoknál RfC-vel jelölik és mértékegységük mg/m3.
A kockázat számítása ebben az esetben


 ≤ 1
1
1
Ahol n a vegyi anyagok, m pedig az expozíciós útvonalak számát jelöli.
Hatás oldal és a kockázat számítása ember hatásviselő esetén:
Rákkeltő vegyi anyagokra: küszöbdózisról nem lehet beszélni, mert akármilyen kis
többletdózis is növelheti a rák és a genetikai károsodás előfordulási valószínűségét,
illetve életkor-rövidülést okozhat.
Anyagok rákkeltő képességét az SF [1/mg/kg/nap] tényezővel fejezzük ki, mely a dóziskarcinogén hatás összefüggés meredekségét írja le a kis dózisoknál jellemző lineáris
tartományban.
A kockázatot a CR (cancer risk) szorzattal jellemezzük, mely az összes rákkeltő anyagnak
való kitettség következtében bekövetkező halál valószínüségét fejezi ki.
 = Á ∗ 
Elfogadott célérték a CR-re 1:106, míg munkaterületen 1:106-en tekinthető elfogadható
kockázatnak.
Hatás oldal és a kockázat számítása ökológiai hatásviselő esetén:
Ökotoxikológiai vizsgálatok alapján, a koncentráció hatás görbe jellegzetes pontjainak
(LC50, NOAEC, LOAEC) kiválasztása után extrapolációval határozzák meg a teszt
szervezetekre/teszt rendszerekre az előre jelezhetően károsan még nem ható környezeti
elemekre vonatkozó koncentrációkat (PNEC).
A célkockázat ebben az esetben:
 =

≤1

Környezeti kockázatfelmérés
folyamata
Humán kockázatfelmérés
folyamata
Szennyezők hatása, toxikussága
Milyen anyagokra vizsgáljuk? → Elsőbbségi szennyező anyagok!
Bioakkumuláció, biomagnifikáció, mobilitás, perzisztencia, a toxicitás, és a felhasznált
mennyiség alapján döntik el, hogy melyek az elsőbbségi anyagok.
Az anyagok toxikusságát toxikológiai vizsgálatok alapján határozták meg.
Adatbázisok:
 WHO nemzetközi kémiai biztonság program (IPCS) adatbázisa
 Egyesült Államok Környezetvédelmi Hivatalának információs rendszere (
 Nemzetközi Rákkutatási Központ (IARC)
 Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR) adatbázisa.
)
Keverékek kockázata?
A vegyi anyagok keverékének egyidejű expozíciója, valamint a több expozíciós
útvonalon egyszerre kialakuló kitettség együttes és összegző értékelése szintén
általános problémája a környezeti kockázatfelméréseknek
A legtöbb EU országban a WHO állásfoglalását követve, a szerkezetében hasonló
vegyületek (dioxinok-furánok és poliaromás szénhidrogének) egyidejű expozíciójakor
ekvivalencia faktort használnak a toxicitás leírására.
Az USEPA ajánlása szerint például az A (emberre nézve bizonyítottan rákkeltő hatású )
és B (emberre nézve valószínűleg rákkeltő) karcinogenitási osztályokba tartozó PAH
(Polyaromatic Hydrocarbon) vegyületek karcinogenitása normálható a benz(a)pirén
(BaP) karcinogenitására.
Az egyes A-B osztályú PAH vegyületek koncentrációja BaP egyenérték koncentráció
formában kifejezhető és összegezhető, ha toxicitási ekvivalens faktorokat (TEF)
használnak. Például (1) benzo(a)pipén; TEF=1.0, (2) krizén; TEF=0.001, (3)
benzo(b)fluorantén; TEF=0.1..
Keverékek kockázata?
Szénhidrogének:
Speciális eljárásra van szükség a nagy számú (több száz) összetevő miatt
TPH (összes ásványolaj szénhidrogén) tehát nem elegendő, az egyes alkotókat külön
kell vizsgálni (PAH, BTEX, alifások, stb)
•Indikátor módszer: E szerint a TPH várható kockázati szintjét kisszámú indikátor
vegyülettel lehet jellemezni (BTEX, PAH, stb).
•Helyettesítő módszer: A TPH-t egyetlen szennyezővel helyettesítik (pl. benzol), így
azonban erősen túlértékelhetjük a akockázatot.
