נחושת גופרתית – קוטלת אצות Copper sulphate- algaecide. A literature survey of the use of copper sulphate for the control of Algae in water reservoirs.

נחושת גופרתית – קוטלת אצות

סקר ספרותי על השימוש בנחושת גופרתית על מנת לשלוט בחיי האצות במאגרי מים.

נערך עבור מקורות מאת: ג’יימס איסטון

המכון לחקר ימים ואגמים

המעבדה לחקר הכנרת ע”ש יגאל אלון

IOLR דו”ח מס ‘T19 / 2005

דצמבר 2005

תוכן העניינים:

1) הרקע וההיסטוריה של השימוש………………………………………………………………………………..3

    הרס כימי של אצות ………………………………………………………………………………………………3

    משמעויות …………………………………………………………………………………………………………4

    סיכונים …………………………………………………………………………………………………………….4

    כימיה סביבתית …………………………………………………………………………………………………..4

2) אורגניזמים ממוקדים …………………………………………………………………………………………….5

3) ההשפעה על הצֶפֶת, הבנתוס והדגים………………………………………………………………………..5

4) אחסון ושחרור של משקעים……………………………………………………………………………………11

5) השפעת הקורוזיה על הצינורות…………………………………………………….………………15

6) השפעת הביופילם על הצינורות………………………………………………………………………………17

7) כשלים בשימוש ב- CuSO4 במערכות אספקת מים ………………………………………………………..18

8) מוצרים עכשוויים – סוגים שונים של CuSO4 שזמינים, קריסטליין נוזלי ונחושתי ……………………… 19

9) שיטות היישום באגמים…………..……………………………………..……………………………22

10) שיטות חלופיות לשליטה על חיי האצות………………………………………………………………………29

      ניהול מאגר המים

      בקרה ביולוגית

      כלור

      פחמן פעיל

      מחזור כפוי והרסנות מלאכותית

      הזרקת חמצן

      אלג’יסט- מצב האצות

      קש ברלי

11) רעילות לבני אדם ……………………………………………………………………………………………….33

12) הפניות. …………………………………………………………………………………………………………..36

נספח 1

לקריאה נוספת

רעילות לבני אדם …………………………………………………………………………………………………….40

תקנים וקודים …………………………………………………………………………………………………………41

נספח 2

תקצירים ………………………………………………………………………………………………………………42

ניהול

משקעים

תהליכים כימיים וביולוגיים

צֶפֶת, דגים ובנתוס

סיכונים בריאותיים

תגובת האצות לטיפול בנחושת סולפט

סביבה ולחצים סביבתיים

השוואה בין אצות

1) הרקע וההיסטוריה של השימוש.

הקדמה
השימוש בנחושת גופרתית לשליטה באצות, מכוסה בתחומים גדולים מאוד של מחקר וכולל הרבה מידע ורקע על תקני מים מתוקים של גופים סביבתיים ממשלתיים – לדוגמה בארה”ב (EPA), אוסטרליה (NHMRC , EPA), ניו זילנד, אנגליה ועוד. למרות שמרבית המידע המוצג בסקר זה הוא עובדתי, קיים מרכיב כללי של ייעוץ והמלצות המשתקפים בספרות המחקרית. ככלל, המסה של הנתונים הזמינים צומצמה לנקודות הרלוונטיות ורק מידע חשוב וחשוב יותר מוצג. שני הטיעונים בעד ונגד שימוש בנחושת גופרתית נמצאים בספרות. כתוצאה מכך סקר זה יכול להוביל את הקורא למצב של בלבול לגבי הפעולה שיש לנקוט, אולם הסעיף על מוצרים נוכחיים (סעיף 8) יכול לספק עזרה עם מוצרים רבים שהיום הם יעילים יותר ומזיקים פחות בשיעור ניכר לסביבה, מאשר נחושת גופרתית.

