Pełny tekst - Wydawnictwa NIZP-PZH

ROCZN. PZH, 1996, 47, NR 3
MAŁGORZATA MALANOWSKA, MAŁGORZATA JĘDRA
KW AS N IT R Y L O T R IO C T O W Y (N TA ) - W Ł A ŚC IW O ŚC I I Z A C H O W A N IE
W ŚR O D O W ISK 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 TA 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 kontakt z N TA w środowisku, gdy do
naturalnych zbiorników w odnych dostają się ścieki przemysłowe i kom unalne.
D la gatunków żyjących w środowisku wodnym oznaczono w licznych dośw iadcze­
niach letalne stężenie N T A dla 50% populacji LCso (tab. I).
N iektó re w artości LC 50 w tabeli zestaw iono z danymi na tem at toksyczności prze­
wlekłej wyrażonej jako najwyższe stężenie, któ re nie wpływa na przeżywalność, wzrost,
cykl rozwojowy organizm u przy działaniu długotrwałym - przez okres całego życia lub
podczas faz życia szczególnie wrażliwych jak okres em brionalny lub larwalny. Bezk­
ręgowce są m niej wrażliwe na obecność N TA 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. Organizm y żyjące w wodzie m orskiej m ogą to lero ­
wać stężenia naw et 10 krotnie wyższe [5].
Pom im o licznych b adań zm iany histopatologiczne zaobserw ow ano jedynie u dwóch
gatunków ryb morskich. Polegały one na wakuolizacji cytoplazmy 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 TA zm ienia się
ze zm ianą stężenia kationów w wodzie. Istnienie korelacji między m olarnym i równo-
248
Tabela
M. Malanowska, М. Jędra
I.
Nr 3
Toksyczność NTA dla organizmów słodkowodnych i morskich
Toxicity of NTA to freshwater and marine organisms
ważnikam 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 TA ujawnia się tylko wtedy, gdy stężenie
m olarne N TA jest rów ne lub wyższe niż sum a jonów (Ca i Mg) obecnych w roztw orze
[5].
Glony tolerują z reguły stężenia N TA 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 TA A l i mg/l w wodzie m orskiej i stę­
żenie 185 mg/l w wodzie słodkiej [1].
O prócz doświadczeń wykonywanych na pojedyńczych gatunkach roślin i zw ierząt
wodnych wiele obserwacji dotyczących działania N TA wykonano na m odelowych ek o ­
systemach zawierających wodę, osady denne, bakterie, glony, pierw otniaki, bezkrę­
gowce i rośliny z naturalnych zbiorników wodnych. Nie stw ierdzono wpływu N TA na
ekosystemy do stężenia 80 mg/l. Stężenie 200 mg/l i większe powodowało zakłócenie
równowagi objawiające się nadm iernym zakwitaniem glonów oraz drastycznym zm niej­
szeniem różnorodności występujących w systemie gatunków. W w arunkach n a tu ra l­
nych, w wodzie bieżącej, w cyklu badań 12 tygodniowych wykonywanych w różnych
Nr 3
Właściwości kwasu nitrylotrioctowego
249
porach roku nie stw ierdzono zmian w składzie gatunkowym występujących w wodzie
glonów, ani też w ich m etabolizm ie określanym za pom ocą respirom etru przepły­
wowego, przy w prow adzeniu do wody N TA w stężeniu 2 mg/l [1].
W wielu dośw iadczeniach obserwowano wpływ N T A na pobieranie jonów m etali
przez organizm y w środowisku wodnym. W ykazano, że N TA 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 TA
przekracza 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 pobierania
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 TA m oże sprzyjać procesowi eutrofizacji,
szczególnie w morskich w odach przybrzeżnych. Liczne wyniki badań wykonanych na
sztucznych podłożach i w odach naturalnych, pochodzących z jezior E uropy i A m eryki
Północnej z dodatkiem ścieków o różnym stopniu oczyszczenia nie są porównywalne
z pow odu oddziaływ ania różnorodnych czynników mających wpływ na końcowy efekt.
