A szennyezettségi határértékek a geokémiai tényezõk tér- és idõbeli változásának függvényében

Sipos Péter és Póka Teréz
Magyar Tudományos Akadémia, Geokémiai Kutatólaboratórium
1112 Budapest, Budaörsi út 45
e-mail:  sipos@geochem.hu


A Magyar Tudomány Napja alkalmából rendezett, "A környezetgeokémiai határértékek és a háttér problematikája"  címû ankéton elhangzott elõadás írott változata


Bevezetés

A szennyezettségi határértékek megállapításához és alkalmazásához viszonyítási alapként szükséges az átlagos és konkrét természetes háttérértékek ismerete mellett a geokémiai háttér lehetséges tér- és idõbeli változásának felmérése, illetve elõrejelzése. Az alábbiakban a kérdést a Geokémiai Kutatólaboratóriumban jelenleg is folyó konkrét regionális, illetve korábbi alkalmazott környezetgeokémiai kutatások eredményeinek ismeretében járjuk körül.

A 10/2000 számú közös miniszteri rendelet (2000) eredményeképpen meghatározott szennyezettségi határértékek (B érték) bizonyos elemek esetében nagyon közel esnek a talajokban tapasztalható átlagos mennyiség felsõ határához (1. táblázat). Emellett természetes folyamatok révén is létrejöhetnek a talajokban olyan elemdúsulások, amelyek a B értéket akár nagyságrendekkel is meghaladhatják, de nem tekinthetõk szennyezésnek. A talaj összes elemtartalma nem elérhetõ a növények számára, azaz nem jut be az élõvilágba, azonban mint potenciális mennyiséget, ismernünk kell.
 

 
Átlagos mennyiség talajban a, b
B érték (szennyezettségi határérték) d
Természetes eredetû szélsõséges érték a, b, c
Maximálisan felvehetõ mennyiség az összes tartalom %-ában d
Cr 
50-200
 75
3500
 5
Co 
10-15
30
300
30
Ni 
15-30
40
5000
20
Cu 
15-40
75
250
20
Zn 
50-100
200
900
20
As 
0,1-15
15
n.a.
38
Se 
0,1-3
1
120
7
Mo 
1-2
7
101
27
Cd
0,01-2
1
n.a.
20
Sn 
1-5 
30
50
n.a.
Ba 
100-500
250
3000
 n.a.
Hg 
0,01-5
0,5
n.a.
11
Pb 
15-30
100
1200
12
Ag 
1-2
2
30
 n.a

1. táblázat: A talajok nyomelem tartalma. Hivatkozás: a) Aubert és Pinta (1978); b) Kabata-Pendias és Pendias   (1984); c) Adriano (1986); d) KöM-EüM-FVM-KHVM együttes rendelete (2000)




A természetes geokémiai hátteret kialakító tényezõk

A talajképzõ kõzet ásványtani-geokémiai jellege meghatározza a rajta képzõdött talaj hasonló tulajdonságait. Az alapkõzet a kémiai elemek alapvetõ természetes forrása a talajban. Még az  azonos talajtípusok - melyek azonos talajképzõ folyamatokkal jellemezhetõk - agyagásványos összetétele is igen nagy eltérést mutathat különbözõ alapkõzeteken (Sipos és Németh, 2001; 1. ábra).

1. ábra: A talajképzõ kõzet hatása a talaj agyagásványos összetételére különbözõ alapkõzeten képzõdött  agyagbemosódásos barna erdõtalajok példáján (Cserhát-hegység)



A mállási és talajképzõ folyamatok típusa (agyagbemosódás, glejesedés, podzolosodás, stb.) meghatározza a talajban létrejövõ ásványfázisok minõségét, ezáltal hatással van a nyomelemek viselkedésére is (Palumbo et al., 2000). Nemcsak a talaj típusa, de a talajképzõ folyamatok hatására létrejövõ talajszintek is meghatározzák a nyomelemek megkötõdését a talajban (de Matos et al., 2001).

