M AŁGORZATA MALANOWSKA, MAŁGORZATA JĘDRA
K W A S N IT R Y L O T R IO C T O W Y (N T A ) - W Ł A ŚC IW O ŚC I I Z A C H O W A N IE W Ś R O D O W IS K U
C Z . II. E K O T O K S Y C Z N O Ś Ć I B IO D E G R A D A C JA N T A W Ś R O D O W IS K U NITRILOTRIACETIC ACID - PROPERTIES, ENVIRONMENTAL DISTRIBUTION
AND TRANSFORMATION
PART II. ECOTOXICITY AND BIODEGRABILITY
Zakład Badania Żywności i Przedmiotów Użytku, Państwowy Zakład Higieny 00-791 Warszawa, ul. Chocimska 24
Kierownik: doc. dr hab. К Karłowski
Na podstawie danych z piśmiennictwa omówiono wpływ NTA na organizmy wodne oraz uprawy rolne, a także prześledzono zachowanie tego związku od momentu przedostania się do ścieków bytowo-komunalnych aż do chwili wykrycia jego obecności w wodzie do picia.
TOKSYCZNE DZIAŁANIE NA ORGANIZMY WODNE
Z w ierzęta i rośliny m ogą być narażone na k o n tak t z N T A w środow isku, gdy do naturalnych zbiorników w odnych dostają się ścieki przem ysłowe i kom unalne.
D la gatunków żyjących w środow isku wodnym oznaczono w licznych dośw iadcze niach letalne stężenie N T A dla 50% populacji LCso (tab. I).
N iek tó re w artości LC 50 w tabeli zestaw iono z danym i n a tem at toksyczności p rz e w lekłej wyrażonej jak o najwyższe stężenie, k tó re nie wpływa na przeżywalność, w zrost, cykl rozwojowy organizm u przy działaniu długotrwałym - przez okres całego życia lub podczas faz życia szczególnie wrażliwych jak okres em brionalny lub larwalny. B ezk ręgow ce są m niej wrażliwe na obecność N T A niż ryby i płazy i krótkotrw ałe zwięk szenie jego stężenia do 500 mg/l nie stanowi zagrożenia dla ich życia. N atom iast przy działaniu przewlekłym N T A wpływa na rozwój zwierząt przy znacznie niższych stę żeniach. D la wielu gatunków płazów i ryb słodkowodnych stężenia powyżej 10 mg/l pow odują już szkodliwe działanie. O rganizm y żyjące w w odzie m orskiej m ogą to le ro wać stężenia naw et 10 k ro tn ie wyższe [5].
P om im o licznych b ad ań zm iany histopatologiczne zaobserw ow ano jedynie u dwóch gatunków ryb m orskich. Polegały one na wakuolizacji cytoplazm y kom órek śluzówki układu pokarm ow ego (przy stężeniach N TA 1 mg/l i wyższych działających przez 7 dni) oraz zm ianach histopatologicznych w nerkach przy wysokim stężeniu 3 g NTA/1
[1].
W dośw iadczeniach zaobserw ow ano, że siła toksycznego działania N T A zm ienia się ze zm ianą stężenia kationów w wodzie. Istnienie korelacji m iędzy m olarnym i rów
no-T a b e l a I . Toksyczność NTA dla organizmów słodkowodnych i morskich Toxicity of NTA to freshwater and marine organisms
w ażnikam i N T A i sum ą równoważników głównych kationów wpływających na tw ardość wody (C a i M g) zostało potw ierdzone w badaniach na dafniach oraz larw ach złotej rybki i pstrąga. W iększość autorów badań zarów no organizm ów słodkow odnych jak i m orskich sugeruje, że toksyczne działanie N T A ujaw nia się tylko wtedy, gdy stężenie m olarne N T A jest rów ne lub wyższe niż sum a jonów (C a i Mg) obecnych w roztw orze [5].
