2. A mennyiségi kockázatfelmérés nemzetközi alkalmazásának áttekintése és összehasonlító ismertetése

A szennyezett területek számbavétele és mentesítése során szerzett tapasztalatok ráirányították a figyelmet a felszín alatti környezet szennyezettségéhez kapcsolódó problémák méreteire. Ennek megfelelően, egyre több országban állami szinten foglalkoznak a szennyezett területek kezelésével, kármentesítési programok létrehozásával. Európában már az 1980-as évek közepétől Németországban, Dániában, Hollandiában indultak ilyen programok, a szükséges jogszabályi háttér biztosításával. A figyelem azonban nemcsak a probléma méreteire irányult, hanem a kármentesítés során elérendő minőségi célokra is, amelyek már alapelvként értelmezték a költséghatékonyságot, valamint az emberi egészség és a környezet védelmét. A kockázati alapú beavatkozás elve ezért egyre szélesebb körben terjedt, és mára már az európai országok többsége jogszabályi szinten rendelkezik a terület-specifikus célértékek kockázati alapú megállapításáról. A kockázatfelmérés során a területhasználattól függően felmérik és értékelik a környezeti kockázat mértékét a “szennyező forrás–terjedési út/expozíciós út–hatásviselő” rendszerben.

		2.1 Kockázatfelmérési trendek és jogi szabályozás Európában

A talajvédelem általános elveit már 1972-ben megfogalmazták az Európai Talaj Chartában, majd több direktívát bocsátottak ki a jogharmonizáció érdekében. Az Európa Tanács 1990-ben 3 ökológiai és 3 humán tevékenységgel összefüggő talajfunkciót határozott meg.

A talaj ökológiai funkciói:

• a biomassza produkció: élelmiszer, takarmány, megújuló energiaforrás és nyersanyagok,
• szűrő, pufferoló, tároló és átalakító funkciók: a talaj bizonyos mértékben megköti a szennyezőanyagokat és nem engedi át azokat a táplálékláncba, a felszín alatti vízbe, azonban ezirányú kapacitása véges,
• a talaj biológiai élettér.

• fizikai közeg a társadalmi-gazdasági-műszaki tevékenységhez (épületek, utak, rekreáció),
• nyersanyagforrás (homok, agyag, ásványok),
• és kulturális örökség (archeológia, paleontológia).

Ismereteink szerint a jelen útmutató összeállításának időpontjában a talajvédelemre vonatkozó egységes EU joganyag nincs. Egyetlen ilyen EU irányelv a 86/278/EEC. Az irányelv célja a talaj, a felszín alatti víz, a vegetáció, az állatállomány és az ember védelme. Az irányelv határértékeket tartalmaz a nehézfémek talajban, illetve az iszapban megengedhető koncentrációira, valamint a mezőgazdasági talajok éves terhelhetőségére vonatkozóan. Ezzel harmonizált hazai jogszabály az 50/2001. (IV. 3.) Kormány rendelet.

A felszín alatti vizek veszélyes anyagokkal való szennyezésének védelméről szóló 80/68/EEC irányelv közvetve szintén tartalmaz talajvédelmi elemeket. Az irányelvhez csatolt II. Lista tartalmazza azokat a veszélyes anyagokat, amelyek a talaj közvetítésével veszélyeztethetik a felszín alatti vizeket, ezért ezek korlátozása indokolt. Ennek a joganyagnak hazai megfelelője a 33/2000. (III. 17.) Kormány rendelet, és annak 10/2000. (VI. 2.) KöM – EüM – FVM – KHVM végrehajtási rendelete.

A veszélyes anyagok kezelésével foglalkozó 67/548/EEC irányelv (és annak módosításai a veszélyes készítményekkel együtt), valamint a veszélyes hulladékok környezetkímélő kezelésére vonatkozó 91/156/EEC irányelv meghatározó eleme az ember és a környezet, nevesítve a talaj védelme. Magyarországon ez a kémiai biztonságról szóló 2000. évi XXV. törvény és a hulladékgazdálkodási jogszabály vonatkozó részeiben jelenik meg.

A környezeti hatásvizsgálatokról szóló 85/337/EEC irányelv, és a növényvédő szerek forgalomba hozatalával foglalkozó 91/144/EEC irányelv, valamint az ezekkel harmonizált hazai jogszabályok, – amelyek közvetve ugyan, de nem elhanyagolható –szerepet játszanak a talaj vegyi szennyezettségének megelőzésében.

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. Ez a rendelet olyan rendszert tűzött ki célul, amely az ismert vegyi anyagokkal járó kockázatok értékelésére és ellenőrzésére szolgál. A tagállamokban alkalmazott kockázatfelmérési módszerek közötti eltérések elkerülése érdekében szükség volt olyan közösségi szintű általános elvek kialakítására, melyek szabályozzák az Európai Közösségen belüli belső piacok működését és garantálják az ember és a környezet azonos szintű védelmét.

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. A rendelet azt is kimondja, hogy a megfelelő hatósági döntések elvi alapját, a kockázatfelmérés eredményeinek kell képezniük, hogy az ismert anyagok gyártásából, szállításából, tárolásából, készítményben való alkalmazásából vagy más feldolgozásából, felhasználásából és hulladékaiból vagy visszanyeréséből származó kockázat csökkenjen. Harmonizált magyar jogszabály a 12/2001. (V. 4.) KöM – EüM együttes miniszteri rendelet, amely a vegyi anyagok kockázatának becsléséről és a kockázat csökkentéséről szól.

Az egyes országok szabályozási koncepcióiban felfedezhető a területérzékenység vagy a területhasználat prioritása. Hollandia a területérzékenység prioritását, Németország a területhasználat fokozott figyelembe vételét helyezi előtérbe. A közeledés szükségszerűen a területhasználat figyelembevételének irányába hat, mert nem lehetett fenntartani azt a célkitűzést, hogy minden szennyezettséget a háttér-koncentrációra történő tisztítással kellene megszüntetni. Így Hollandiában és Dániában is a területhasználat figyelembevételével alkották meg a legújabb szabályozást.

A holland szabályozás a talaj multifunkcionalitásának megőrzését tartotta fontosnak, ez azonban – annak felismerését követően, hogy a multifunkcionalitás visszaállítása, mint közvetlen cél, gazdaságilag irreális, – az utóbbi időben sokat finomodott. Ezt a célt egyébként nem a határérték-rendszer tükrözi, hanem az alkalmazás jogi megalapozása, ami szerint elsődleges a teljes tisztítás, illetve az attól való eltérés indoklása. A költséghatékonyság, a műszaki megvalósíthatóság vizsgálata mellett ennek egyik eszköze a kockázatfelmérés. Nyilvánvalóvá vált, hogy a talaj minőségére vonatkozóan legtöbb esetben a multifunkcionalitás nem lehet reális cél, különösen nem akkor, amikor régi (legtöbbször ipari) szennyezettség felszámolásáról kell dönteni. Következésképp – a tengerentúlon és az EU tagországokban is – a szennyezett területek kezelése kapcsán a talajminőség értékeléséhez a kockázati alapú megközelítést fejlesztették ki és fejlesztik jelenleg is. Európában a kockázati alapú megközelítést a szennyezett területek rehabilitációja során úgy tekintik, mint a területhasználatnak való megfelelés, azaz a “fit for use” elvének megvalósítását. Az elv alkalmazása során a talaj szennyezettségének értékelését a jelenlegi vagy a várható területhasználat alapján adják meg. A szennyezett talajok által közvetített kockázatok számításához a humánegészségi kockázatfelmérési módszerek összevethetők az európai és az észak-amerikai országokban. Az ökológiai kockázatfelmérés elveinek kutatása jelenleg is folyik, továbbá szükséges az ökoszisztéma-elmélet kutatása is, amely lehetővé tenné a különböző talajhasználatok és helyszín-specifikus jellemzőkhöz kapcsolódóan a talajfunkciók védelmét. A másik hangsúlyos terület a felszín alatti vizek védelme, különösen az EU új, Vízügyi Keretirányelvének (2000/60/EC) ismeretében, amely a fenntartható vízhasznosítások (water resources) védelménél a víz- és területhasználatokat veszi figyelembe.