A talaj ásványos és szemcseméret összetétele és annak változása szintén hatással vannak a kémiai elemek viselkedésére a talajban. A talajt alkotó fázisok közül a szerves anyag, az agyagásványok és az amorf alumínium, vas és mangán oxidok, hidroxidok szerepe meghatározó a nyomelemek megkötésében. A talaj kis szemcseméretû frakcióiban is jelentõsen dúsulnak a nyomelemek (2. táblázat), mivel a fent felsorolt fázisok leginkább ebben a tartományban dúsulnak (Tack et al., 1997).
 
 

 
Riolittufa
Andezit
Slír
Homokkõ
Szenes homokkõ
Glaukonitos homokkõ
Átlag
Co
1.70
0.83
1.86
2.42
1.79
2.23
1.81
Ni
1.16
0.94
1.25
1.36
1.03
1.33
1.18
Cu
1.16
0.85
1.16
1.06
1.03
0.90
1.03
Zn
1.52
0.83
1.56
1.99
1.51
2.06
1.58

2. táblázat: Nyomelemek dúsulása különbözõ anyakõzeten képzõdött agyagbemosódásos barna erdõtalajok agyagfrakciójában (Sipos és Németh, 2001). A táblázat az agyagfrakcióban és a teljes talajmintában mért mennyiségek arányát mutatja, mely elemenként és talajonként is eltér.




A talaj agyagásvány tartalma és a nyomelemek mennyisége között egyértelmû kapcsolat áll fenn (2. ábra). Nem mindegy azonban, hogy milyen agyagásvány típust tartalmaz az adott talaj. Általában egy talajszelvényben egyazon agyagásvány együttes jelenik meg, a mélységgel csak az arányuk változik. Uralkodóak a kevert szerkezetû agyagásványok, amely tulajdonság jelentõsen befolyásolhatja nyomelem megkötõ képességüket is (3. ábra).

2. ábra: Az agyagásvány tartalom hatása a nyomelemek eloszlására. Az agyagásványok közül leginkább a szmektit csoport ásványai kötik meg a nyomelemeket.
 

3. ábra: Nehézfémek adszorpciója talaj agyagokon és tiszta montmorilloniton. A kevert szerkezetek jelenléte miatt megváltozik az agyagásványok adszorpciós képessége




A természetes hátteret alakító környezeti változások

Talajképzõ és mállási folyamatok a talajképzõdés során állandóan hatnak, így azok nem csak a természetes háttér kialakításában, de a folyamatos változásában is nagy szerepet kapnak.

A növényi elemfelvétel a természetes kimosódás mellett a talaj elemtartalmát csökkentõ tényezõk közé tartozik. E két folyamat során a talajból eltávozó elemek mennyisége azonban csak szélsõséges esetben haladhatja meg a talajba bekerülõ elemek mennyiségét (3. táblázat).
 

Nehézfém
Bemenet (atmoszférikus)
Kimenet (kimosódás és növényi felvétel)
Forrás
Cd
21
13
2
7
9
5
a
b
c
Pb
286
150
6
81
a
c
Zn
538
180
149
270
a
c
Cu
224
20
108
29
b
c
Ni
15
10
14
9
b
c
Cr
22
8
2
10
b
c
Hg
0,4
0,2
b

3. táblázat: Éves nehézfém forgalom erdei ökoszisztémák talajaiban (g/ha). Hivatkozások: a) Van Hook et al. (1977); b) Heindrichs és Mayer (1977); c) Tyler (1972).



A klímának alapvetõ szerepe van a mállási, illetve talajképzõ folyamatok intenzitásának alakításában. A periodikus és katasztrofális évszakos idõjárás változások, a különbözõ léptékû, hosszú távú klímaváltozások mind hatással vannak a kémiai elemek eloszlását meghatározó geokémiai faktorokra. 500-600 mm-es évi csapadékmennyiségnek még nincs hatása a nyomelemek talajban való viselkedésére, de 1000 mm/év felett már jól megfigyelhetõk a kimerülési-gazdagodási trendek (Teutsch et al., 1999). A folyamatos kiszáradási-nedvesedési ciklusok már rövidtávon befolyásolják a nehézfémek speciációját a talajban (Han et al., 2001).