הרס כימי של אצות

“ציאנובקטריה” או “אצות ירוקות כחולות” הן משפחה עתיקה ונפוצה של אורגניזמים פוטוסינתטיים. רבים מאורגניזמים אלה מסוגלים לחולל חנקן ולכן הם חלק חשוב בשרשרת המזון. ה”ציאנובקטריה” מתפתחת לעיתים קרובות במים ימיים, מלוחים ומתוקים, וגם במקורות מים מתוקים לשתייה, כגון אגמים ומיכלי שתייה למים. פריחתם עלולה לגרום להשפעה סביבתית משמעותית, בשל הירידה בחמצן במים, וכתוצאה מכך מוות של דגים ואורגניזמים אחרים. יתר על כך, אלה פרחי האצות הכחולות ירוקות יכולים לייצר כמויות משמעותיות של רעלים טבעיים, ומיקרוציסטות שכבר גרמו למוות של כבשים ובקר ברחבי העולם. בעלי החיים היו חשופים לרעלים בעת ששתו מים המכילים אצות כאלו. כאשר הרעלים הללו נמצאים במי השתייה, בני האדם צפויים להיחשף למינונים נמוכים בהרבה. עד כה לפחות 12 מינים שונים של ה”ציאנובקטריה” הוכחו כמייצרים רעלים, לעתים קרובות אף מספר רעלים שונים לכל מין והעיקריים הם: Anabaena, Aphanizomenon, Nodularia, Oscillatoria,ו Microcystis.
Carmichael 1994, NHMRC 1994, Chorus and Bartram 1999

מאפייני קוטלת האצות, הנחושת הגופרתית, דווחו על ידי מור וקלרמן עוד בשנת 1904. מאז השימוש במלחי נחושת גופרתית באגמים ומאגרים היה נרחב יותר מכל שימוש שנעשה בכימיקלים אחרים. מעורבותה של הנחושת גופרתית, המכונה בדרך כלל “אבן כחולה” על שתי צורותיה, הגבישית והנוזלית, השיגה תוצאות טובות, למרות שלעתים קרובות השימוש בה כרוך בעבודה אינטנסיבית ולכן הוא יקר מאוד. השימוש בנחושת גופרתית גורם אצל אצות כחולות וירוקות לקריסת הממברנה, ובכך לשחרר את כל הרעלים שהאצות עשויות להכיל. במשך השימוש, האצות הכחולות והירוקות מפתחות עמידות, דבר הדורש שימוש ביותר ויותר נחושת גופרתית כדי להשיג שליטה יעילה. לאחר 50 שנים של שימוש באינספור טונות של נחושת בתוך אגמים ומאגרים, השימוש בקוטל אצות זה הגביר את ההתנגדות לו עקב האיום על בתי גידול ימיים ברחבי העולם, הנחושת שוקעת ומצטברת בקרקעית, דבר הגורם לעיתים קרובות לשימוש בחומרים נוספים והטיפול הדרוש הופך יקר יותר, עקב כך, השימוש לטווח ארוך הוא כמעט בלתי אפשרי.

לדוגמה, מחקר אקולוגי שנערך במשך חמישים ושמונה (58) שנים, ביישום השימוש בנחושת גופרתית לטווח קצר (ימים), הושגה התוצאה הרצויה של שליטה על האצות באגם פירמונט שבמינסוטה. עם זאת, נגרם גם דלדול חמצן, הגברת הקצב של מחזור החיים, דגים שמתו, הצטברות נחושת במשקעים, התגברות העמידות לנחושת גופרתית אצל כמה מסוגי האצות, הגברת הדומיננטיות של האצות הכחולות (מאטס) במקום של האצות הירוקות (רצוי יותר) , כמות הדגים התוקפנים עלתה על חשבון הדגים לא תוקפניים, היעלמות של עשבים ימיים אשר עוזרים לצמיחת האצות וכן ירידה בערכים הכללים של המערכת האקולוגית המעידים על היותה פחות “בריאה”. החוקרים הגיעו למסקנה כי תיקון מהיר לבעית האצות היה במחיר של השפעה שלילית על האגם לטווח הארוך (הנסון וסטפן 1984).