Az 1. mellékletben bemutatott kockázatfelmérési és kockázatkezelési módszerek közös vonása, hogy mindegyik lépcsőzetes megközelítést alkalmaz. A legtöbb országban a mennyiségi (kvantitatív) kockázatfelmérést összehasonlító/relatív vagy leíró, kvalitatív kockázatbecslés előzi meg. Az összehasonlító kockázatbecslési módszerek relatív pontszámrendszer alkalmazásával értékelik a prioritásokat, míg a leíró kockázatbecslések szövegesen értékelik a kockázati tényezőket. A kockázatbecsléseket kvantitatív, de általános kockázatfelmérés követi, amely az általános határérték meghatározásához szabványszerűen, vagy útmutató jelleggel, standardizált expozíciós körülményekre vonatkozóan készül. Amennyiben az előző két lépcsőt követően szükség van további felmérési lépcsőre is, a kockázat pontosabb meghatározására kvantitatív, hely-specifikus kockázatfelmérést kell készíteni. Ezen lépcső adta hely-specifikus mentesítési célérték meghatározásához hely-specifikus vizsgálatokat kell végezni. Gyakorlati szempontból a számításokat kétféle módon végzik. Az “Előre haladó számítás” során a környezeti elemekben mért szennyezettségből kiindulva határozzák meg a kockázati szintet az expozíció helyén a hatásviselőre. A “Visszafelé haladó” számítással a hatásviselőnél a megengedhető kockázati szintből – és az ehhez tartozó tolerálható kockázatos anyag koncentrációjából – számítják ki a szennyező forrásnál megengedhető kockázatos anyag koncentrációját (mentesítési célérték).

		2.2 Az emberi egészségkockázat felmérés főbb jellemzői

Az 1. mellékletben bemutatott országok és szervezetek mindegyike alapvetően négy fázisra osztja az emberi egészségkockázat számítását. A veszély azonosítása (1), az adatgyűjtés és a kémiai analitika fázisaiban a szennyezett területet jellemzik úgy, hogy meghatározzák a kockázatos anyagok koncentrációját és kiterjedését a környezeti elemekben. Ebben a fázisban a területhasználatok és a releváns humán hatásviselők azonosítását is el kell végezni. A kitettség (expozíció) felmérésekor (2) a mért vagy becsült környezeti koncentrációk felhasználásával az előre jelezhető átlagos napi szennyezőanyag bevitelt/dózist határozzák meg, azon emberi populációra, amelynek expozíciója valószínű. A hatás (dózis-válasz összefüggés) vizsgálatakor (3) az egyes szennyezőanyag dózisokra toxikológiai kísérletek eredményei alapján határozzák meg a hatásviselők által adott választ (halál, stb.). Megadják a károsan még nem ható dózisokat, valamint a daganatképződés kockázatát leíró mennyiségeket. Végül a kockázat felmérésekor (4) összevetik a kitettség-felmérés és dózis-válasz vizsgálatok eredményeként kapott dózisokat, és megállapítják, hogy a számított kockázat milyen mértékű. A humán egészségkockázat felmérése tehát egy viszonylag jól definiált rendszerben történik, de a bizonytalanságok pontos ismerete, ezáltal pedig a választott peremfeltételek és egyszerűsítések alapvetően meghatározzák a kapott eredményt. Ezért az európai országok egészségkockázat becsléssel kapcsolatban fölmerülő bizonytalanságait mindenképpen ismertetni kell. [1]

		2.2.1 Az elsőbbséget élvező szennyezőanyagok kiválasztásának kritériumai

A szennyezett területeken előforduló veszélyes vegyi anyagok száma korlátlan, ezért a legtöbb európai ország kijelölte azon elsőbbséget élvező vegyi anyagok listáját, melyekre a kockázatfelmérések során különös figyelmet kell fordítani. Az elsőbbséget élvező szennyezőanyagok kiválasztása főként a szennyezőanyagok humán toxicitásának (általános toxicitás, rákkeltő-genotoxikus, reproduktív toxicitás, idegrendszeri és irritatív hatás) figyelembevételével történik, de meghatározó tényező a bioakkumulációra és biomagnifikációra, mobilitásra és perzisztenciára való hajlam is, valamint az, hogy az anyagot jellemzően jelentős mennyiségben használták/használják-e. A legtöbb országban ezek az elsőbbséget élvező vegyi anyagok kiválasztási kritériumai, de az egyes kritériumok relatív fontossága (súlya) az egyes országokban vegyi anyagonként jelentősen eltérhet.

		2.2.2 A megfelelő toxikológiai és epidemiológiai adatok kiválasztásának feltételei

Számos vegyi anyagot (pl. növényvédő szerek, élelmiszer adalékok, gyógyszerek, stb.) forgalomba hozataluk előtt szigorú protokoll – pl. az OECD (Organization for Economic Cooperation and Development) vizsgálati módszerei – szerinti toxikológiai vizsgálatnak vetnek alá. Ezen vizsgálatok célja a tolerálható humán dózisok vagy expozíciós szintek becslése a vegyi anyagok felhasználása előtt. A humán toxicitásra vonatkozó információkat a legtöbb országban a főbb szervezetek által publikált irodalmi forrásokból szerzik be. Ilyen források:

		2.2.3 Hogyan kell értelmezni a toxikológiai vizsgálatok és a kockázatfelmérések eredményeit

A tolerálható napi szennyezőanyag bevitel értékeknek csak korlátozott hányada származik közvetlen humán vizsgálatokból, megfigyelésekből vagy epidemiológiai tanulmányokból, így a kockázatfelmérésekben alkalmazott tolerálható bevitelek döntő többségben állatkísérletes dózis-válasz összefüggések eredményeiből kerülnek extrapolálásra. Az állatkísérletek eredményei alapján annak a legmagasabb expozíciós szintnek (küszöbdózisnak) a megadása cél, ahol még nincs megfigyelhető káros hatás (No Observed Adverse Effect Level; NOAEL). Az állatkísérletes NOAEL értékből az emberre vonatkozó tolerálható napi bevitelek (Tolerable Daily Intake; TDI) képzésére egyezményes biztonsági faktorokat alkalmaznak. (pl.: ECETOC, Technical Report N° 86, 2003). Tehát a humán egészségkockázat meghatározásakor az állatkísérletek értelmezésével kapcsolatban fölmerül a használt modellek, expozíciós utak és idők, vegyi anyag adagolási rendszerek és a statisztikai adatkezelés alkalmasságának a kérdése. A daganatképző hatású vegyi anyagok jellemzésére használt, az állatkísérletekből származó rák meredekségi tényező (Slope Factor; SF), és az egységnyi kockázat (Unit Risk; UR) értékeket a legtöbb ország a WHO és az USEPA adatbázisából szerzi be, illetve képzésükkor a két szervezet által ajánlott extrapolációs modelleket részesítik előnyben. A munkahelyi expozíciókra vonatkozó toxikológiai adatok szintén hasznosak lehetnek egy vegyi anyag – vagy munkahelyeken gyakran több vegyi anyag keverék – toxicitásának megítélésében, de figyelembe kell venni, hogy munkahelyi körülmények között nem fordulnak elő érzékeny “alcsoportok” (pl. gyerekek, öregek, betegek), valamint az expozíciós idő és gyakoriság is jelentősen eltérhet egy átlagos populációétól. A vegyi anyagok toxikus hatásának meghatározására egyre szélesebb körben használják az úgynevezett “QSAR” (Quantitative Structure-Activity Relationship) eljárást. Ebben az eljárásban a vegyi anyagok kémiai szerkezete és hatása (aktivitása) közötti összefüggéseket határozzák meg olymódon, hogy ismert kémiai szerkezetű és hatású vegyi anyagok jellemzői alapján ismeretlen hatású, de a vizsgált vegyi anyaghoz hasonló kémiai összetételű és szerkezetű anyagok várható toxikus tulajdonságait előrejelzik. [1, 2]