•Egyik almódszere a teljes termék módszer, melynél a TPH-t olyan frakciókra (aromás
és alifás) bontják fel, melyek toxicitási és mobilitási tulajdonságaik hasonlóak.
Általában ezeket az eljárásokat vegyesen alkalmazzák. Daganatképző hatást indikátor
módszerrel becslik, míg a nem karcinogén hatást teljes termék módszerrel vizsgálják. A
teljes kockázat az egyes kockázati elemek összegzéséből adódik.
Háttérkoncentrációt is figyelembe kell venni: Az előre jelzett környezeti
koncentrációból, vagy dózisból le szokták vonni a háttérkoncentráció, vagy dózis
értékét.
Ökológiai kockázatfelmérés
60-as, 70-es években vízi ökoszisztémákra (aquatic ecosystems) összpontosult a
figyelem, 80-as évektől a szárazföldi ökoszisztémák (terrestrial ecosystems) károsodása
is reflektorfénybe került.
Ökológiai kockázatbecslés (Ecologycal Risk Assessment-ERA)-Ökológiai célú talajtesztek
Védelmi szint meghatározása: Pl: Jelentős védelmi szint, ha a fajok 95%-ának védelme a
cél. Ekkor mikrobiális közösségekre, növényekre és talajlakó faunákra vonatkozó
toxikológiai vizsgálatokra is szükség van.
Környezetminőségi paraméterek bevezetése. Ennek segítségével becsülhető a
talajszennyezésből eredő környezeti kockázat.
Alkalmazott eljárások:
Általános-áttekintő értékeket irodalmi ökotoxikológiai értékek képviselik.
Talajminőségi célértéket szennyezett mintákkal végzett ökotoxikológiai tesztekkel
végzik néha.
Ritkán biológiai tesztek és biomonitoring vizsgálatokra is sor kerül.
Általános-áttekintő értékek használata:
Ökológiai kockázatok meghatározásához sokszor alkalmaznak károsan nem ható
környezeti koncentrációkat (Predicted No Effect Concentration; PNEC)
A PNEC érték az ökoszisztéma egészét károsan még nem befolyásoló szennyezőanyag
koncentráció, amely az ökoszisztéma egyes tagjaira elvégzett ökotoxikológiai
teszteredményekből extrapolálható.
Az extrapoláció alapját az akut vizsgálatokból származó, bizonyos százalékú (pl. 50%)
halálozási arányához (Lethal Concentration; LC50), vagy káros hatáshoz tartozó (pl.
Effective Concentration; EC50) koncentrációk, illetve a krónikus vizsgálatokból
nyerhető, káros hatást még nem mutató vegyi anyag koncentrációk (No Observed
Effect Concentration; NOEC) adják.
Általános-áttekintő értékek használata:
Ha a PNEC képzését kevés ökotoxikológiai vizsgálati eredmény birtokában kell
elvégezni, akkor a legalacsonyabb akut LC50 értéket 1000-es biztonsági faktorral, míg a
legalacsonyabb krónikus NOEC értéket, a 100-as biztonsági faktorral kell osztani. A
biztonsági faktor értéke csökkenthető, ha több megbízható krónikus ökotoxikológiai
vizsgálati eredmény áll rendelkezésre. Ez a faktoriális (Factorial Application Method;
FAME) eljárás.
Forrás: (
)
A károsan még nem ható környezeti koncentrációk (PNEC) képzéséhez használt
biztonsági faktorok (Gruiz, 2001)
Biztonsági faktorok (BF)
Ökotoxikológiai tesztek és rendelkezésre
BF akut
BF
álló információk
BF A
PNEC-re B krónikus
A legalacsonyabb mért LC50 érték
100
200
Legalacsonyabb akut toxicitás 3 trofikus szint
élőlényeivel (LC50: hal, alga, Daphnia)
1000
10
20
Legalacsonyabb akut toxicitás 5
élőlénycsoporttal mérve
5
10
Legalább egy hosszú távú (krónikus) NOEC
mérés akár hal, akár Daphnia
100
Két különböző NOEC mérés, két különböző
trofikus szint élőlényeivel (hal és/vagy alga
és/vagy Daphnia)
50
Három trofikus szint élőlényeivel
meghatározott krónikus NOEC értékekek
közül a legalacsonyabb
10 5
Terepi adatok vagy adatok modell
ökoszisztémából
1
A - tiszta vegyi anyagokkal végzett tesztek esetén
B - vegyes szennyeződéseket tartalmazó szennyvíziszapokkal
Ha nagy mennyiségű ökotoxikológiai adat áll rendelkezésre, a talajminőségi célértékek
meghatározására statisztikai eljárást szoktak használni.