משמעויות
ה”צ’איינובקטרייה” והצמיחה המופרזת שלה במאגרים, פוגעים באיכות המים ומהווים בעיה גדולה עבור תעשיית המים. התגובה המבצעית המקובלת לזיהום של”צ’איינובקטרייה” היא שימוש בנחושת גופרתית במאגרים. זה היה טיפול יעיל, אבל לאחרונה שימוש זה נחשב כפחות אמין בשל כמה תוצאות שנגרמו על ידי טיפול לקוי במאגרים מסוימים. בנוסף לכך, ישנה דאגה כי השימוש בנחושת גורם נזק במאגרים ומייצר שאריות נחושת הפוגעות בסביבה. השימוש בקוטלי אצות ובעיקר בשימוש הנרחב בנחושת גופרתית באזורים מסוימים, גרם להרג של ה”צ’איינובקטרייה”. כתוצאה מאסון פאלם איילנד (ראה הסעיף על רעילות לבני האדם), נקבע כי הליזיס של פריחת ה”צ’איינובקטרייה” עלול להחריף את הבעיות מכיוון שהרעלים שהיו בעבר בתוך התאים משוחררים ועוברים דרך מי השתייה שמסננים רעלים הרבה יותר בקלות מאשר רעלים בתוך תאים שלמים. טיפול מניעתי בפריחה כבר בתחילת השימוש אף פעם לא נוסה וייתכן שיהיה צורך בכך (קמרון 1989).
טיפול קוטל אצות במאגרי מים נחשב כטוב ביותר כאמצעי חירום ועשוי להיות כרוך בסיכונים אקולוגיים. מצבורי נחושת רעילים עשויים להצטבר בקרקעית (פרפאס ומרפי, 1988). טיפול חוזר עלול לגרום לשינוי הרכב המינים ולעמידות יתר לנחושת, זה היה המקרה באגם מתיוס, מאגר מים לשתיה בקליפורניה, שם התעוררו בעיות ריח שנגרמו על ידי Oscillatoria spp, הבעיה טופלה על ידי שימוש בנחושת גופרתית ובתוך שנים ספורות, המינון הדרוש גדל מ 27 טון ל 400 טון. דבר שהוביל להתפתחות של “צ’איינובקטריות” עמידות יותר לנחושת שגרמו לבעיות טעם וריח במים.

הסיכונים הכרוכים בשימוש בקוטלי אצות מבוססי נחושת כוללים: שחרור המוני של רעלים מתאי האצות; הצטברות הנחושת במשקעים דבר שיכול בסופו של דבר לעכב או להרוס לחלוטין מינים רבים ולפגוע בצמיחה של מינים של אצות כחולות-ירוקות. מיכוון שהם עמידים בפני קוטלי האצות, עלולות להיווצר בעיות באיכות המים. מוצרים המבוססים על נחושת עשויים להרוג מהחי ומהצומח במים. את המוות של דגים באמצעות BOD מוגזם כאשר אצות למות.

 Zooplankton בדרך כלל את אובדן zooplankton לחץ מרעה מאפשר עלייה מהירה של אוכלוסיות אצות ששרדו.

כימיה סביבתית

פעילותו של היון הקופרי מופחתת במהירות במים טבעיים על ידי ספיחה לחומר חלקיקי, היווצרות של משקעים בלתי מסיסים, ספיחה על ידי הביוטה, ועל ידי מורכבות עם מולקולות אורגניות (במיוחד חומצת פולביץ). לפיכך, נחושת אינה מצטברת במידה ניכרת בעמודה של המים ובדרך כלל אינה נעה הרחק מאזורים מטופלים במערכות לנטיקה; הנחושת תנוע יחד עם מסת המים במערכות לוטיק. שיעורי ההסרה תלויים מאוד ברמת ה-pH, בקשיות ובריכוז של פחמן אורגני (Elder and Horne 1978). הירידה מחוץ לאתר תהיה גבוהה יותר במים רכים, משום ששיעורי השיקוע הם איטיים יותר.

2) יעד האורגניזמים

יעדי האורגניזמים העיקריים לטיפול על ידי נחושת גופרתית הם מזן הכחולות הרעילות שכוללות את ה- Anabaena, Aphanizomenon, Nodularia, Oscillatoria,ו-Microcystis. נחושת גופרתית משמשת גם כדי לשליטה ברפש הירוק שמאוד דומה לאצות בבריכות משק, שדות אורז, תעלות השקיה, תעלות ניקוז, נהרות, אגמים ובריכות שחייה.