A felszín alatti fluidumokat (víz, kõolaj, földgáz) hajtó mélyáramlási rendszerek is éreztetik hatásukat a felszínen, amit a nyomelemek eloszlásában is lehet érzékelni. Például a kõolajtelepekben bizonyos ásványok katalitikus hatására a hosszú szénláncú szénhidrogének felbomlanak, ami negatív ionizációt eredményez a telep környékén. Ennek következtében a kõolajtelepek felett kialakul egy reduktív cella, amely a felszínen jelentõs elemvándorlást indít meg. A redox változásokra igen érzékeny vas mellett, U, Th, Ca, S, I, Br, K, Ni, Cu és Zn dúsulást tapasztalunk a reduktív cella és a környezõ oxidatív területek találkozásánál (Tompkins, 1990; 4. ábra).

4. ábra: Szénhidrogén telepek fölött kialakuló reduktív cella, és hatása a felszíni elemeloszlásra Tompkins (1990) nyomán



Magyarországon - az ország földtani-nagyszerkezeti helyzetébõl adódóan - a felszíni elemeloszlás alakításában különösen nagy szerepe van a fent leírt folyamatnak. A nyomelemek dúsulása mellett (4. táblázat) jelentõs radon anomáliákat is kimutattak a szénhidrogén telepek környékén (5. ábra).
 

Terület és talajtípus
 2Fe2O3/FeO
Co
Ni
Zn
Cu
Duna-Tisza köze déli része, humuszos homoktalaj
1,24
5,90
7-700
200
203
4-400
104
151,7
60-360
124,4
34,6
5-85
47,3
97,7
Hatvani síkság, csernozjomos talajok
9,88
3,23
5-43
11,6
5,70
3-70
20,3
17,8
0-150
84,3
46,6
5-46
21,4
11
Dráva völgye, agyagbemosódásos barna erdõtalaj
8,10
10,20
5-18
10,8
4,5
5-18
10,8
4,5
30-120
70,3
20
3-15
9,8
7,8
Kis-Balaton vidéke, síkláp talajok
7,1
10,20
5-400
150,2
250,2
4-450
120,2
220,3
50-170
104
85,6
7-350
43,7
61

4. táblázat: Néhány magyarországi szénhidrogén telep feletti talajban a vas oxidációs foka, valamint néhány nehézfém minimum és maximum (ppm), átlag- és szórásértéke
 
 
 

5. ábra: A radon dúsulások eloszlása jól kijelöli a mélyben lévõ szénhidrogén telepeket (Tenkei, 1994)




Az antropogén hatásokat ma már semmiképpen sem szabad figyelmen kívül hagyni, hiszen emberi behatástól érintetlennek vélt területeken is kimutatható a légköri ülepedésbõl való gazdagodás a talajokban.

A természetes redox viszonyok és pH értékek, amelyek természetes vagy emberi hatás során megváltozhatnak, alapvetõen meghatározzák az egyes elemek migrációját, illetve megkötõdését, valamint a táplálékláncba való bekerülésüket (5. táblázat).
 