G lony tolerują z reguły stężenia N T A rzędu kilkuset mg/l. T akże i w tym przypadku istotne znaczenie m a stężenie jonów w środowisku wodnym - glon Navicula sem inulum reagow ał ograniczeniem w zrostu na stężenie N T A A l i mg/l w w odzie m orskiej i stę żenie 185 mg/l w w odzie słodkiej [1].
O prócz dośw iadczeń wykonywanych na pojedyńczych gatunkach roślin i zw ierząt wodnych wiele obserwacji dotyczących działania N TA wykonano na m odelowych e k o system ach zawierających w odę, osady denne, bakterie, glony, pierw otniaki, b ezk rę gowce i rośliny z naturalnych zbiorników wodnych. N ie stw ierdzono wpływu N T A na ekosystem y do stężenia 80 mg/l. Stężenie 200 mg/l i większe pow odow ało zakłócenie równowagi objaw iające się nadm iernym zakw itaniem glonów oraz drastycznym zm niej szeniem różnorodności występujących w systemie gatunków . W w arunkach n a tu ra l nych, w w odzie bieżącej, w cyklu badań 12 tygodniowych wykonywanych w różnych
porach roku nie stw ierdzono zm ian w składzie gatunkow ym występujących w w odzie glonów, ani też w ich m etabolizm ie określanym za pom ocą resp iro m etru przepły wowego, przy w prow adzeniu do wody N T A w stężeniu 2 mg/l [1].
W w ielu dośw iadczeniach obserw ow ano wpływ N T A na p o b ieran ie jonów m etali przez organizm y w środow isku wodnym. W ykazano, że N T A m oże „ochraniać” ryby, bezkręgow ce i glony przed ostrym i przewlekłym toksycznym działaniem m iedzi i cyn ku a także zm niejszać toksyczność kadm u, niklu i rtęci o ile m olarne stężenie N T A p rzekracza m olarne stężenie tych m etali w wodzie. O bniżenie toksyczności m etali m a niew ątpliw ie związek z chelatow aniem ich przez N T A i zm niejszeniem ich p o b ieran ia przez organizm y żywe [3].
B iorąc pod uwagę właściwości N T A a także obecność azotu w jego cząsteczce postaw iono hipotezę, że m asow e używanie N T A m oże sprzyjać procesow i eutrofizacji, szczególnie w m orskich w odach przybrzeżnych. Liczne wyniki bad ań w ykonanych na sztucznych podłożach i w odach naturalnych, pochodzących z jezio r E uropy i A m eryki P ółnocnej z dodatkiem ścieków o różnym stopniu oczyszczenia nie są porów nyw alne z pow odu oddziaływ ania różnorodnych czynników mających wpływ na końcowy efekt. M ożna wyciągnąć z nich tylko uogólnione wnioski, że N T A działają stym ulująco na rozwój glonów jeśli w w odzie obecne są m etale szkodliwe dla glonów lub przeciw nie, n ied o stęp n e są m etale śladow e, niezbędne do ich rozwoju. Toksyczne działanie m etali znajdujących się w w odzie naturalnej lub dostarczonych wraz ze słabo oczyszczonymi ściekam i, m oże być zredukow ane w wyniku związania ich przez N TA . W w odach jezio r na podłożu w apiennym N T A wpływał n a wzrost glonów zwiększając d ostępność jonów Fe, w w arunkach naturalnych ograniczoną przez precypitację. W w odzie m orskiej czynnikiem lim itującym w zrost fitoplanktonu je st stężenie jonów M n - w takim przy p ad k u usunięcie przez N T A jonów m iedzi, k tó re tw orzą w iązania kom petycyjne w m iej sce m anganu, m oże m ieć wpływ na rozwój glonów [1].
N ie stw ierdzono w ykorzystania przez glony cząsteczki N T A jak o źródła azotu, stosując rosnące stężenia N T A aż do 50 mg/l wody [1, 5].
DZIAŁANIE NTA NA ROŚLINY UPRAWNE.
N T A m oże oddziaływać na rośliny lądowe przez swoją obecność w w odach g ru n towych lub w wyniku naw adniania upraw ściekami.