מורפולוגיה ו טקסונומיה
בתי הגידול של ה”צ’איינובקטרייה” נעים בין מעיינות חמים ובריכות קפואות באופן זמני באנטארקטיקה. הם מתפתחים הן במים מתוקים והן בסביבות ימיות. ל”צ’איינובקטרייה”, כמו לאיבקטריה, אין גרעין, בעוד שבניגוד לבני משפחתם הקרובים ביותר, החיידקים הסגולים והגופרית הירוקה, הם מייצרים חמצן. לפי הטקסונומיה הנוכחית, זוהו 150 סוגים של כ -2,000 מינים, לפחות 40 מהם ידועים כרעילים. צ’איינובקטרייה גדלה כתאים בודדים, כתאים בודדים במושבות, או כתאים בודדים בחוטים, בעוד שכמה נימיים כללים מכילים הטרוציסטים מיוחדים לתיקון החנקן. תאים הגדלים במושבות עשויים להיות ארוזים בנדן כדוגמת mucilaginous או כמו Microcystis sp. או, במקרה של מינים נימיים, לגדול כמו מחצלות צפות או כמו גדילים הצפים חופשי. מינים רבים של צ’איינובקטרייה הם בעלי בועות גז שמאפשרות להם לווסת את מעמדם במים ולתת להם יתרון אקולוגי מובהק על פני מינים פלנקטונים אחרים.

פורמולציה

פריחה ומניעת היווצרות הפריחה היא השיטה היעילה ביותר למניעת זיהום רעלני צ’איינובקטרייה במי שתייה. למרבה הצער, הגורמים המביאים לפריחת הצ’איינובקטרייה (מספרי תאים 106 / L), בין אם מינים רעילים או לא רעילים, לא זוהו בצורה משביעת רצון. גורמים כגון חנקן, זרחן, טמפרטורה, אור, מזיני קורט (ברזל, מוליבדן), חומציות, ציפה ותנאי אקלים כולם השפיעו. חשוב יותר, הגורמים המשפיעים על ייצור הרעלן לא הובהרו באופן חד משמעי. למרות שגורמים אלה נחשבים כמשפיעים על היווצרות הפריחה, מספרי תאים ורמות של רעלנים הם בדרך כלל לא משפיעים. יתר על כן, ניתן לבצע הכללות מעטות ממחקרי המעבדה המעטים שבוצעו עד כה.

3) השפעת CuSO4 על הצפת, שוכני הקרקעית והדגים.

מבוא

מחקר מדעי שנעשה על קוטלי אצות בדק את ההשפעות קצרות הטווח, הפיזור של החומר הכימי במים ואת מידת רעילותם של מינים של בעלי חיים מסוימים. על פי המחקרים, הכימיקלים נראים בטוחים למערכות מים ואושרו לשימוש במינונים המומלצים. כאשר הם מיושמים כהלכה, הם אינם רעילים באופן חמור או כרוני למינים שאינם מימיים. יש מחקרים; עם זאת, המציינים כי יש השפעות שליליות הכרוכות בשימוש בכימיקלים כדי לשלוט באצות ובעשבים ימיים. באופן ספציפי, כימיקלים אלה יכולים להיות רעילים לצפת המשמשת כמזון לדגים, וכך להשפיע לרעה על המערכת מיקרוביאלית החשובה במשקעים ובמים ולגרום למעבר למצב חד תרבותי או מינים לא רצויים. הם יכולים להשפיע על הרבייה המינית של האורגניזמים ויכולים להפריע לחילוף החומרים או לגרום למוטציה כרומוזומלית באורגניזמים. זנים עמידים לנחושת של אצות הופיעו, דבר המקביל לשימוש יתר של אנטיביוטיקה בבני אדם שגורם ליצירת נוגדנים לתרופה. בנוסף, ישנם מחקרים מעטים מאוד על ההשפעה על מערכות המים בחשיפה כימית ממושכת. המחקר מוגבל להשפעה המשולבת על המערכת האקולוגית עם עוד מעט מחקרים שנעשים בתוך מקורות מים ולא בסביבות מבוקרות במעבדה. שלוש טבלאות מוצגות בסוף סעיף זה שמצביעות על רעילות לביוטה. לקשיות המים יש השפעה חשובה על המאפיינים הרעילים של הנחושת על הביוטה, הרעילות של הנחושת לדגים עולה והחומציות יורדת, אוכלוסיות הדגים במים עם ערכים אלקלינים של סה”כ מתחת 50 ppm ושרגישים לנחושת עשויים למות אם נחושת גופרתית משמשת לטיפול באצות. טבלה 1 מראה את האמפיריות של הנחושת- EC-50 (ריכוז יעיל) או LD-50 (ug / l) (מינון קטלני עבור 50% מהאוכלוסייה). טבלה זו מראה את האמפיריות גם לגבי מינים מוערכים, כלומר ערכי רעילות EC או LD-50 (96 שעות) עבור 3 קשיות של מים. טבלה 2 מראה את החריפות של הנחושת- chelate תוצאות ביו מסוכמת מהספרות. טבלה 3 מראה השוואה של הרעלים החריפים של הנחושת שאינם chelated, לעומת coppers chelated.  פעולת הצ’לאציה משנה את המאפיינים של יון המתכת, מה שהופך את היון לחומצי יותר ויותר (מגע עם מים הופך את הפרוטון לזמין יותר). Chelated נחושת וקוטלי עשבים פורמולצטים אורגנים, משמשים כדי להפחית את הנטייה של הנחושת להידרוליזה (תגובה למגע עם מים) וספיחה של הנחושת החופשית במים קשים (McKnight et al 1983, מרטין 1987). לפיכך, נחושת chelated הופכת ליציבה בטווח רחב יותר של חומציות (מרטין 1987). סוכני המורכבים המשמשים לקשור את הנחושת חזק יותר ולייצר ליגנד טבעי. הרעילות קשורה לקשיות המים ולדיסוציאציה של הנחושת עם גורמים מורכבים הקשורים אליה. האיזון האיטי עם ליגנדים סינתטיים גורם לפעילות יונית נמוכה יותר מאשר זאת שנצפתה בעת השימוש נחושת גופרתית, אבל הנחושת משמרת מסיסים ופעילויות יוניות וכתוצאה מכך נגרם עיכוב בצמיחת האצות לתקופות ארוכות יותר (McKnight et al 1983).