A talaj és talajvíz minőségével foglalkozó szakemberek és döntéshozók egyik kulcskérdése az, hogy mekkora az elfogadható kockázat szintje a kockázatfelmérések készítésekor? A kérdés megválaszolása különösen abban az esetben bonyolult, amikor több vegyi anyag egyidejűleg hat, vagy ha egynél több expozíciós út lehetséges. A környezeti kockázatot külön adják meg attól függően, hogy a kitettséget okozó vegyi anyag daganatképző (rákkeltő) tulajdonságú vagy sem. Az elfogadható kockázat szintje a nem rákkeltő hatású vegyi anyagok esetében kevésbé vitatható, mivel ezekre az anyagokra általában létezik egy feltételezett biztonságos dózis, ami naponta “bevihető” az ember teljes életének minden napján anélkül, hogy bármiféle egészségkárosodást okozna. Az elfogadható kockázat szintjét tehát általában úgy adják meg, hogy az expozíciós dózis ne haladhassa meg ezt a biztonságos referencia dózist. Az expozíciót akkor tekintik elfogadható mértékűnek, ha az emberi egészségkockázat értéke egyenlő vagy kisebb, mint egy (tehát expozíciós dózis £ tolerálható dózis). [3]

A daganatképző hatású vegyi anyagoknak viszont nem létezik biztonságos (küszöb) dózisa, mert bármely kismértékű expozíció (dózis) növeli a rák bekövetkezési valószínűségét. Az elfogadható rák kockázatnövekmény általánosan alkalmazott és elfogadott tartománya 1:10.000-től 1:1.000.000-ig (10 ^-4 –10 ^-6 ) terjed. Ez a kockázati szint azt jelenti, hogy megfelelően nagy populációra nézve adott dózisú szennyezőanyag expozíció következtében 10.000 vagy 1.000.000 ember közül csupán egy-egy embernél várható halálos kimenetelű daganat kialakulása azzal, hogy rákot mástól is kaphat. Tehát a többletkockázat olyan háttérkockázatokhoz képest jelent növekedést, mint pl. a dohányzás, az étkezési szokások vagy az örökletes okok miatt kialakult rákos daganatok miatti halálesetek. [3]

A vegyi anyagok hatására kialakuló rákot azonban nem szabad összevetni a genetikai eredetű, a táplálkozásra, rossz szokásokra, helytelen életmódra, az egészségügyi ellátásra, elhanyagolt egészségtudatra, stb. visszavezethető daganatos megbetegedési okokkal, hiszen a kockázatfelmérést végző adott expozíciós körülmények között, adott környezetszennyező, daganatkeltő vegyi anyag okozta rák prognosztizálásával foglalkozik, és azt állítja, hogy a többletkockázati valószínűség a tárgyalt 10 ^-4 –10 ^-6 érték lesz az expozíció nélküli szituációhoz képest.

A genotoxikus szennyezőanyagok expozíciójára a legtöbb CARACAS programban résztvevő ország (Concerted Action on Risk Assessment for Contaminated Sites in the European Union) kijelölt és elfogadott, egy vegyületenkénti 10 ^-4 -10 ^-6 nagyságú, egész élettartamra vonatkozó elméleti tolerálható többletkockázat tartományt. [1]

A fejezetben használt kifejezések értelmezéséhez a 3. melléklet nyújt segítséget.

		2.2.4 Az eredmények alkalmazhatósága, keverékek kockázata

Ismert tény, hogy a vegyi anyagok talajhoz kötve biológiailag sokkal kevésbé hozzáférhetőek, mint a tolerálható bevitel meghatározására végzett állatkísérletekben használt formájukban. A vegyi anyagok keverékének egyidejű expozíciója, valamint a több expozíciós útvonalon egyszerre kialakuló kitettség együttes és összegző értékelése szintén általános problémája a környezeti kockázatfelméréseknek. Úgy tűnik, hogy 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 [4] 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..

Az ásványolaj típusú szénhidrogén szennyezettségek kockázatfelmérésekor speciális eljárást kell követni, hiszen a szennyező szénhidrogén típusától (pl. kőolaj vagy benzin) függően több száz vegyi anyag különböző arányú keveréke együttesen alakítja ki a mérgező vagy daganatképző hatást. A külföldi szakirodalomban összeg-paraméterként ismert és használt teljes/összes ásványolaj szénhidrogén szennyezettség (Total Petroleum Hydrocarbon; TPH) mérése önmagában tehát nem elegendő a szénhidrogén szennyezés okozta kockázat becsléséhez, mert a TPH koncentráció semmilyen információt nem ad a szénhidrogén elegy összetételéről, az elegyet alkotó egyes vegyületek arányáról (pl. az olyan egyedi alkotókról, mint a benzol). Így az egyszerű TPH analitikai vizsgálatokon kívül más mérésekre, az egyedi alkotók (pl. BTEX, PAH, alifások) koncentrációját meghatározó vizsgálatokra is szükség van. Három alapvető megközelítés létezik, amelyet a TPH szennyezettség egészségkockázat becslésére használnak. A legáltalánosabban használt megközelítés az “indikátor” módszer. Ez az eljárás feltételezi, hogy a TPH várható kockázati szintjét kisszámú indikátor vegyülettel (pl. BTEX, PAH-ok, stb.) lehet jellemezni. A “helyettesítő” módszer azt feltételezi, hogy a TPH-t egyetlen helyettesítő vegyülettel (pl. benzollal) lehet jellemezni. Ez az eljárás azonban túlértékelheti a tényleges kockázatot. A “helyettesítő” eljárás egyik változata a “teljes termék” módszer, amelyben a teljes TPH-t olyan frakciókra (aromás és alifás) osztják föl, amelyek toxicitási és mobilitási tulajdonságai hasonlóak. A leggyakrabban alkalmazott kompromisszumos megoldás a fenti módszerek ötvözete. Vagyis a daganatképző hatást az “indikátor” (pl. benzol és PAH-ok) módszer alapján becslik, míg a nem-karcinogén kockázatot a “teljes termék” módszerrel jelzik előre. A TPH szennyezés kockázata, az egyes csoportok vagy frakciók egyedi kockázatának összegzéséből adódik. [3]

Néhány ország határozottan figyelembe veszi a háttérforrásokból származó (nem a vizsgált területről eredő) beviteleket is a humán egészségkockázat számításakor, míg más országok az ilyen “külső” expozíciók arányát önkényesen választják meg. A háttérkockázatokat “előre haladó számítás” során (vagyis a kockázat számításakor) úgy veszik figyelembe, hogy az előre jelezhető környezeti koncentrációból (PEC) vagy a bevitt dózisból levonják a vegyi anyagok bizonyított háttér koncentrációját, illetve dózisát.