W kilku dośw iadczeniach agrotechnicznych zbadano wpływ N T A n a m ineralny m etabolizm roślin. W zrost ryżu i jęczm ienia odbywał się bez zakłóceń przy stężeniu 20 mg/l N T A , a zm niejszenie plonu fasoli nastąpiło przy 2500 mg/l. N atom iast plony ryżu rosnącego na glebie ubogiej w m angan i żelazo uległy zwiększeniu po w p ro w adzeniu do wody N TA . Podobnie plon kukurydzy na ziem i ubogiej w cynk został zwiększony po dodaniu ch elatu Z n-N T A . Szczegółowe b ad an ia w ykonano na soi. Wpływ na plony miały dawki większe niż 1000 ppm N TA . W liścieniach i łodygach oznaczono stężenia m etali (Fe, Z n, M n, Cu, M o, Pb, Co, Al, Ni); nie różniły się on e statystycznie od stężeń w roślinach kontrolnych. Jedynie zaw artość żelaza była nieco wyższa. A utorzy badań konkludują, że stężenia N T A jakich m ożna spodziew ać się po naw odnieniu pola ściekam i nie m ogą m ieć wpływu na w zrost roślin i zaw artość w nich m etali [1].
ZACHOWANIE NT A W SRODOWISKU
Jak zostało przedstaw ione w części I pracy [8] wszystkie zasadnicze zastosow ania N T A związane są z kom pleksotw órczym i właściwościami tego związku, polegającym i na zdolności chelatow ania jonów m etali w rozpuszczalne w w odzie kom pleksy. T ak więc rozw ażania losów N T A w środow isku ograniczone zostaną głównie do środow iska w odnego.
Przeznaczenie i sposób użycia pow szechnie stosowanych d eterg en tó w pozw alają na stw ierdzenie, że jedyną istotną drogą, którą N T A przedostaje się do otoczenia są ścieki bytow o-gospodarcze.
S tężenie N T A w w odach powierzchniowych jest więc funkcją jego stężenia w ście kach, m odyfikow aną przez istotne procesy oczyszczania, takie jak: fizyczne (ro zcień czanie, adsorpcja), chem iczne (np. utlenianie, rozpad fotochem iczny) i biologiczne (biodegradacja).
Z arów no proces sorpcji N T A do ciał stałych jak rów nież fotochem iczna degradacja N T A zostały potw ierdzone wynikami licznych bad ań wskazujących na zachodzenie tego typu procesów . Jednakże w om awianym przypadku zostaną on e pom inięte, jak o że stanowiłyby istotny m echanizm usuw ania N T A ze środow iska jedynie w przypadku nie w ystępow ania procesu biodegradacji [1].
Liczne badania laboratoryjne, ja k również prow adzone w teren ie w w arunkach naturalnych, wskazują, że zasadniczym m echanizm em dzięki któ rem u N T A usuw any ze środow iska jest proces biodegradacji. Polega on na m echanicznym rozkładzie danej substancji pod wpływem enzymów wytwarzanych przez m ikroorganizm y, dla których stanow i on a substrat [1].
Proces biochem icznej degradacji N T A został szczegółowo poznany. Liczne b ad an ia donoszą o izolow aniu czystych k u ltu r bakteryjnych zdolnych do wykorzystania N T A jak o źródła węgla lub węgla i azotu. W w arunkach tlenowych (aerobow ych) N T A jest biodegradow any do wody, dw utlenku węgla i azotu. Jak wykazano proces ten jest wydajny i pośrednie jego produkty nie adsorbują się na zew nętrznych ścianach ko m órek m ikroorganizm ów [1, 2, 13].
Rye. 1. [1] przedstaw ia reakcję degradacji N T A przez Pseudom onds sp. izolow ane z gleby pobranej w okolicach szam ba. R eakcja ta polega na rozerw aniu w iązania C-N w wyniku czego pow staje glioksan i II rz. am ina - im inodioctan (ID A ), którego w iązanie C-N ulega również rozerw aniu i tworzy się glicyna. Jedynym p ro d u k tem
p ośrednim w tej reakcji, który nie byłby pow szechnie występującym m etab o litem b io d e gradacji je st ID A . Jed n ak że ID A jest w tym układzie, jak wykazały badania, p ro d u k tem biodegradującym się szybciej niż sam N TA . ID A wykrywany jest jedynie w przypadkach gdy w środow isku reakcji występuje nied o b ó r jonów m agnezu lub m anganu [1].