דגים

הסיבולת של הדגים לנחושת גופרתית נעה בין 0.14 מ”ג / ליט לדגי הטראוט ו- 2.1 mg / l לדגי הבס. ערכים אלו הם בטווח של הריכוזים הנדרשים בכדי להרוס גידולים פלנקטונים, עם זאת, הרג הדגים ניתן למניעה מכיוון שהמינון הכימי מבוסס לא בהכרח על הכמות הכוללת של המים אלה גם על הנפח הכולל של השכבות (בדרך כלל העליונות) שבהן האצות מרוכזות. דגים יכולים למצוא מקלט במים שלא טופלו. הסיבה הסבירה למוות מסיבי של הדגים בעקבות הריסת האצות לא יכולה להיות הנחושת הגופרתית, אלא הידלדלות החמצן המלווה את ריקבון האצות וסתימת הזימים של דגים על ידי תאי אצות מתים.

פורל ומינים אחרים של דגים עלולים למות במיוחד במים רכים או חומציים. עם זאת, הרעילות לדגים בדרך כלל פוחתת כאשר קשיות המים עולה. (טבלה 1). Chelated coppers מציעה מעט תוספת הגנה על דגי מים קרים כגון salmonids – LD-50 מתחת ליישום השיעורי. עם זאת, ממחקרים מעטים שקיימים על מים חמים דגים עולה כי שולי הבטיחות עבור נחושת chelated גבוהים בהרבה מאלה שנקבעו עבור coppers אנאורגני (טווח בין 20 ל 64 פעמים מאלה של נחושת אנאורגנית).

לציידי הנחושת, קורטין פלוס היה האתר הכי רעיל. שם, גמבוסיה אפיניס איבד את שיווי משקלו ומעד אל תוך המים, צבע עורם של הדגים שטופלו על ידי Basagran הפך כחלחל, ובליטה של ​​תולעת נמטודה Camallanus oxycephala נצפתה לעתים קרובות בולטת מתוך גופם של הדגים, (Leung et al 1983).

זואופלנקטון (צפת)

הזואופלנקטון רגיש מאוד להרעלת נחושת. באופן כללי, אובדן לחץ של זואופלנקטון מאפשר גידול מהיר באוכלוסיות אצות ששרדו בעקבות יישומי אלצהיייד (McKnight et al. 1983).  

Chelated coppers נראה פחות רעיל מאשר coppers אנאורגני ויכול להפחית את הפגיעה בזואופלנקטון, כך שהשימוש בנחושת chelated עשוי לשפר עוד יותר את השליטה על ​​ידי הרג מופחת של עשב זואופלנקטרי.