		2.3 Az ökológiai kockázatfelmérés gyakorlata

Az 1960-as és ’70-es években, a környezetvédelemben ökológiai szempontból elsősorban a számos problémával terhelt, vízi ökoszisztémákra összpontosult a figyelem. A ’80-as évektől azonban egyre inkább elfogadottá vált, hogy a szárazföldi ökoszisztémáknál is jelentkeznek káros hatások a szennyezett területekről eredően, ezért a környezeti problémák azonosításakor hangsúlyt kapott az ökológiai kockázatbecslés szükségessége is. Ez az irányvonal az ökológiai vonatkozású talajtesztek és kutatás-fejlesztési (K+F) programok megerősödését eredményezte. A szárazföldi élőlényekre vonatkozó kockázatfelmérésnek viszonylag rövid történelme van, így az ökológiai kockázatbecslés (Ecological Risk Assessment; ERA) befoglalása a szennyezett területek általános kockázatfelmérésébe Európában meglehetősen újkeletű. Mivel a talaj fenntartható használatának megőrzése létfontosságú, több figyelmet kell szentelni azon eszközök fejlesztésére, melyek a szárazföldi ökoszisztémákat fenyegető szennyeződések kockázatának vizsgálatához szükségesek. [1]

Az ERA alapja az expozíció és a hatás vizsgálata egyformán fontos az ökoszisztéma kockázatának megítélése szempontjából. Az ERA-ban a védelmi szint és az elfogadható kockázat függvényében (pl. elhanyagolható, vagy komoly ökológiai kockázat lesz a kritérium) különböző tesztstratégiák és minőségi kritériumok használhatók. Ha jelentős védelmi szintet határoznak meg, pl. a fajok 95%-ának vagy annál nagyobb arányának a védelme a cél, akkor rendszerint a mikrobiális közösségekre, növényekre és a talajlakó faunára vonatkozó toxikológiai információkra is szükség van. A vizsgálandó szervezeteket tekintve az “egyedüli legérzékenyebb faj” fogalma nem értelmezhető, nincs egy faj és egy adott ökotoxikológiai teszt, amely alkalmas lenne az egész ökoszisztémára vonatkozóan a szennyezett terület okozta kockázat megállapítására. Hollandiában a ’90-es évek elejétől kifejlesztették és használják a környezetminőségi paraméterek fogalmát, amelyek segítségével megbecsülhető a talajszennyezettségből eredő környezeti kockázat. Ma már Európa legtöbb országában számításba veszik az ökológiai hatásviselőket, vagy törekszenek alkalmazásukra. Néhány országban az ERA-t kötelezően alkalmazzák minden vizsgált szennyezett területnél, más országokban viszont csak néhány területhasználatra (pl. természetvédelmi területek), vagy egy-egy helyszín bizonyos részére használják.

Fontos hangsúlyozni, hogy az ökológiai kockázatbecslés minden országban az emberi egészség-kockázat vizsgálatához kapcsolódó, másodlagos eljárás. Azokban az esetekben, amikor az ökológiai kockázatbecslés jelentős kockázatokat azonosított, a legtöbb európai országban kockázatcsökkentő eljárást (kármentesítés, területhasználatot korlátozó intézkedések, a szennyezettség terjedésének megakadályozására irányuló intézkedések, további részletesebb, terület-specifikusabb ökológiai kockázatbecslés) alkalmaztak. Néhány esetben ezen intézkedések kombinációit alkalmazták.

Az ismeretek jelenlegi szintjén az ökológiai kockázatbecslés és kockázatszámítás idő- és költségigénye jelentősen túlhaladja a mindennapok gyakorlata során felmerülő problémák megoldására fordítható forrásokat. Mindezek alapján legtöbbször csak egyedi esetekben, tudományos kutatási színvonalon, magas költségekkel és több évszakot átfogó időkeretben képzelhető el a korrekt ökológiai kockázatszámítás elvégzése. Az ökoszisztéma és az egyes szintek közötti kapcsolat összetettsége, valamint annak térben és időben történő folyamatos változása miatt az ERA-t általában az európai országokban is csak egyszerűsített módszerekkel végzik. Az ökológiai kockázatbecslési (ERA) eljárások nemzeti, vagy éppen regionális szinten különböznek, de ezek általában három eljárás módozatai. Az általános-áttekintő értékeket (1) a legtöbb országban irodalmi ökotoxikológiai adatok alapján képzik, viszont néhány országban a talajminőségi célértékeket már szennyezett mintákkal végzett standard ökotoxikológiai tesztek (2) alapján határozzák meg. A biológiai tesztek és biomonitoring vizsgálatok (3) elvégzése igen ritka, bár több európai ország szorgalmazza ilyen vizsgálatok alkalmazását. A következő fejezetekben ezeket az eljárásokat mutatják be.

		2.3.1 Általános áttekintő értékek használata

Viszonylagos egyszerűségét tekintve az ökológiai kockázatok meghatározásához gyakran használnak olyan általános útmutató értékeket – károsan nem ható környezeti koncentrációkat (Predicted No Effect Concentration; PNEC) –, amelyek alapjául standardizált ökotoxikológiai tesztekből származó, adatbázisokban és publikációkban elérhető irodalmi toxicitási adatok szolgálnak. A kockázatbecslésben ilyenkor a területről származó (számított vagy mért) kémiai vizsgálati adatokat, környezeti koncetrációkat (Predicted Environmental Concentration; PEC), az általános útmutató PNEC értékkel vetik össze. Az ökológiai kockázatbecslésnél a PEC oldal megfelel a humán egészségkockázat becslés során végzett kitettség meghatározásnak, míg a PNEC oldal megfelel a hatás (dózis-válasz) vizsgálatának. 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. A PNEC értékek meghatározása két módszerrel történhet. A módszer kiválasztása a rendelkezésre álló adatok mennyiségének és minőségének függvénye. Az adatbázisok a legtöbb vegyi anyagra hiányosak, a rendelkezésre álló adatok pedig leggyakrabban csak rövid idejű, akut toxicitási teszteredmények. Az ökoszisztémára azonban inkább krónikus vizsgálati eredményekből lehet kielégítő becslést végezni.

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. Ez jellemzően a nagyobb biztonságra törekvő, konzervatív megközelítés, amely esetleg indokolatlanul szigorú értékeket szolgáltat, éppen a kevés kiindulásiadat miatt. A biztonsági faktor értéke csökkenthető, ha több megbízható krónikus ökotoxikológiai vizsgálati eredmény áll rendelkezésre. Ez a faktoriális (Factorial Application Method; “FAME”) eljárás. A biztonsági faktor nagysága függ az elvégzett ökotoxikológiai teszt típusától, a táplálkozási szintek számától és a laboratóriumban végzett környezeti hatásokra vonatkozó vizsgálati eredmények bizonytalanságától [1]. A 2.3.1. táblázat példákat mutat a PNEC képzéshez használatos biztonsági faktorokra.