Spraw dzono również, w ekstrem alnych w arunkach laboratoryjnych (w obecności rów norzędnych stężeń ID A i azotanów ), możliwość pow staw ania i przedostaw ania się do otoczenia rakotw órczej nitrozoam izy - N -nitrozom onodioctanu (N ID A ). B adania te w skazują, że niebezpieczeństw o takie nie zachodzi. N aw et dodaw any do układu N ID A rów nież podlegał całkowitej biodegradacji [1].
T ak w ięc zasadniczą spraw ą stało się spraw dzenie jakie czynniki m ają wpływ na szybkość zachodzenia procesu biodegradacji.
Czynnikiem o pierw szorzędnym znaczeniu je st czas potrzebny n a przystosow anie się m ikroorganizm ów do N T A . Jak wynika z licznych obserw acji populacje m ik ro o r ganizm ów , k tó re nie były uprzednio wystawione na jego działanie wym agają zwykle w w arunkach tlenowych 1 - 4 tygodni dla w ytworzenia m echanizm ów pow odujących degradację N TA . Jeśli n ato m iast populacje już przystosow ane zostają pow tórnie wys taw ione n a działanie N T A - biodegradacja n astępuje bez opóźnień [1, 2, 10].
Szybkość wytw arzania m echanizm ów degradacji N T A , ja k wynika z b ad a ń la b o ra toryjnych, zależy od stężenia N T A (rośnie w raz ze w zrostem stężenia) i od tem p eratu ry (m aleje ze spadkiem tem p.). Jednakże naw et przy najniższych oznaczanych stężeniach N T A w w odzie rzecznej zawierającej przystosow ane b ak terie - biodegradacja zach o dziła całkowicie [1].
D rugim istotnym czynnikiem jest te m p era tu ra. Proces biodegradacji, tak jak i inne procesy biologiczne, jest spow alniany w raz ze spadkiem tem peratury. Liczne dośw iad czenia pozw alają stwierdzić, że w zakresie tem p. 2 - 18°C biodegradacja N T A p o stę puje zgodnie z rów naniem Arheniusa [1]. W spraw ozdaniu z zakończonych b ad a ń nad zachow aniem N T A w oczyszczalniach ścieków w N iem czech po d an o , że w te m p e ra tu rac h niższych od 5°C stopień biodegradacji spada poniżej 50% [4]. Jed n ak że nie potw ierdzają tego w niosku liczne wyniki badań prow adzonych w oczyszczalniach ście ków zarów no w E u ro p ie ja k i K anadzie czy USA, k tó re wskazują na brak różnic lub bard zo niew ielkie w ahania wartości stopnia biodegradacji N T A niezależnie od pory roku [2, 12].
Kolejnym czynnikiem, którego w artość należy wziąć pod uwagę je st stężenie tlenu. W w arunkach laboratoryjnych przy niskich stężeniach tlenu w badanym układzie (< 0 ,1 % ) następow ała wyraźna redukcja procesu biodegradacji N TA ; w w arunkach beztlenow ych, w atm osferze azotu - reakcja nie zachodziła [1]. B adania kolejnych etapów reakcji enzym atycznej i powstających m etabolików wskazywały na konieczność obecności tlenu w początkowych fazach degradacji N TA przez kultury „aklimatyzow- a n e ” w w arunkach tlenowych [9]. B adania prow adzone w środow isku naturalnym pozw alają na stw ierdzenie, że prędkość biodegradacji nie zależy w istotny sposób od stężenia tlenu aż do poziom u 1 /л/\ 0 2 [1]. Jednakże i w tym w ypadku stw ierdzenie to nie je st całkowicie jednoznaczne, gdyż w piśm iennictw ie p o dane zostały też wyniki bad ań prow adzonych w głębszych warstwach gleby, w ściśle utrzym anych w arunkach beztlenow ych i wskazywały on e na istnienie beztlenow ego m echanizm u biodegradacji N T A , co potw ierdzała obecność m etanu w analizie m etabolitów [1].