M ożna wyciągnąć z nich tylko uogólnione wnioski, że N TA działają stym ulująco na
rozwój glonów jeśli w w odzie obecne są m etale szkodliwe dla glonów lub przeciwnie,
n iedostępn e są m etale śladowe, 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 NTA . W w odach jezior
na podłożu w apiennym N T A wpływał na wzrost glonów zwiększając dostępność jonów
Fe, w w arunkach naturalnych ograniczoną przez precypitację. W w odzie m orskiej
czynnikiem lim itującym w zrost fitoplanktonu jest stężenie jonów M n - w takim przy­
padku usunięcie przez N T A jonów miedzi, któ 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 wykorzystania przez glony cząsteczki N T A jako 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 grun­
towych lub w wyniku naw adniania upraw ściekami.
W kilku dośw iadczeniach agrotechnicznych zbadano wpływ N TA na m ineralny
m etabolizm roślin. W zrost ryżu i jęczm ienia odbywał się bez zakłóceń przy stężeniu
20 mg/l N TA , 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 pro­
w adzeniu do wody N TA . Podobnie plon kukurydzy na ziemi ubogiej w cynk został
zwiększony po dodaniu chelatu Zn-N TA . Szczegółowe badania 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 one
statystycznie od stężeń w roślinach kontrolnych. Jedynie zaw artość żelaza była nieco
wyższa. A utorzy badań konkludują, że stężenia N TA jakich m ożna spodziewać się po
naw odnieniu pola ściekam i nie m ogą m ieć wpływu na wzrost roślin i zaw artość w nich
m etali [1].
250
M. Malanowska, М. Jędra
Nr 3
ZACHOWANIE NT A W SRODOWISKU
Jak zostało przedstaw ione w części I pracy [8] wszystkie zasadnicze zastosow ania
N TA związane są z kom pleksotwórczym i właściwościami tego związku, polegającym i
na zdolności chelatow ania jonów m etali w rozpuszczalne w w odzie kompleksy. Tak
więc rozw ażania losów N TA w środowisku ograniczone zostaną głównie do środow iska
w odnego.
Przeznaczenie i sposób użycia pow szechnie stosowanych detergentów pozw alają na
stw ierdzenie, że jedyną istotną drogą, którą N TA przedostaje się do otoczenia są ścieki
bytow o-gospodarcze.
Stężenie N TA w w odach powierzchniowych jest więc funkcją jego stężenia w ście­
kach, modyfikowaną przez istotne procesy oczyszczania, takie jak: fizyczne (rozcień­
czanie, adsorpcja), chem iczne (np. utlenianie, rozpad fotochem iczny) i biologiczne
(biodegradacja).
Zarów no proces sorpcji N TA do ciał stałych jak również fotochem iczna degradacja
N TA zostały potw ierdzone wynikami licznych badań wskazujących na zachodzenie tego
typu procesów . Jednakże w omawianym przypadku zostaną one pom inięte, jako że
stanowiłyby istotny m echanizm usuw ania N T A ze środow iska jedynie w przypadku nie
występow ania procesu biodegradacji [1].
Liczne badania laboratoryjne, jak również prow adzone w terenie w w arunkach
naturalnych, wskazują, że zasadniczym m echanizm em dzięki którem u N T A usuwany
ze środow iska jest proces biodegradacji. Polega on na m echanicznym rozkładzie danej
substancji pod wpływem enzymów wytwarzanych przez m ikroorganizm y, dla których
stanowi ona substrat [1].
Proces biochem icznej degradacji N TA został szczegółowo poznany. Liczne badania
donoszą o izolowaniu czystych kultur bakteryjnych zdolnych do wykorzystania N T A
jako 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 zewnętrznych ścianach ko­
m órek m ikroorganizm ów [1, 2, 13].
Rye. 1. [1] przedstaw ia reakcję degradacji N TA 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 powstaje glioksan i II rz. am ina - im inodioctan (ID A ), którego
w iązanie C-N ulega również rozerw aniu i tworzy się glicyna. Jedynym produktem
Nr 3
Właściwości kwasu nitrylotrioctowego
251
pośrednim w tej reakcji, który nie byłby powszechnie występującym m etabolitem b io d e­
gradacji jest ID A . Jed nakże ID A jest w tym układzie, jak wykazały badania, produktem
biodegradującym się szybciej niż sam NTA. ID A wykrywany jest jedynie w przypadkach
gdy w środow isku reakcji występuje niedobór 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 wskazują, 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 na przystosow anie się
m ikroorganizm ów do N TA . Jak wynika z licznych obserwacji populacje m ikroor­
ganizmów, k tó re nie były uprzednio wystawione na jego działanie wymagają zwykle
w w arunkach tlenowych 1 - 4 tygodni dla wytworzenia m echanizm ów powodujących
degradację N TA . Jeśli n atom iast populacje już przystosow ane zostają pow tórnie wys­
taw ione na działanie N T A - biodegradacja następuje bez opóźnień [1, 2, 10].