A tiszta vegyi anyagok esetén vízi ökoszisztémák tesztorganizmusaival nyert eredmények alapján,

B vegyes szennyeződést tartalmazó szennyvíziszapok esetén

Ha nagy mennyiségű ökotoxikológiai adat áll rendelkezésre, a talajminőségi célértékek meghatározására statisztikai eljárást szoktak használni. Az eljárás a különböző fajok érzékenységének változatosságát veszi figyelembe (faj-specifikus 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. Az eljárás alkalmazásának feltétele, hogy a felhasznált toxikológiai adatok reprezentálják az ökoszisztéma különböző fajainak érzékenységét és a kiválasztott szervezetek védelme biztosítja az ökoszisztéma működésének és felépítésének biztonságát. Statisztikai okokból célszerű legalább öt, taxonómiailag azonos csoportból származó faj vizsgálata alapján extrapolálni, a kísérleti NOEC értékekből. Ha legalább öt ilyen faj nem áll rendelkezésre, akkor a “FAME” módszert kell alkalmazni.

		2.3.1.1 A PNEC képzés főbb problémái

A PNEC értékek képzésére fenti módszerek terjedtek el a CARACAS országaiban. A főbb vegyi anyagokra nézve több ország rendelkezik a helyi jellemzőkre meghatározott, vagy külföldi adatbázisokból validált, az ökológiai kockázatfelmérésekben áttekintő (screening) értékként használt saját PNEC adatbázissal (lásd Norvégia, 1. melléklet). A PNEC meghatározásának azonban számos megoldatlan problémája van. A legfőbb problémák a biológiai hozzáférhetőség, a vegyi anyagok keverékére vonatkozó kockázatok felmérése, a vizsgálati végpont problémája, a több forrásból eredő ökológiai stressz, a biomagnifikáció, a védelmi szint meghatározása, a krónikus expozíciók és az ökoszisztémák szennyeződéshez való adaptációjának problémája, valamint a talaj funkcióinak védelme. [1]

Biológiai hozzáférhetőség

Az akut laboratóriumi ökotoxikológiai tesztekben meghatározott biológiai hozzáférhetőség jelentősen eltérhet a terepi körülmények között fennálló biológiai hozzáférhetőségtől olyan természetes folyamatoknak köszönhetően, mint például a szennyezőanyagok elöregedése, degradációja, illetve a szorpciós folyamatok. A PNEC érték alapját képező ökotoxikológiai vizsgálatok általában nem veszik figyelembe a biológiai hozzáférhetőség esetleges változásából eredő megnövekedett, vagy éppen lecsökkent toxicitást. Több ország ezt úgy kezeli, hogy a PNEC értékét a talaj agyag- és szervesanyag tartalmának függvényében képzi. Azonban a szennyezőanyagoknak a környezetben zajló szorpciós/deszorpciós folyamatai, a vizsgált hatásviselők szennyezőanyag felvétele, valamint az élőlények anyagcsere folyamatai (pl. detoxifikáció, elraktározódás, kiválasztás) mind befolyásolják a biológiai hozzáférhetőséget, ezáltal pedig a toxicitást. A különböző szorpciós/deszorpciós folyamatok és az expozíciónak kitett élőlények szokásaiban, detoxifikációs és kiválasztási folyamataiban beállt változások miatt a biológiai hozzáférhetőség mértéke az idővel jelentősen megváltozhat.

Kevert vegyi anyagok hatásai, krónikus expozíciók és az ökoszisztéma adaptációja

Gyakran előfordul, hogy szennyezett területeken az ökológiai hatásviselők expozíciója több vegyi anyag együttes jelenlétében alakul ki, míg a standard ökotoxikológiai tesztek általában egyedi vegyi anyagokra vonatkoznak. Az expozíció módjától és a koncentrációtól függően a vegyi anyagok keverékei az egyedi vegyi anyagok hatásaihoz képest szinergista, antagonista vagy additív hatásúak is lehetnek. Általánosan elfogadott, hogy kevert vegyi anyagok alacsony koncentrációban additív hatást mutatnak. Az ökotoxikológiai tesztek általában akut hatásokat vizsgálnak, holott a valóságban az ökológiai hatásviselők krónikus expozíciója sokkal gyakoribb. Hosszabb idejű expozícióknál számos esetben megfigyelték mikroorganizmusok, növények és talajlakó élőlények toxikus fémekhez való adaptációját. Ennek az az oka, hogy az ökoszisztéma regenerálódását olyan, az idővel változó folyamatok is elősegítik, mint a szennyezőanyagok párolgása, kimosódása és a lebomlásból adódó öregedés vagy koncentrációcsökkenés. Azonban igen bonyolult folyamat annak modellezése - különös tekintettel egy normál ökoszisztéma összetettségére -, hogy egy ökoszisztéma egy zavaró hatás (pl kémiai expozíció) után hogyan fog regenerálódni. Mindezeket figyelembe véve megállapítható, hogy rövid expozíciós idejű vizsgálatok eredményei alapján meglehetősen bonyolult és nagy hibával terhelt a várható krónikus hatások becslése.

A vizsgálati végpontok kiválasztása és a több forrásból eredő stressz

A hatástalan környezeti koncentráció (PNEC) extrapolációjához alapul szolgáló NOEC értéke nagyban függ az ökotoxikológiai kísérletekben felvett vizsgálati végponttól. A legtöbb vizsgálat csak a túlélési arányról ad információt, pedig a növekedésre és szaporodásra vonatkozó információk gyakran sokkal érzékenyebb végpontok. Egyesek szerint a krónikus stressz következményeinek leírására alkalmasabb a halálos és a szubletális koncentrációk aránya. A laboratóriumi ökotoxikológiai vizsgálatoknál állandó körülményeket biztosítanak a tesztfajok optimális túlélése, növekedése és szaporodása érdekében. Ezzel ellentétben, a természetben az élőhelyek jelentős fluktuációval jellemezhetők. Akár egy éves távlatban is számottevően változik a hőmérséklet, a nedvességtartalom, a tápanyag-ellátottság vagy a ragadozók aktivitása. A klimatikus stressz jelentősen befolyásolja a vegyi anyag expozíció, okozta toxicitást.

Biomagnifikáció

A biomagnifikáció az a jelenség, amikor a tápláléklánc bizonyos szintjén akkumulált kockázatos anyag, a táplálékláncban következő felsőbb szinteken (pl. csúcsragadozók vagy ember) hatványozottan jelentkezik. Annak ellenére, hogy a biomagnifikáció becslésére már több modell rendelkezésre áll, a talajra vonatkozó ökológiai kockázatfelmérések során általában nem veszik figyelembe a szárazföldi táplálkozási láncokban (pl. madarak és emlősök) előforduló biomagnifikációt. Azonban meg kell jegyezni, hogy szárazföldi ökoszisztémák esetén a biomagnifikáció kisebb jelentőségű, mint vízi ökoszisztémáknál, ezért a nagy biztonsági faktorokkal képzett PNEC értékek a legtöbb vegyi anyagra nézve általában biztosítják a magasabb rendű állatok védelmét a másodlagos mérgezéssel szemben.

A talajfunkciók védelme és a védelmi szint kiválasztása

Az extrapolációs eljárások célja a talaj sokrétű funkciójának védelme az ökoszisztéma védelmén keresztül. Számos ökológus és ökotoxikológus keresi a választ arra a kérdésre, hogy a szennyezettség vagy a stressz milyen szintje csökkenti le annyira a biodiverzitást (a fajok száma, fajon belüli egyedszám, stb.), hogy az ökoszisztéma életképessége, regenerációja és integritása már kárt szenved. A kockázatfelmérést végző szakembernek a védelmi szint kiválasztása előtt meg kell határoznia, hogy milyen típusú ökoszisztéma védelme a cél, mert a védelmi szint jelentősen eltérhet a hely és a területhasználat függvényében (pl. városi terület, nemzeti park).