בתגובה למוות של דגים במאגר Eagle Creek ביולי 2000 (Newhouse ו- Stahl 2000), המחלקה לאיכות הסביבה באינדיאנה ערכה מחקר השוואתי כדי לקבוע את השפעת השימוש באלגסייד (נחושת גופרתית) על קהילות של זואופלנקטון. בעזרת טכניקה תת-קרקעית לאיסוף זואופלנקטון, החוקרים זיהו וסימנו את האורגניזמים הפלנקוניים החופשיים שנלכדו בשלושה אתרים. טכניקה זו שימשה כדי לאסוף זואופלנקטון במאגרים שאינם מטופלים בקוטל אצות, מאגר גיסט ומאגרף מורס. זואופלנקטון גדול שנמצא ב Eagle Creek Reservoir ב -10 באוגוסט 2000 כולל את הטבלה הבאה: דיפטרנים, כלומר Chaoboridae ו Chironomidae (זחלים וגללים); סרטנים, כלומר סניפיופודה (קלנואידה, Cyclopoda, ו Cladocerans) וכמה Ostrocoda; ו Anthropods, כלומר Hydracarina. לאחר השוואת מאגר Eagle Creek למאגר Geist, הוכח כי הדגימות “היו באופן סטטיסטי טכסטונומיות וניתנות להשוואה מבנית לכל אחת מהן בקנה מידה רב-משתני”. לכן צויין במסקנות כי הטיפול בקוטל אצות לא השפיע על קהילת הזואופלנקטון במים בזמן תקופת המחקר.

אורגניזמים בנטיים

נחושת אינה מצטברת במים אלא מסתפקת בסדימנטים, דבר דורש פרק זמן ארוך יותר עבור צורות סרטניות לצורות אנאורגניות. נחושת הקשורה בשקעים אינה פעילה לחלוטין מבחינה ביולוגית. טיפולי נחושת אנאורגניים חוזרים ונשנים לגוף מים יחיד יכולים להוביל להצטברות גדולה בסדימנטים שעלולים בסופו של דבר לעכב או להרוס לחלוטין מינים בנטיים רבים (Hasler 1949, Iskandar and Keeney 1974, Elder and Horne 1978, Crecelius et al 1982, Hanson and Stefan 1984). עם זאת, כמות קטנה של נחושת בצורות אורגניות או מורכבות בצורה חלשה (כלומר מסיס בחומצה אצטית של 2.5%) שנראתה כמשפיעה בקלות על צדפות ושרימפס (Crecelius et al 1982). Cairnes et al. (1984) סבלה משיקוע טבעי עם נחושת אנאורגנית ודיווח LC-50 של נע בין 681 ל 2296 מ”ג / ק”ג בחסרי חוליות. נתונים אלה הם בטווח של ריכוזי הנחושת נמדדו על ידי הנסון וסטפן (1984) באגמים עם קהילות macroververbrate depauperate. מחברים אלה דיווחו על הפחתות משמעותיות בחסרי החוליות benthic ובמאגר אחר עם עומס משקעים גבוה של נחושת האפקט היה הפוך.

משקעים הוזנו בחומר סופח כדי להפחית את הרעילות של מתכות כבדות לאורגניזמים אבל אין נתונים על הזמן שנמשכה ההזנה. נחושת מזינה עשויה להיות פחות רעילה, הסיכון להשפעות רעילות לאורגניזמים קיים, במיוחד בשיעורים גבוהים של המינון. השימוש בנחושת מזינה (Komeen) בשיעורים בין 4 עד 10 ליטרים לדונם בכדי לשלוט בצמחי מים ברזילאים אקזוטיים בנהר מרקס סנט, לא הביא למוות של כמה מינים של חלזונות, לעומת אזורים שאינם מטופלים (DNR נתונים שלא פורסמו). השימוש בנחושת מזינה הם כנראה מאוד רעיל לחלזונות תפוחים; עם זאת, Winger et al. (1984) לא מצא שום השפעה על חלזונות בכלובים בחלקות טיפול בדרום פלורידה. קיי ו הלר (1986) חשפו ינקינטון מים לנחושת מזוהמת, ספיגת הנחושת הייתה כנראה מוסדרת היטב על ידי חילוף החומרים של החרקים. עם זאת, אף עובד לא בחן עדיין היפותזה בדבר רעילות בליעה באורגניזמים מימיים. לא נמצאו נתונים על טוקסיקולוגיה של נחושת מזינה בחסרי חוליות, עם זאת, ישנם כמה נתונים על מקרופיטים הקשורים לחסרי חוליות: פורמולציות נחושת Chelated הם רעילים מאוד בחלזונות תפוחים; חלזונות בנהר סנט מארקס היו ככל הנראה במספרים גדולים יחסית לצמחייה והודגש שייתכן שהם צברו רמות רעילות של נחושת מן החומר בצמח ingested.LC-50 ערכים הם פחות מ 50 ug / l (DNR נתונים שלא פורסמו, Winger et al. 1984). אבל מאי ואח’. (1973) מצאו כי נחושת גופרתית בתוספת diquat היתה הרבה יותר רעילה לחרקים הנמצאים בצמחים ימיים מאשר נחושת מזינה בתוספת diquat.