Szybkość wytwarzania m echanizm ów degradacji N TA , jak wynika z bad ań lab o ra­
toryjnych, zależy od stężenia N T A (rośnie w raz ze w zrostem stężenia) i od tem peratury
(m aleje ze spadkiem tem p.). Jednakże naw et przy najniższych oznaczanych stężeniach
N T A w w odzie rzecznej zawierającej przystosow ane bakterie - biodegradacja zacho­
dziła całkowicie [1].
D rugim istotnym czynnikiem jest tem p eratu ra. Proces biodegradacji, tak jak i inne
procesy biologiczne, jest spowalniany 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 badań nad
zachow aniem N T A w oczyszczalniach ścieków w N iem czech podano, że w te m p e ra­
tu rach niższych od 5°C stopień biodegradacji spada poniżej 50% [4]. Jednakże nie
potw ierdzają tego wniosku liczne wyniki badań prow adzonych w oczyszczalniach ście­
ków zarów no w E u ro p ie ja k i K anadzie czy USA, które wskazują na brak różnic lub
bardzo niewielkie w ahania wartości stopnia biodegradacji N T A niezależnie od pory
roku [2, 12].
Kolejnym czynnikiem, którego w artość należy wziąć pod uwagę jest stężenie tlenu.
W w arunkach laboratoryjnych przy niskich stężeniach tlenu w badanym układzie
(< 0 ,1 % ) następow ała wyraźna redukcja procesu biodegradacji NTA; w w arunkach
beztlenow ych, w atm osferze azotu - reakcja nie zachodziła [1]. B adania kolejnych
etapów reakcji enzymatycznej i powstających m etabolików wskazywały na konieczność
obecności tlenu w początkowych fazach degradacji N TA przez kultury „aklimatyzowan e” w w arunkach tlenowych [9]. B adania prow adzone w środowisku 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 wypadku stw ierdzenie to
nie jest całkowicie jednoznaczne, gdyż w piśmiennictwie podane zostały też wyniki
badań prow adzonych w głębszych warstwach gleby, w ściśle utrzymanych w arunkach
beztlenow ych i wskazywały one na istnienie beztlenow ego m echanizm u biodegradacji
N TA , co potw ierdzała obecność m etanu w analizie m etabolitów [1].
252
M. Malanowska, М. Jędra
Nr 3
Jeśli chodzi o wpływ stężenia N TA na prędkość jego biodegradacji to zachodzi tu
p rosta proporcjonalność. Prezentow ane wyniki badań pozwalają przyjąć, że biode­
gradacja N TA zachodząca w naturalnych w arunkach ma ch arakter 1 rzędowy w zak­
resie stężeń N T A 50 - 1000 ^ug/l [9]. Jednakże dla wyższych stężeń (40 mg/l) zwłaszcza
w niskich tem peraturach (8°C) następuje wyraźne spow olnienie procesu [9].
Spraw dzono również jakie znaczenie dla szybkości biodegradacji N TA w środowisku
m a rodzaj chelatow ego jonu m etalu. Z auw ażono bowiem w badaniach laboratoryjnych,
że kom pleksy N TA z jonam i Na, Ca, Mg, Fe, Co, Mn i Pb ulegają łatw o reakcji
biodegradacji, podczas gdy kompleksy z jonam i Hg, Ni, Cu, Cd i Z n były usuw ane
znacznie wolniej [1]. Jednakże 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 gruntowych
zachodzi szybko. Ciągła w ymiana ligandów i reakcje wymiany jonow ej m etali pozw alają
na przechodzenie biodegradacji N TA przez łatwiej rozkładalne kompleksy [10].
Z b adan o p o n ad to jaki wpływ na szybkość biorozpadu N TA m a tw ardość wody, gdyż
w dośw iadczeniach dotyczących okresu przystosow ania bakterii stw ierdzono, że jest on
dłuższy w wodzie miękkiej. W ykazano jednak, że po przystosowaniu się bakterii tw ar­
dość wody nie m a już praktycznego wpływu na szybkość biodegradacji N TA [2].