Mobilitás
Környezeti feltétel
Kationként
Anionként
Mobilis
Savanyú oxidatív és glejes
Zn, Cu, Ni, Pb, Cd
  
 
Oxidatív savanyú és lúgos
Hg, Ag
(Cr)
 
Oxidatív
  
Mo, Se
 
Glejes
Fe, Mn, Co
  
Mérsékelten mobilis
Általánosan
Ba
Sn, As
Gyengén vagy nem mobilis
A környezetek nagy többségében
Al, Cr

5. táblázat: A határértékrendszerben szereplõ elemek osztályozása a hipergén oldatos migráció szerint Perelman (1986) nyomán




Összefoglalás

Az ismertetett földtani-geokémiai tényezõk hatására jelentõs térbeli (vertikális és horizontális) inhomogenitások jönnek létre a talajban, melyek az idõben is változnak. A hatások többsége nem közvetlen elem hozzáadást jelent, hanem közvetetten, a kémiai elemek talajban való viselkedését befolyásoló geokémiai tényezõkre (pH, Eh) való hatáson keresztül zajlik. A különbözõ elemek igen eltérõen viselkedhetnek a változások hatására, ezért fontos az elemenként, de legalább elem csoportonként történõ vizsgálatuk.

A fenti folyamatok hatására a környezetben nyomelem hiány vagy dúsulás léphet fel, ennek következtében megváltozik az élõlényekbe bejutó kémiai elemek mennyisége, valamint a talaj a lehetséges szennyezõdésekre nézve eltérõ érzékenységgel reagál.

Konklúzió

Irodalom
10/2000. (VI.2.) KöM-EüM-FVM-KHVM együttes rendelete. Magyar Közlöny, 53: 3156-3167

Adriano, DC. 1986. Trace elements in the terrestrial environment. Springer-Verlag, New York

Aubert, H, Pinta, M. 1977. Trace elements in soils, Developments in soil science 7. Elsevier, Amsterdam

Han, FX, Banin, A, Triplett, GB. 2001. Redistribution of heavy metals in arid-zone soils under a wetting-drying cycle soil moisture regime. Soil Science, 166: 18-28

Heindrichs, H, Mayer, R. 1977. Distribution and cycling of major and trace elements in two Central european forest ecosystems. Journal of Environmental Quality, 6: 402-411

Kabata-Pendias, A, Pendias, H. 1984. Trace elements in soils and plants. CRC Press, Boca Raton

de Matos, AT, Fontes, MPF, da Costa, LM, Martinez, MA. 2001. Mobility of heavy metals as related to soil chemical and mineralogical characteristics of Brazilian soils. Environmental Pollution, 111: 429-435

Palumbo, B, Angelone, M, Bellanca, A, Dazzi, C, Hauser, S, Neri, R, Wilson, J. 2000. Influence of inheritance and pedogenesis on heavy metal distribution in soils of Sicily, Italy. Geoderma, 95: 247-266

Perelman, AI. 1986. Geochemical barriers: theory and practical pplications. Applied Geochemistry, 1: 669-680

Sipos, P, Németh, T. 2001. Effect of clay mineralogy on trace metal geochemistry as reflected by the soil profiles from the Cserhát Mts., NE Hungary. MEC Conference, Stara Lesna, Book of Abstracts, 99

Tack, FMG, Verloo, MG, Vanmechelen, L, Van Ranst, E. 1997. Baseline concentration levels of trace elements as a function of clay and organic carbon contents in soils in Flandres (Belgium). The Science of the Total Environment, 201: 113-123

Tenkei, S. 1994. Radon anomália térkép a Duna-Tisza köze déli részérõl. Szolnoki Kõolajkutató Vállalat. Kézirat
Teutsch, N, Erel, Y, Halicz, L, Chadwick, OA. 1999. The influence of rainfall on metal concentration and behavior in the soil. Geochimica et Cosmochimica Acta, 63: 3499-3511

Tompkins, R. 1990. Direct location theories: a unified theory. Oil & Gas Journal, Sept 24, 1990: 126-137

Tyler, G. 1981. Leaching of metals from the A-horizon of spurce forest soil. Water, Air, and Soil Pollution, 15: 353-366

Van Hook, RI, Harris, WF, Henderson, GS. 1977. Cadmium, lead and zinc distribution and cycling in a mixed decidous forest. Ambio, 6: 281-293
 

Újdonságok http://www.chemonet.hu/
http://www.kfki.hu/chemonet/