Az eljárás a különböző fajok érzékenységének változatosságát veszi figyelembe (fajspecifikus NOEC értékek) a károsan még nem ható koncentráció megállapításához.
Az érzékenység változatossága miatt a toxikológiai adatok speciális eloszlást követnek,
pl. log-normális vagy log-log eloszlást. Az eloszlásgörbe segítségével számítható az a
koncentráció, ami az ökoszisztémában fellelhető fajok egy bizonyos százalékára (pl.
95% vagy 50%) még nem káros.
Statisztikai okokból célszerű legalább öt, taxonómiailag azonos csoportból származó faj
vizsgálata alapján extrapolálni, a kísérleti NOEC értékekből.
Ökotoxikológiai vizsgálatok szennyezett mintákkal:
A szennyezett területekre vonatkozóan az ökológiai kockázatot a vizsgált területről
származó talajminták extraktumaival, illetve közvetlenül a talaj és vízmintákkal végzett
vizsgálatokkal, azaz az adott területre jellemző hely-specifikus biovizsgálatokkal
határozzák meg.
Ezzel figyelembe vehető:
•a szennyezőanyagok szinergista hatása miatt megnövekedett toxicitás
•a biodegradáció során keletkezett melléktermékek toxikus hatása
•a szorpció és a szennyezőanyagok öregedése miatt az időben megváltozott biológiai
hozzáférhetőség.
Biovizsgálat történhet:
•Pórusvízből
•oldószeres kivonatból (szilárd fázisú szennyezőanyag toxicitására). Itt fontos az
extrahálószer megválasztása, annak modelleznie kell pl. a növény gyökerének felvevő
képeségét.
Laboratóriumi (mikrokozmosz) tesztek: egy vagy több faj egyedeit, illetve akár egy
táplálkozási lánc egyes tagjait és a lánc egészét ért káros hatásokat becsli laboratóriumi
körülmények között. Vannak terepi (mezo-, makrokozmosz) tesztek.
Mikroorganizmusok vizsgálatára standard tesztek: Microtox, ToxiChromotest, MetPad,
lumineszkáló Photorhabdus luminescens baktériumokkal végzett vizsgálatok.
Magasabb rendű növények esetében magvak csíráztatása egy bevett módszer. Itt a
gyökérhossz mérése is hozzá tartozik a vizsgálatokhoz.
Ökotoxikológiai vizsgálatok szennyezett mintákkal - folytatás:
Talajfauna vizsgálatok: Gerinctelenekkel (pl. fonalasférgek, atkák) végzik.
Standardizált ökotoxikológiai teszt vázlatos bemutatása:
- különböző ökológiai funkcionális csoportba tartozó tesztszervezetek felhasználásával
történnek.
Az alapvizsgálatoknál a producens
növényi teszteket (2 teszt) és állati
konzumens teszteket (3 teszt) a
szennyezett talajok kivonatai 10-szeres
hígításaival végzik
A reducens mikrobiológiai teszteket
(3 teszt) a teljes hígítási sor (5-szörös,
10-szeres, 25-szörös, 50-szeres, 100szoros, stb.) vizsgálatával végzik.
Ezek alapján kell eldönteni, hogy
szükség van-e kiegészítő vizsgálatokra.
roducens
algateszt
növényi tesztek:
csíranövény teszt
Konzumens
állati tesztek:
Daphnia -teszt
halteszt
fonalféreg teszt
Reducens
mikrobiológiai
tesztek:
Azotobacter agile-teszt
Pseudomonas fluorescens -teszt
Terravita kevert mikroflóra-teszt
A tápláléklánc adott szintjén jelentkező káros ökotoxikus hatás az ökoszisztéma
egészét károsítja!
Biomonitoring vizsgálatok
•biokoncentráció (vagy bioakkumuláció) vizsgálata: Az élőlények szöveteiben mért
szennyezőanyag koncentráció alkalmas leginkább az expozíció meghatározására
•a biomarkerek monitoringja: A biomarkerek olyan anyagok, melyek vegyi anyagok
expozíciójának, vagy toxicitásának hatásaként keletkeznek az élő szervezetben, egyfajta
biológiai válasz.