STĘŻENIA NTA W ŚRODOWISKU
Pierwszym krokiem przed w prow adzeniem na dużą skalę nowego 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 rze p ro ­
w adzone również przed podjęciem decyzji o powszechnym zastosow aniu N TA w prosz­
kach do prania. W przypadku składników detergentów , w obliczeniach szacunkowych,
należy brać pod uwagę takie czynniki jak: fizyczne i chem iczne właściwości poszczegól­
nych składników gotow ego wyrobu, wielkość zużycia tego produktu, liczebność p o p u ­
lacji użytkowników, zwyczaje użytkowników dotyczące stosowanie produktu, ilość wody
zużywanej na głowę ludności, poziom i typ oczyszczalni ścieków, współczynnik rozcień­
czenia ścieków odpływowych (np. kierowanych z oczyszczalni do rzeki).
R ezultaty tego typu obliczeń zebrane w Tabeli II [1] wskazują, że przy tym samym
poziom ie zaw artości N TA w produkcie handlowym szacunkowe stężenia N TA w ście­
kach będą wyższe w E uropie niż w A m eryce, ze względu na większą gęstość zalud­
nienia, większe zużycie środków piorących a mniejsze zużycie wody na głowę ludności.
Stężenia substancji detergentow ych w różnych środow iskach np. w strum ieniu o p u ­
szczającym oczyszczalnię, w wodach powierzchniowych i w wodzie do picia - m oże
być oszacow ane przy użyciu tej samej techniki.
Stężenie substancji detergentow ej w strum ieniu ścieków opuszczających oczyszczal­
nię jest funkcją typu oczyszczalni i wielkości tego strum ienia. N astępnie stężenie to
ulegnie znacznem u obniżeniu na skutek rozcieńczenia a potem w środowisku n atu ral­
nym zmniejszać się będzie w wyniki zachodzenia procesów biodegradacji, adsorpcji
i fotodegradacji.
Wyniki z badań monitoringowych prowadzonych w K anadzie w ściekach w o k re­
sach gdy zaw artość NTA w proszkach do prania wynosiła 6% i następnie gdy p o dni­
esioną ją do 15% nie odbiegają od wartości przewidywanych w obliczeniach szacunk-
Nr 3
Tabela
Właściwości kwasu nitrylotrioctowego
II.
253
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 onitoringow ane oczyszczalnie holenderskie stanowią około 65% w artości przewidywanych we
wstępnych kalkulacjach [1, 15, 7].
Istotnym czynnikiem modyfikującym stężenie N TA w wodzie do picia jest proces
uzdatniania. W części dotyczącej chemicznych właściwości N TA 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.
Chlorowanie
W w arunkach nieobecności am oniaku i kom pleksów jonów m etali N TA jest gwał­
tow nie utleniany do C O 2, H 20 i N 2. Spraw dzono, że produkty pośrednie N -chloro-ID A
nie akum ulują się poniew aż reakcja z chlorem zachodzi szybciej niż reakcja N TA
z chlorem . W ydajność utleniania N TA przez chlor zależy od takich czynników jak pH ,
stężenie jonów m etali (np. nikiel ham uje reakcję) czasu kontaktu, stężenia am oniaku
i stężenia N TA [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 nimi wodzie - należy spodziewać się jedynie nieznacznej degradacji
N TA [1].
Ozonowanie
Wyniki badań laboratoryjnych potwierdziły, że reakcja utleniania N TA w w arunkach
typowych w środowisku zachodzi z wydajnością ponad 80%, a wpływ pH i obecności
jonów m etali jest m inim alny [1].
Węgiel
aktywny
Nieskom pleksow any N T A łatwo adsorbuje się na węglu aktywnym. Jednakże w w a­
runkach naturalnych taka sytuacja nie występuje. W środowisku występującym w ty­
powych stacjach uzdatniania nie m ożna oczekiwać istotnego usuw ania N TA na skutek
adsorpcji [1].
Flokulacja
i sedymentacja
Rów nież i te procesy nie m ają istotnego wpływu na zm niejszenie stężenia N TA [1].
254
Metoda
M. Malanowska, М. Jędra
Nr 3
filtracji przez piasek
W tym system ie jak wynika z badań laboratoryjnych potw ierdzonych badaniam i
w w arunkach polowych - zachodzi proces biodegradacji eliminujący N TA do stężeń
poniżej granicy wykrywalności dostępnych m etod analitycznych (1 /xg/l) [1].