		2.3.1.2 Ökotoxikolgiai tesztrendszerek PNEC meghatározáshoz

A szennyezett területek ökológiai kockázatfelmérésével kapcsolatban az egyik legfontosabb feladat standardizált, nemzetközileg is elfogadott ökotoxikológiai tesztek kidolgozása, hasonlóan az új vegyi anyagok kockázatfelmérése során alkalmazott eljárásokhoz. Jelenleg kevés ilyen eljárás áll rendelkezésre, de a jövőben számos ígéretes módszer standardizálása várható. A legtöbb standardizált ökotoxikológiai teszt vízi környezetre vonatkozik, a szárazföldi tesztszervezetek használata még nem elterjedt. Az ökológiai kockázatfelmérés egyik legnagyobb feladata az, hogy meghatározza az EU-ban használt, több mint százezer vegyületnél a szárazföldi élőlényekre vonatkozó, várható kockázatokat.

A vegyületek tulajdonságai és az általuk kifejtett biológiai hatás, vagy a környezetbeli viselkedés közötti kapcsolat leírására a QSAR eljárás is használatos. Ez a módszer lehetővé teszi, hogy ismert tulajdonságú és hatású vegyi anyaghoz hasonló szerkezeti felépítésű, de ismeretlen biológiai hatású anyag várható toxicitásának meghatározását, ezáltal lecsökkentve a kockázatfelméréshez szükséges tesztorganizmusok számát. [1]

Tesztek mikroorganizmusokkal

A talajbiomassza több, mint 2/3-át mikroorganizmusok alkotják, melyek a talaj toxikus vegyi anyagainak lebontásában jelentős szerepet töltenek be. Számos baktérium és gombafaj meghatározó szerepet játszik a természetes C-, N-, S- és P-körforgásban, amely alapja a magasabb rendű élőlények számára is szükséges, fenntartható talajminőségnek. Egy felszín alatti szennyezettség teljes talaj mikroflórára gyakorolt hatását nem egyszerű meghatározni, hiszen az egyes mikroba fajok visszaszorulása mellett más fajok előtérbe kerülhetnek anélkül, hogy a talaj általános funkciói kárt szenvednének. Viszont hosszútávon a talaj mikroorganizmusainak változatosságbeli (faji diverzitás) csökkenése azt eredményezheti, hogy a “talaj egésze” nem lesz képes tolerálni a további kémiai stresszt, vagy a megváltozott éghajlati körülményeket. A vegyi anyagok mikroflórára gyakorolt hatását a gyakorlatban több eltérő vizsgálati végponttal követik. Ilyenek a szén-dioxid termelődés vagy az enzimaktivitás (dehidrogenáz, foszfatáz) változása. Igen fontos olyan mikroorganizmusok és vizsgálati végpontok kiválasztása, melyek érzékenyek a kémiai stresszre. Például az ammónium oxidációért felelős nitrifikáló baktériumot érzékeny tesztszervezetnek tekintik, figyelembe véve, hogy a nitrifikáció esszenciális folyamat a nitrogén mineralizációjában (lásd: ISO 14238).

Tesztek növényekkel

A talajban található növényi gyökerek hatalmas, biológiailag aktív felületet jelentenek. A növényekkel végzett tesztek széles skálája áll rendelkezésre vegyi anyagok hatásának vizsgálatára, melyek közül az OECD és az ISO (International Organization for Standardization) már többet szabványosított. A vizsgálatokhoz ajánlott fajok köre jól definiált, amelyek általában gyors növekedésűek (pl. káposzta, bab, zsálya, saláta, repce) és nem mutatnak jelentős életmódbeli és genetikai változatosságot. A növényi tesztszervezeteknél a leggyakoribb vizsgálati végpont a gyökérnek, valamint a csírázásnak és a föld feletti részek növekedésének megakadályozása. Igen fontos olyan vizsgálatok kidolgozása is, melyek egy vagy több krónikus teszt segítségével a növények teljes életciklusára vonatkozóan adják meg az ökotoxicitás mértékét. A vadmustár egyik alfajánál a 35 napos “magtól-magig” életciklus alatt mind a vegetatív és virágos, mind a reproduktív (csírázás, magzás) fázisban vizsgálható a toxikus hatás.

Talajfauna tesztek

A talajfauna kifejezés élőlények széles skáláját takarja. Ezen élőlények expozíciójának mértéke pedig éppen a különböző élettani, életmódbeli tulajdonságaik és táplálékláncbeli helyük miatt jelentősen eltérő lehet. Például a nematodák (fonalférgek) főként a pórusvízben élnek, így a talajszemcsékkel gyakorlatilag csekély mértékben érintkeznek. Ezzel szemben a földigiliszta nagy mennyiségű talajt nyel le, mellyel a talajhoz kötött szennyezőanyagokat közvetlenül felveszi. Néhány rovarnak puha kültakarója van, míg másoknak kemény kitinpáncélja van, amely a vízoldható szennyezőanyagok közül többet visszatart bőrkontaktus során. Sok gerinctelen állat soha nem hagyja el a talajt, más fajok a felszínen táplálkoznak de a talajban fejlődnek ki, míg megint mások a felszín feletti növényzeten élnek, ezáltal csak indirekt módon érintkeznek a talaj szennyezettségével. Gyakran alkalmazott tesztorganizmusok a földigiliszta és a szintén talajlakó ugróvillások (Collembola), melyekre különféle célokra szabványosított tesztrendszerek állnak rendelkezésre. Az OECD (207), az ISO (11268-1) és az EU (TM C.8) által is szabványosított, földigilisztára vonatkozó akut toxikológiai vizsgálat nemzetközileg is elfogadott. A pórusvízben élõ protozoák és fonalférgek szintén érzékeny és gyakran használt tesztszervetetek, de ezen élõlényekre nem állnak rendelkezésre szabványosított tesztek.

		2.3.2 Ökotoxikológiai vizsgálatok szennyezett mintákkal

A vegyi anyagok általános, forgalombahozatal előtti kockázatfelmérésekor gyakran végeznek olyan ökotoxikológiai vizsgálatokat, amelyekben a még károsan nem ható koncentrációt (NOEC) a több, különböző – laboratóriumban előállított – ismert koncentrációjú talaj (standard talaj) felhasználásával határozzák meg. Ezzel szemben 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. A standard talajokkal végzett ökotoxikológiai tesztekkel szemben a biovizsgálatoknál figyelembe vehető a szennyezőanyagok szinergista hatása miatt megnövekedett toxicitás, a biodegradáció során keletkezett melléktermékek toxikus hatása, vagy a szorpció és a szennyezőanyagok öregedése miatt az időben megváltozott biológiai hozzáférhetőség.