Jeśli chodzi o wpływ stężenia N T A na prędkość jego biodegradacji to zachodzi tu p ro sta proporcjonalność. Prezentow ane wyniki badań pozw alają przyjąć, że b io d e gradacja N T A zachodząca w naturalnych w arunkach m a c h arak ter 1 rzędow y w zak resie stężeń N T A 50 - 1000 ^ug/l [9]. Jed n ak że dla wyższych stężeń (40 mg/l) zwłaszcza w niskich tem p eratu rach (8°C) następuje wyraźne spow olnienie procesu [9].
Spraw dzono rów nież jakie znaczenie dla szybkości biodegradacji N T A w środow isku m a rodzaj chelatow ego jo n u m etalu. Z auw ażono bowiem w badaniach laboratoryjnych, że kom pleksy N T A z jonam i Na, Ca, Mg, Fe, Co, M n i Pb ulegają łatw o reakcji biodegradacji, podczas gdy kom pleksy z jonam i Hg, Ni, Cu, Cd i Z n były usuw ane znacznie wolniej [1]. Jed n ak że w typowych w arunkach środowiskowych w obecności licznych jonów m etali i przy realnych stosunkach stężeń kom pleksów M e-N T A b io d e gradacja w oczyszczalniach ścieków, glebie, w odach powierzchniowych i gruntow ych zachodzi szybko. Ciągła w ym iana ligandów i reakcje wymiany jonow ej m etali pozw alają na p rzechodzenie biodegradacji N T A przez łatwiej rozkładalne kom pleksy [10].
Z b ad an o p o n a d to jaki wpływ na szybkość biorozpadu N T A m a tw ardość wody, gdyż w dośw iadczeniach dotyczących okresu przystosow ania bakterii stw ierdzono, że je st on dłuższy w w odzie m iękkiej. W ykazano jednak, że po przystosow aniu się bakterii tw ar dość wody nie m a już praktycznego wpływu na szybkość biodegradacji N T A [2].
STĘŻENIA NTA W ŚRODOWISKU
Pierwszym krokiem przed w prow adzeniem na dużą skalę now ego związku do śro dowiska, po udow odnieniu jego nieszkodliwości, jest m atem atyczne oszacow anie spodz iewanych stężeń tej substancji w otoczeniu. K alkulacje tego typu zostały p rz e p ro w adzone rów nież przed podjęciem decyzji o powszechnym zastosow aniu N T A w prosz kach do prania. W przypadku składników detergentów , w obliczeniach szacunkowych, należy brać p o d uwagę takie czynniki jak: fizyczne i chem iczne właściwości poszczegól nych składników gotow ego wyrobu, wielkość zużycia tego p ro d u k tu , liczebność p o p u lacji użytkowników, zwyczaje użytkowników dotyczące stosow anie p ro d u k tu , ilość wody zużywanej na głowę ludności, poziom i typ oczyszczalni ścieków, w spółczynnik rozcień czenia ścieków odpływowych (np. kierowanych z oczyszczalni do rzeki).
R ezultaty tego typu obliczeń zebrane w T abeli II [1] wskazują, że przy tym samym poziom ie zaw artości N T A w produkcie handlowym szacunkow e stężenia N T A w ście kach będ ą wyższe w E u ro p ie niż w A m eryce, ze względu na większą gęstość z a lu d nienia, większe zużycie środków piorących a m niejsze zużycie wody na głowę ludności. S tężenia substancji detergentow ych w różnych środow iskach np. w strum ieniu o p u szczającym oczyszczalnię, w wodach powierzchniowych i w w odzie do picia - m oże być oszacow ane przy użyciu tej sam ej techniki.