Jeśli w oda do picia jest otrzymywana ze źródeł zanieczyszczonych ściekami lub wody
podskórnej część niesionego w nich ładunku N T A m oże pojawić się w wodzie do picia.
Jednakże w stępne oszacow ania stężeń N TA w wodzie do picia okazały się w artościam i
bardzo zawyżonymi. R ealne stężenia wynikające z badań m onitoringow ych prow a­
dzonych w A m eryce Płn. i w E uropie wskazują, że stężenia N TA w wodzie 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 systemach 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 badań toksycznego
działania NTA, p roponuje ustalenie dopuszczalnego stężenia N TA w wodzie do picia
na poziom ie 150 yu,g/l [14]. T ak więc stopień bezpieczeństwa, 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 TA do
pow szechnego stosow ania w wyrobach detergentow ych. Jednakże należy dodać, że
takie decyzje podjęte zostały w krajach wysoko rozwiniętych, gdzie ponad 95% ścieków
bytowo kom unalnych trafia do oczyszczalni dwustopniowych. Poprzedzone one zostały
badaniam i pilotażowymi (często kilkuletnim i) uwzględniającymi specyfikację danego
kraju i konsultacjam i między resortam i ochrony zdrowia i ochrony środowiska. E fek ­
tem tych działań są zastrzeżenia jakim i obw arow ano, w każdym kraju, zgodę na
stosow anie NTA. Przykładowo w Niemczech uznano, że w prow adzenie N TA nie
stw arza zagrożenia dla zdrowia i życia ludzi o ile:
1. Ł adunek w prow adzanego do środowiska NTA nie przekroczy 25 000 t/rok.
2. Ilość stosow anego N T A będzie podlegać stałej kontroli, a jego stężenie w wodzie
będzie m onitoringow ane tak aby wystąpienie jakiegokolwiek niekorzystnego efektu
mogło być natychm iast zauważone.
3. Stężenie N TA w wodach powierzchniowych nie będzie przekraczać 0,2 mg/l
H iN T A , przy czym o ile program monitoringowy wymagałby większych nakładów
finansowych nie musi być wprowadzany dopóki stężenie m ierzone w stacji pom iarow ej
na rzece R u h r nie osiągnie poziom u 0,01 mg/l H 3NTA. Limit ten należy obniżyć jeśli
wystąpi znaczny wzrost stężenia m etali ciężkich w wodzie, lub obserw ow ane będą
niekorzystne efekty biologiczne lub jeśli na skutek stosow ania N TA ulegnie zakłóceniu
praca oczyszczalni ścieków. N atom iast jeśli nie będzie obserwować się żadnych negaty­
wnych skutków m ożna rozważyć możliwość podniesienia tego limitu [7].
D ostępne dane z piśm iennictw a dotyczące właściwości i zachowania w środowisku
kwasu nitrylotrioctow ego nie są wystarczające do podjęcia decyzji o dopuszczeniu tego
związku do pow szechnego stosow ania w wyrobach chemii gospodarczej na terenie
Polski. Jak dotąd 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 etoda oznaczania, sprawy organizacyjne, finansowe),
Nr 3
Właściwości kwasu nitrylotrioctowego
255
— m aksym alnego ładunku N TA jaki m oże być rocznie em itowany do środowiska
bez ryzyka przedostaw ania się tej substancji do wody używanej w gospodarstw ach
domowych,
— 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 wykorzystania), oszacow ania jaki
p rocent wszystkich ścieków kom unalnych jest objęty oczyszczaniem dwustopniowym,
a także jaki p rocent gospodarstw nie korzysta z wody wodociągowej i kanalizacji.
R eso rt zdrowia, dopiero po uzyskaniu odpow iednich opracow ań i ekspertyz, będzie
m ógł podjąć decyzje odnośnie dopuszczenia N TA do powszechnego stosow ania w wy­
robach chem ii gospodarczej.
M.
Malanowska,
M.
Jędra
NITRILOTRIACETIC ACID (NTA) - PROPERTIES AND BEHAVIOUR IN
ENVIRONMENT
PART II. ECOTOXICITY AND BIODEGRADATION OF NTA IN ENVIRONMENT
Summary
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.,
256
M. Malanowska, М. Jędra
Nr 3
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.
Otrzymano: 1995.11.28