A talaj biovizsgálatait közvetlenül a pórusvízből, vagy valamilyen oldószeres kivonatból szokták végezni, amely a szilárd anyagok szennyezőanyagainak toxicitása és biológiai hozzáférhetősége meghatározására, egy viszonylag gyors és olcsó módszer. Az ökotoxikológiai vizsgálat szempontjából kritikus lehet az extraktumokkal végzett vizsgálatokban a szennyezőanyagok kinyerési módja, vagyis az extrahálószer megválasztása, hiszen fontos, hogy a kinyerés (feltárás) módja modellezze a biológiai hozzáférhetőséget (pl. a növényi gyökerek oldó hatását). A szennyezett talajok biovizsgálatát is gyakran végzik direkt érintkeztetés útján, míg a pórusvíz kinyerése és gyűjtése általában centrifugálással történik. A vízmintákkal végzett ökotoxikológiai vizsgálatoknál a szennyezőanyagok már oldott formában vannak jelen.

A tesztorganizmusok és a koncentráció-hatás görbe jellegzetes pontjainak (LC₅₀, NOEC,..stb.) kiválasztása nem egyszerű feladat, mert gyakorlatilag minden szennyezettségi eset és az ökoszisztéma minden egyes kiragadott részlete egyedi. Léteznek egy vagy több faj egyedeit, illetve akár egy táplálkozási lánc egyes tagjait és a lánc egészét ért káros hatásokat becslő laboratóriumi (mikrokozmosz) tesztek, vagy akár terepi (mezo- vagy makrokozmosz) ökotoxikológiai tesztek is.

A szilárd fázisú mikrobiológiai vizsgálatok, mint a Microtox (Vibrio fischeri) teszt, vagy a hüvelyesekkel szimbiotikus kapcsolatban élő Rhizobium meliloti-t használó tesztek a baktériumok és a talaj direkt kontaktusán alapulnak. A mikroorganizmusokkal végzett biovizsgálatok folyékony fázisok ökotoxicitásának becslésére is alkalmasak. Ezek standardizált formái már ismertek a szennyvizek és a hulladékok csurgalékvizének minősítő vizsgálataiból. Ilyen standard tesztek a Microtox, ToxiChromotest (Escherichia coli), a MetPad (E. coli), vagy a lumineszkáló Photorhabdus luminescens baktériumokkal végzett vizsgálatok. Az ilyen gyorstesztek nagyon hasznosak az ökotoxicitás azonosítására. A terület-specifikus vizsgálatoknál is gyakran használnak standardizált növényeket. A talajkivonatok magasabb rendű növényekkel végzett biovizsgálatai is elterjedtek, amelyekben a növényi magvak csírázását és a gyökérhossz növekedését vizsgálják. A talajfauna olcsó, és könnyen alkalmazható ökotoxikológiai vizsgálatát gerinctelenekkel (pl. fonalférgek, atkák) végzik. [1]

Egy standardizált, trofikus szintet vizsgáló ökotöxikológiai teszt vázlatos bemutatása.

A szennyezett talajkivonatok kvantitatív kockázatértékelését megalapozó ökotoxikológiai vizsgálatok általában különböző ökológiai funkcionális csoportba tartozó tesztszervezetek felhasználásával történnek.

Producens növényi tesztek:	algateszt
	csíranövény teszt
Konzumens állati tesztek:	Daphnia-teszt
	halteszt
	fonalféreg teszt
Reducens mikrobiológiai tesztek:	Azotobacter agile-teszt
	Pseudomonas fluorescens-teszt
	Terravita kevert mikroflóra-teszt

Az alapvizsgálatoknál a producens növényi teszteket (2 teszt) és állati konzumens teszteket (3 teszt) a szennyezett talajok kivonatai 10-szeres hígításaival, míg a reducens mikrobiológiai teszteket (3 teszt) a teljes hígítási sor (5-szörös, 10-szeres, 25-szörös, 50-szeres, 100-szoros, stb.) vizsgálatával végzik. Ezen vizsgálatok eredményei alapján dönthető el a kiegészítő vizsgálatok szükségessége, aminek során a producens és konzumens vizsgálatokat a szennyezett talajkivonatok további hígításaival is el kell végezni.

A tápláléklánc különböző szintjeit reprezentáló tesztek pozitív eredményei a tesztszervezetek eltérő érzékenysége következtében, rendszerint különböző hígításoknál jelentkeznek. Az egyes tesztekkel kapott kedvezőtlen hatást más tesztek kedvezőbb eredményei nem ellensúlyozzák. A tápláléklánc adott szintjén jelentkező káros ökotoxikus hatás az ökoszisztéma egészét károsítja. A szennyezett talajok kivonatainak minősítését megalapozó ökotoxikológiai vizsgálatok együttes értékelésénél az átlagos hatások értelmezése mellett a legkedvezőtlenebb eredmények az irányadók.

		2.3.3 Biomonitoring

Az ökológiai kockázatok becslésének hasznos, de kevésbé elterjedt módja a biokoncentráció (vagy bioakkumuláció) vizsgálata, a biomarkerek monitoringja, illetve az indikátorfajok szerveződési struktúrájában beállt változások vizsgálata.

Az élőlények (pl. növények vagy gerinctelenek) szöveteiben mért szennyezőanyag(ok) koncentráció vizsgálata a biomonitoring legegyszerűbb módja. Az állatokban vagy a növényekben, illetve egyes szerveikben mért szennyezőanyag koncentráció gyakran hasznosabb az expozíció mértékének meghatározására, mint a szennyezett környezeti elemben mért koncentráció. [1] Az expozíciónak kitett élőlényekben mérhető biomarker vegyületek pedig a vegyi anyagok bizonyos fokú expozíciójára vagy toxikus hatására válaszul keletkeznek, mint a szervezet biológiai válasza. A bioindikátor fajok alkalmazásának alapja, [2] hogy szűk tűrőképességüknél fogva egy szennyezés bekövetkezésekor hamarabb eltűnhetnek az adott társulásból, tehát a fajok előfordulását illetve az egyedszámot vizsgálva az ökológiai kockázat mértéke szemikvantitav módon közelíthető. A kockázatfelmérési gyakorlatban az ilyen indikátorokat ritkán, míg a kutatási programokban gyakran alkalmazzák. A módszer alapvető problematikája többek között, hogy a kiválasztott indikátor faj mennyire reprezentálja az egész életközösség vagy ökoszisztéma kitettségét, a hosszú ideig szennyezésnek kitett egyedek bizonyos fokú toleranciára képesek, a háttérkoncentrációból és a környezetszennyezésből eredő szennyezőanyag mennyiségek megkülönböztetése nehézkes.

		2.4 A felszín alatti víz mint hatásviselő

Az európai országok többsége már szembesült a felszín alatti vizeket ért súlyos szennyezettségekkel, amelyek a múltbeli ipari tevékenységek környezetszennyező hatásai miatt alakultak ki. Ezért az egyes országok különböző szintű és típusú jogi szabályozást és technikai megoldásokat alakítottak ki a felszín alatti vizek védelme érdekében. Meg kell jegyezni, hogy a szennyezett területek kezelésénél az ivóvízbázisok védelme már a múltban is fontos tényezőként szerepelt, de a szennyezett területek kezelésére és a vízbázisok védelmére kialakított törvényi szabályozás a legtöbb országban elkülönülten fejlődött. A tagországok részére kötelező az Európai Talajvíz Direktíva ¹ és az Európai Vízügyi Keretirányelv ² azonban kiemelik, hogy a felszín alatti vizet – a fennálló és tervezett használatától függetlenül – hatásviselőnek kell tekinteni, azt védeni kell, és minőségromlását meg kell előzni. [5]

A szennyezett területek kezelési stratégiája Európa egyes országaiban más és más, sőt gyakran egy adott országon belül is eltérő. A különbségek egyrészt a tárgyalt Irányelvek ^1,2 eltérő értelmezéséből erednek, másrészt azzal magyarázhatók, hogy az egyes országokban a felszín alatti vizek fontossága eltérő. A felszín alatti vizet (talajvizet) mint hatásviselőt azok az országok kezelik kiemelten, amelyeknél az ivóvízellátásban stratégiai jelentőségű ez a környezeti elem (pl. Ausztria, Dánia, Németország). A többi országban az ivóvízbázisok nagyobb fokú védelmet élveznek, mint a talajvíz általában. 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.