Stężenie substancji detergentow ej w strum ieniu ścieków opuszczających oczyszczal nię je st funkcją typu oczyszczalni i wielkości tego strum ienia. N astępnie stężenie to ulegnie znacznem u obniżeniu na skutek rozcieńczenia a potem w środow isku n a tu ra l nym zm niejszać się będzie w wyniki zachodzenia procesów biodegradacji, adsorpcji i fotodegradacji.
W yniki z badań m onitoringow ych prow adzonych w K anadzie w ściekach w o k re sach gdy zaw artość N TA w proszkach do prania wynosiła 6% i n astępnie gdy p o d n i esioną ją do 15% nie odbiegają od w artości przewidywanych w obliczeniach
szacunk-T a b e l a I I . Przewidywane stężenie (mg/l) NTA w ściekach komunalnych Predicted concentrations (mg/l) of NTA in influent (row) sewage
owych. W artości stężeń N T A w ściekach wpływających i opuszczających m onitorin- gow ane oczyszczalnie holenderskie stanow ią około 65% w artości przewidywanych we w stępnych kalkulacjach [1, 15, 7].
Istotnym czynnikiem modyfikującym stężenie N T A w w odzie do picia jest proces uzdatniania. W części dotyczącej chem icznych właściwości N T A zostało w spom niane, że związek ten m oże ulegać redukcji w reakcji z silnymi utleniaczam i takim i jak Cl2 czy Оз. Z achow anie tego związku w w odzie do picia zależy od sposobu jej uzdatniania. C h l o r o w a n i e
W w arunkach nieobecności am oniaku i kom pleksów jonów m etali N T A je st gwał tow nie utleniany do C O
2
, H 20 i N 2. Spraw dzono, że produkty p ośrednie N -chloro-ID A nie akum ulują się poniew aż reakcja z chlorem zachodzi szybciej niż reakcja N T A z chlorem . W ydajność utlen ian ia N TA przez chlor zależy od takich czynników ja k pH , stężenie jonów m etali (np. nikiel ham uje reakcję) czasu k o ntaktu, stężenia am oniaku i stężenia N T A [1]. R eakcja nie zachodzi z kom pleksam i M e-N TA . Przy niskich stężeniach chloru - (< 1 mg/l) lub dw utlenku chloru (< 0 ,1 mg/l) - występujących w uzdatnianej nim i w odzie - należy spodziew ać się jedynie nieznacznej degradacji N T A [1].O z o n o w a n i e
Wyniki bad ań laboratoryjnych potwierdziły, że reakcja utleniania N T A w w arunkach typowych w środow isku zachodzi z wydajnością ponad 80% , a wpływ pH i obecności jonów m etali je st m inim alny [1].
W ę g i e l a k t y w n y
N ieskom pleksow any N T A łatw o adsorbuje się na węglu aktywnym. Jed n ak że w w a runkach naturalnych taka sytuacja nie występuje. W środow isku występującym w ty powych stacjach uzd atn ian ia nie m ożna oczekiwać istotnego usuw ania N T A na skutek adsorpcji [1].
F l o k u l a c j a i s e d y m e n t a c j a
M e t o d a f i l t r a c j i p r z e z p i a s e k
W tym system ie jak wynika z badań laboratoryjnych potw ierdzonych b adaniam i w w arunkach polowych - zachodzi proces biodegradacji elim inujący N T A do stężeń poniżej granicy wykrywalności dostępnych m etod analitycznych (1 /xg/l) [1].
Jeśli w oda do picia je st otrzym ywana ze źródeł zanieczyszczonych ściekam i lub wody podskórnej część niesionego w nich ładunku N T A m oże pojawić się w w odzie do picia. Je d n ak że w stępne oszacow ania stężeń N TA w w odzie do picia okazały się w artościam i bardzo zawyżonymi. R ealn e stężenia wynikające z bad ań m onitoringow ych prow a dzonych w A m eryce Płn. i w E u ro p ie wskazują, że stężenia N T A w w odzie do picia w norm alnych w arunkach kształtują się średnio < 10/xg/l. B adania te nie w skazują na kum ulację N T A w system ach wodociągowych [1].