•az indikátorfajok szerveződési struktúrájában beállt változások vizsgálata. Mindig
kérdés, hogy a kiválasztott faj mennyire reprezentálja az egész ökoszisztéma kitettségét
Felszín alatti vizek, mint hatásviselők
A felszín alatti vizek védelme érdekében a kockázatfelmérések során az európai
gyakorlatban “megfelelőségi pontokat“jelölnek ki a szennyező forrástól bizonyos
távolságban.
A“
megfelelőségi pontok“olyan helyek, amelyeket a szennyezőanyagnak kitett
hatásviselő helye és a szennyező forrás közötti térrészben, a szennyezőanyagok
terjedési útvonalán jelölnek ki. Ezeken a pontokon a kockázatos anyagok
koncentrációjának kisebbnek kell lenniük a környezeti közegekre megállapított –a
feltételezett kitettség(ek)hez tartozó –elérendő koncentrációknál (pl. ivóvíz
határérték). A “
megfelelőségi pontok“helyének megválasztásakor ismerni kell a
tényleges hatásviselők helyét, a fennálló és a jövőben tervezett területhasználatokat, a
területhasználatokhoz és ezáltal a hatásviselőkhöz tartozó reális expozíciós
lehetőségeket, valamint a szennyezőanyagok terjedését.
Példa: Üzemanyag telep szénhidrogén szennyezettsége
Anyag
Talaj
TPH
BTEX
Anyag
Talajvíz
TPH
Benzol
Toluol
„B” határérték
mg/kg
100
0,5
„B” határérték
μg /l
100
1
20
A feladat összetettségét befolyásoló
tényezők
Szennyezők száma
Toxikológiai adatok megléte
Expozíciós útvonalak száma
Talajvíz viszonyok
Szennyezett terület száma és
kiterjedése
Megkövetelt precizitás mértéke
Monitoring adatok megléte
Javasolt „D”
mg/kg
3000
Javasolt „D”
μg /l
1000
10
50
A vizsgált terület szennyeződése
1 kémiai keverék több vegyületes
Adatok
1 jelentős, 1 másodlagos
Egyszerű többrétegű hidrogeológiai adottság
4 db
150.000 m2
Közepes
A XYZ monitoring jelentése
Példa: Üzemanyag telep szénhidrogén szennyezettsége
A szennyezők számbavétele
Mivel a szennyezés oka ismert, kézenfekvő, hogy a területen tárolt és manipulált anyagok
(benzin, gázolaj) okozzák a szennyeződést. A szénhidrogén-származékok a felszín alatti
tartályokból, vezetékekből kijutva közvetlenül szennyezte és leszivárgott a talajvíz rétegig,
átlagosan kb. 5 m mélységig.
A szénhidrogénnel szennyezett talaj becsült értéke 150.000 m2, a szennyezett talajvíz
mennyisége közelítő számítások alapján 45.000 m3, 30% hézagtérfogatot feltételezve. A
szennyezett területek környezetében a szennyezés mértéke igen jelentősnek mutatkozott a
vizsgálatok során. A benzin és a gázolaj többtípusú szénhidrogén keveréke. A további
vizsgálatokhoz a benzint használjuk, mert veszélyesebb anyag, mint a gázolaj, ennek a
részletezésével a toxikológiai fejezetben foglalkozunk.
Példa: Üzemanyag telep szénhidrogén szennyezettsége
Az expozíciós útvonalak számbavétele
A szennyezés során kizárólag felszíni (felszín közeli) és felszín alatti eseményeket vizsgáltunk.
A részben fedett terület felszínére kerülő benzin meleg nyári napokon intenzíven párolog.
Vizsgálnunk kellett tehát a felszíni párolgás során a telepen dolgozók kitettségét.
A feltáró vizsgálatok egyértelműen bizonyították, hogy a talajvíz felszínén egy nagyon vékony
telített szénhidrogén zóna található, amiből, ha kis mértékben is, de folyamatosan
szennyeződhetett a talaj és a talajvíz.
A TPH szennyezettsége a beavatkozás végén 3000 mg/kg, a talajvízben 1000 μg/l, aromás
szénhidrogénekre (BTEX): a benzol 10, a toluol 50 μg/l lesz.
A potenciális felszínalatti expozíciós utak tárgyalásakor a talajvíz és a rétegvizek esetleges
kapcsolatát kellett elsősorban vizsgálnunk, ezekre a rétegekre telepítették ugyanis a környék
ivóvíz kútjait.