¹ EC Groundwater Directive (80/68/EEC)
² EC Water Framework Directive (2000/60/EEC)

Az Európai Irányelvek kiemelten kezelik a megelőzés fontosságát olyan új tevékenységek esetében, amelyek a felszín alatti vizeket elszennyezhetik. Az Egyesült Királyságban (UK) is közvetlenül a talajvíz felszínén felvett megfelelőségi pont használatával képzik – a talajvíz védelme érdekében – az elérendő mentesítési célértéket azokon a területeken, ahol a talajvíz elsőbbséget élvező (List I. substances) vegyi anyaggal szennyeződhet. Az új, potenciálisan szennyező tevékenységekkel kapcsolatban Dániában, Franciaországban, Írországban és Svájcban a “megfelelőségi pontot” közvetlenül a talajfelszínen, míg Olaszországban a vizsgált ingatlan határán vagy ahhoz közel (esetleg monitoring pontban) a víztartóban jelölik ki a “megfelelőségi pontot”.

A régi szennyezettségeket (örökölt szennyezettségeket) az EU-ban kockázati-alapon kezelik, vagyis figyelembe veszik a talajvíz használatát, a vízzel történő szennyezőanyag terjedés során fellépő koncentrációcsökkentő folyamatokat és a mentesítés megvalósíthatóságát is.

Az alábbiak három EU-tagországnak a felszín alatti vizek védelme érdekében kialakított gyakorlatát mutatják be röviden. [5] Az EU és nemzetközi gyakorlat részletes bemutatását az 1. melléklet tartalmazza.

Dánia

Elsőrendű szempont a felszín alatti víz és a lakóterületek védelme, mert az ivóvízellátás 99,6 %-ban felszín alatti vízből származik, ezért a potenciális és meglévő vízbázisok területén fel kell tárni a szennyezett területeket. A talajszennyezettségekre vonatkozóan a cél a felszín alatti vizek védelme függetlenül attól, hogy a területen van-e vízkivétel, vagy sem. A kijelölt, vagy potenciális ivóvízbázisok területén a kockázatfelmérésben célértékként az ivóvízszabványban szereplő határértékeket kell figyelembe venni. Dániában a kockázatfelmérésnek ki kell terjednie arra is, hogy a helyszínen tapasztalt szennyezettségnek van-e, vagy lehet-e hatása a talajvíz minőségére különböző távolságokban a szennyezett területtől. Az adott távolságokban meghatározott, elméleti megfelelőségi pontra (“compliance point”) számszerűsíteni kell a talajvíz várható minőségi paramétereit, és a számított koncentrációt össze kell vetni a vonatkozó határértékekkel. A megfelelőségi pont kijelölése terület-specifikus jellemzők alapján történik. A talajvíz szivárgás sebessége, vagyis a talajvíz által időegység (pl. egy év) alatt megtett távolság a gyakorlatban használatos kijelölési szempont a megfelelőségi pont kiválasztásánál. A szennyezett területeket két kategóriába csoportosították. Az 1-es kategóriába tartoznak azok a helyszínek, amelyeken potenciális szennyező forrás található, vagy amelyet a szomszédos területen folyó tevékenység elszennyezhet. 2-es kategóriába sorolják azokat a helyszíneket, ahol a rendelkezésre álló dokumentumok és információk szerint nagy a valószínűsége annak, hogy a terület szennyezett, az emberi egészség és a környezet károsodhat.

Egyesült Királyság

A célértékek megállapítását két részre bontják, talaj- illetve felszín alatti víz szennyezettségekre. A talajszennyezettségekre vonatkozó mentesítési célértékek meghatározásánál feltétel, hogy felszín alatti víz szennyezettsége a vizsgálat idején nem mutatható ki, de a jövőben potenciálisan előfordulhat, vagyis a szennyezett területen a beszivárgó csapadék, vagy a felszíni vizek közvetítésével a telítetlen zónából a felszín alatti vízbe is bejutó szennyezőanyagok hatásviselőket veszélyeztethetnek. Ha a felszín alatti víz szennyezett, akkor a feltételek szerint a szennyezőanyag pillanatszerűen jutott a felszín alatti vízbe, a talaj nem szennyeződött, vagy a korábbi szennyező forrást már eltávolították. A megfelelőségi pont helye a felszín alatti víz fontosságától függően változhat:

• a stratégiai vízbázisoknál a felszín alatti vízben a területhatáron vagy annak közelében,
• a helyi jelentőségű, de nem stratégiai vízbázisoknál a vízkivétel helye a megfelelőségi pont,
• a felszíni vizekkel közvetlenül érintkező felszín alatti vizeknél a felszíni vizes receptor helyén.

Franciaország

A mennyiségi kockázatfelmérések során, az emberek, az ökoszisztéma és az épített környezet mellett egyértelműen hatásviselők a vízbázisok is. Franciaországban a felszín alatti vizek szennyezettségének értékelésénél figyelembe kell venni annak adott helyzetét és jövőbeni használatát. A helyi vízgazdálkodás rendszere különösen meghatározza azon területeket, amelyeket a jövő vízellátása szempontjából védendőnek kell tekinteni. A megfelelőségi pontot az esettől függően jelölik ki:

• ha a víztartó még nem szennyezett, közvetlenül a szennyezett terület alatt a felszín alatti víztesten,
• ha a víztartó már szennyezett, de annak vizét nem használják, a tényleges receptornál,
• ha a víztartó már szennyezett és annak vize ivóvízként szolgál, a terület határán vagy annak közelében,
• a stratégiai vízbázisok területén a felszín alatti vízben a területhatáron vagy annak közelében,
• a helyi jelentőségű, de nem stratégiai vízbázisok esetén a vízkivétel helye a megfelelőségi pont.

A megfelelőségi pont pontos helyét – az első esetet kivéve – az ügyben érdekeltekkel (tulajdonos, hatóság, szennyező, ivóvíz-szolgáltató, stb.) folytatott párbeszédet követően jelölik ki.

		Irodalom

[1] Ferguson, C., Darmendrail, D., Freier, K., Jensen, B.K., Jensen, J., Kasamas, H., Urzelai, A. and Vegter, J.: Risk Assessment for Contaminated Sites in Europe, Volume 1 - Scientific Basis, LQM Press, Nottingham 1999

[2] Gruiz, K., Horváth, B, Molnár, M.: Környezettoxikológia (Vegyi anyagok hatása az ökoszisztémára), Budapest Műegyetemi Kiadó, 2001

[3] CONCAWE: European Oil Industry Guideline for Risk-Based Assessment of Contaminated Sites, report no. 2-97, Brussels 2002

[4] USEPA RAGS:Region 4 Bulletins, Human Health Risk Assessment Interim Guidance, November 1995

[5] H. Kasamas, G. Kiss, B. Moser, M. Schamann, G. Spausta and M. Wepner: CLARINET Sustainable Management of Contaminated Land, Proceedings of the LARINET Final Conference, Federal Environmental Agency, Austria 21-22 June 2001