Światowa O rganizacja Z drow ia w wydanych w kwietniu 1991 r. zaleceniach, d o tyczących zanieczyszczeń wody do picia, na podstaw ie wyników bad ań toksycznego działania N TA , p ro p o n u je ustalenie dopuszczalnego stężenia N T A w w odzie do picia na poziom ie 150 yu,g/l [14]. T ak więc stopień bezpieczeństw a, przy stosow aniu w śro d kach detergentow ych soli sodowej kwasu nitrylotrioctow ego, jest bardzo duży. Pozw o liło to w 16 krajach E uropy i Am eryki na podjęcie decyzji dopuszczenia N T A do pow szechnego stosow ania w wyrobach detergentow ych. Jednakże należy dodać, że takie decyzje p o d jęte zostały w krajach wysoko rozwiniętych, gdzie ponad 95% ścieków bytowo kom unalnych trafia do oczyszczalni dwustopniowych. P oprzedzone one zostały badaniam i pilotażowymi (często kilkuletnim i) uwzględniającymi specyfikację danego kraju i konsultacjam i między resortam i ochrony zdrow ia i ochrony środow iska. E fe k tem tych działań są zastrzeżenia jakim i obw arow ano, w każdym kraju, zgodę na stosow anie NTA. Przykładow o w Niem czech uznano, że w prow adzenie N T A nie stw arza zagrożenia dla zdrow ia i życia ludzi o ile:
1. Ł ad u n ek w prow adzanego do środow iska N TA nie przekroczy 25 000 t/rok. 2. Ilość stosow anego N T A będzie podlegać stałej kontroli, a jego stężenie w w odzie będzie m onitoringow ane tak aby w ystąpienie jakiegokolw iek niekorzystnego efektu m ogło być natychm iast zauw ażone.
3. Stężenie N TA w w odach powierzchniowych nie będzie przekraczać 0,2 mg/l H iN T A , przy czym o ile program m onitoringow y wymagałby większych nakładów finansowych nie musi być w prow adzany dopóki stężenie m ierzone w stacji pom iarow ej na rzece R u h r nie osiągnie poziom u 0,01 mg/l H 3N TA . Limit ten należy obniżyć jeśli wystąpi znaczny w zrost stężenia m etali ciężkich w wodzie, lub obserw ow ane b ęd ą niekorzystne efekty biologiczne lub jeśli na skutek stosow ania N T A ulegnie zakłóceniu praca oczyszczalni ścieków. N atom iast jeśli nie będzie obserw ow ać się żadnych negaty wnych skutków m ożna rozważyć możliwość podniesienia tego limitu [7].
D o stęp n e dan e z piśm iennictw a dotyczące właściwości i zachow ania w środow isku kwasu nitrylotrioctow ego nie są wystarczające do podjęcia decyzji o dopuszczeniu tego związku do pow szechnego stosow ania w wyrobach chem ii gospodarczej na teren ie Polski. Jak d o tąd brak jest danych, że związek ten nie będzie przedostaw ał się do wody do picia. Z e strony zainteresow anych resortów wyjaśnienia wymagają kwestie dotyczące:
— istnienia realnych możliwości stałej kontroli poziom u N TA w wodzie do picia (m eto d a oznaczania, sprawy organizacyjne, finansow e),
— m aksym alnego ładunku N TA jaki m oże być rocznie em itow any do środow iska bez ryzyka przedostaw ania się tej substancji do wody używanej w gospodarstw ach dom owych,
— liczby istniejących sieci dwustopniowych oczyszczalni ścieków w Polsce z uw zględnieniem m .in. w arunków pracy (czy kierow ane są do nich ścieki pochodzące z okolicznych zakładów przemysłowych, stopień ich w ykorzystania), oszacow ania jaki p ro cen t wszystkich ścieków kom unalnych jest objęty oczyszczaniem dwustopniowym , a także jaki p ro cen t gospodarstw nie korzysta z wody wodociągowej i kanalizacji.