Példa: Üzemanyag telep szénhidrogén szennyezettsége
A receptorok számbavétele
A szennyezett területtel kapcsolatba kerülő minden reálisan lehetséges receptort számba
vettünk. A lehetséges érintett receptorok a területen esetlegesen szolgálatot teljesítők
(dolgozók), akik a telep kiszolgálásáért és üzemeltetéséért felelnek. Ők bőrkontaktus illetve
belégzés útján kerülhetnek kapcsolatba (különösen nyáron) az üzemanyagok (benzin, gázolaj)
párolgásából származó gázokkal.
A potenciális receptorok másik csoportja a laktanya minden dolgozója, akik az ivóvízkút vizét
isszák, illetve a szennyeződés transzportja miatt a környező lakosság. A laktanya vízellátása
jelenleg vegyes rendszerű, nagy részben a városi hálózatról történik a vízellátás, a kút
kiegészítő vízforrásként üzemel.
A két említett potenciális receptor csoporton kívül más receptorok érintettségével nem kell
számolnunk.
Példa: Üzemanyag telep szénhidrogén szennyezettsége
Koncepciós modell
forrás
terjedés módja
közeg
bejutási kapu
receptor
talaj
szivárgás
talajvíz
tápcsatorna
rétegvíz
Felszín alatti CH szennyezés
dolgozók
párolgás
belégzés
légkör
Benzol
ED
w

C * IR * EF
, ahol
BW
Vízből ivás útján a szervezetbe jutó szennyezés értéke mg-ban
Naponta és egységnyi testsúlyra vonatkoztatva
a szennyező koncentrációja a vízben
Lenyelt mennyiség: alkalmanként megivott víz mennyisége
Expozíciós tényező: az expozíció élettartamra vonatkoztatva
Testsúly
EDw
C
IR
EF
BW
2 év * 52 hét
EF 
[mg/kg/nap]
[mg/l]
[l/nap]
[-]
[kg]
 0 , 028
70 év * 365 nap
ED w 
C * IR * EF
 1 . 7 * 10
mg
5
BW
kg * nap
Felhasznált adatok:
C=
0,0005
IR =
1,5
EF =
0,028
BW =
70
mg/l
l/nap
kg
(Forrás: felvett adat, más hasonló területen mért)
(Forrás: feltételezés)
(Forrás: Feltételezésből számítva)
(Forrás: Health Canada, HHRA for Priority Substansces, 1994)
Toluol:
A toluol esetében az érték megegyezik a benzol értékével.
ED w 
C * IR * EF
BW
 3 * 10
7
mg
kg * nap
Az RfD (TDE) érték és/vagy meredekségi tényező számítása
A megfelelő vegyületek adatait a US EPA IRIS és egyéb toxikológiai adatbázisokból
(HEAST, ITER) nyerhetjük.
A benzol CAS száma: 71-43-2 „A kategóriájú” ismert humán karcinogén vegyületként szerepel a
US EPA kockázatelemzési útmutatójában. Karcinogén hatását bármely bejutási kapun keresztül
kifejti, amelyet humán toxikológiai bizonyítékok és állatkísérletek is igazolnak. Az
epidemiológiai tanulmányok közvetlen kapcsolatot mutatnak a vegyületnek való expozíció és a
leukémia kialakulása között, emellett egyéb vér összetételt befolyásoló betegségeket is
okozhat. A belégzésen át való bejutáskor a rákkeltő egészségkárosító hatásának a toxikológiai
mérőszáma az US EPA által meghatározott meredekségi tényező. Melynek értéke 1,5*10-2
(mg/kg*nap)-1. A belégzés kockázatának számításakor az US EPA és a Health Canada sem a
meredekségi tényezőt használja, hanem a kockázati értékekhez adja meg a teljes élettartam
alatt belélegzett benzol koncentráció értéke (Lásd: US EPA, IRIOS Database, Benzene, II.C.1.2.
alfejezete).
A toluol (CAS száma: 108-88-3) „D kategóriájú” nem karcinogén szennyező, sem állatkísérletek,
sem humán toxikológiai tanulmányok nem adtak pozitív eredményt. Toxikus hatás elsősorban a
vesében és a májban jelentkezik, amely szervek méretváltozását eredményezi. Orális RfD
értéke: 2.10-1 mg/kg/nap UF=1000 biztonsági tényező mellett, krónikus RfD értéke = 0,4
mg/m3 UF=300 biztonsági tényező mellett belégzés esetén.

similar documents