R e so rt zdrow ia, d o p iero po uzyskaniu odpow iednich opracow ań i ekspertyz, będzie m ógł podjąć decyzje o dnośnie dopuszczenia N T A do pow szechnego stosow ania w wy robach chem ii gospodarczej.
M . M a l a n o w s k a , M . J ę d r a
NITRILOTRIACETIC ACID (NTA) - PROPERTIES AND BEHAVIOUR IN ENVIRONMENT
PART II. ECOTOXICITY AND BIODEGRADATION OF NTA IN ENVIRONMENT
S u m m a r y
The results are described of studies on the effects of NTA on aqueous organisms and crops. The results show that NTA at concentrations determined in natural water systems causes no disturbances of the equilibrium in ecosystems.
The conditions of the NTA biodegradation process in communal sewage and in surface waters and the effects of the processes taking place in water treatment systems destined for providing drinking water on NTA degradation are described. In a summary of the results of monitoring studies conducted in countries where NTA has been accepted for widespread use in washing powders the problems are stressed which will require solving before the decision is made of permission of NTA use in Poland.
As of now, there are no full data making possible permission of using NTA in products of household chemistry.
PIŚMIENNICTWO
1. Anderson R. L., Bishop W. E., Campbell R. L.: A Review of the Environmental and Mammalian Toxicology of Nitrilotriacetic Acid. CRC Critical Reviews in Toxicology, 1985, 15, 1. - 2. Bernhardt H.\ Results of the special research projects on aspects of the aquatic environmental compatibility of NTA. 1991. - 3. Brouwer N. М., Terpstra P. M. J.: Ecological and toxicological properties of NTA as detergent builder. Report WAV, Dept of Hausehold and Consumer Studies, Wageningen, 1994. - 4 . BUA, Boretergremium fur umvelt relevante Altstoffe der gesellschaft Deutscher Chemiker. Nitrilotriessigsaure BUA-Stoffbericht 5, Weinheim, New York, VCH, 1987. - 5. EPA, US Environmental Protection Agency: Final Report NTA, Washington, 1980. - 6. Epstein S. S.: Toxicological and environmental implications on the use of nitrilotriacetic acid as a detergent builder. Int. - J. Environ. Stud. 1972, 2, 291. - 7. Giger IV, Ahel М., Koch М., Laubscher H. V., Schaffner C., Schneider J.: Behavior of alkyphenol polyethcxylate surfactants and Nitrilotriacetate in sewage treatment Water Sc. Technol. 1987, 19, 449. - 8. Jędra М., Malanowska М.: Kwas nitrylotrioctowy (NTA) - właściwości i zachowanie w środowisku Cz. I. Właściwości chemiczne i toksykologiczne NTA. Roczn. PZH, 1995, 46, 251. - 9. Larson R. J., Clinckemaillie G. G., van Belle L.\ Effect of temperature and dissolved oxygen on biodegradation of NTA. Water Research, 1981, 15, 615. - 10. Popel H. J., van't Hot O.,
Nieuwstad Th. J.: Der Abbau von NTA beim Belebungsverfahren. GWF Wasser/Abbwasser, 1984, 125, 246.
11. Reeb D. The economic impact of a household product: the use of NTA. J. Consumer Studies and Home Economics, 1986, 10, 157. - 12. Siegrist H., Alder A., Gujer W., Giger W. : Verhalten der organischen Komplexbinder NTA und EDTA in Belebungsanlagen Ges Wasser Abwesser, 1988, 68, 101. - 13. Thayer PA., Keussler C. J.: Current status of environmental and human safety aspects of NTA. CRC Crit. Rev. Environmental Control, 1973, 3, 375. - 14. WHO Regional Office for Europe: Revision of the WHO guidelines for drinking water quality. Report on the Second Review Group Meeting on Organics Part . Copenhagen, 8-12 April 1991. - 15. Woodiwiss С. K , Walker R. D., Brownridge F. A.: Concentration of NTA and certain metals in Canadian wastewater and streams 1971-1975. Water Research, 1979, 13, 599.