טבלה 1

נחושת אקו (ריכוז יעיל) או LD-50 (ug / l) תוצאות bioassay מסוכמת מן הספרות וחישוב רעילות בשלושה ערכי קשיות מים. (mg / l). השתנה מ EPA 1985.
	אמפירי UG / L LD או EC-50 / mg / l		מחושב UG / l LC או EC-50
מינים		קשיחות mg / l	קשיות 50 mg / l	קשיות 100 mg / l	קשיות 200 mg / l
תולעים
variegatus	Lumbriculus150/30	243	480	951
Limnodrilus hoffmeisteri	102/100	53	102	198
Nais sp.		90/50	90	175	344
חילזון
Campeloma Decisum	1700/45	1877	3658	7217
Amnicola sp.		900/50	900	1748	3444
Goniobasis livescens	480/154	166	312	623
Gyraulis circumstriatus	108/100	56	108	210
Physa heterostropha	69/100	36	69	134
Physa integra		39/45	43	84	166
Cladocera
Ceriodaphnia reticulata	17/45	19	36	72
דפניות Magna		34 / 99	21	34	67
דפניות pulex		23/45	25	49	98
דפניות pulicara	13/72	9	18	35
amphipods
gammarus pseudolimnaeus	20/45	22	43	85
gammarus pulex	87/161	29	56	107
סרטנים
Orconectes כפריוזוס	3000/112	1397	2686	5198
Procambarus כלארקיי	720 / 17	1990	4032	8023
שפריריות
מזוהה		4600/50	4600	8934	17,062
Stonefly
Acroneura lycorias	8300/40	10,240	20,030	39,581
שעירי כנף
מזוהה		6200/50	6200	12,042	23,725
מידג
ימשוש tentans	298/78	197	380	742
ימשוש sp.	30/50	30	58	115
Bryozoan
Pectanatella magnifica	510/205	135	264	498
Lopopodella carteri	140/205	37	72	137
Plumatella emarginata	140/205	37	72	137
דגים
אנגווילה	rostrata 4203/49	4305	8325	16406
Oncorhynchus kisutch	61/43	70	137	271
O. nerka		191/41	234	457	903
O. tshawtscha		32/38	42	81	160
Salmo clarki		91/70	66	128	250
Salmo gairdneri	82/104	42	79	153
ס סאלאר		58/14	197	394	784
Salvelinus fontinalis	100/45	110	215	424
Acrocheilus alutaceus	143/54	133	258	507
Campostoma anomalum	290/200	78	153	290
Carassius auratus	104/32	157	312	618
Cyprinus carpio	63/19	157	316	628
Notropis chrysocephalus	1225/200	332	648	1225
Pimephales notatus	264/198	72	141	266
P. promelas		194/86	116	224	436
oregonensis Ptychocheilus	18/54	17	32	64
Rhinichthys atratulus	320/200	87	169	320
Semotilus atromaculatus	310/200	84	164	310
Ictalurus nebulosus	259/201	70	136	258
Fundulus diaphanus	850/54	791	1532	3015
Gambusiaaffinis	136 / 34	196	385	762
reticulata	Poceilia221/92	125	239	465
Morone americana	6350/54	5860	11  22526	447
Lepomis gibbosus	1519/125	641	1233	2378
ל macrochirus	1560-1579	1017	1951	3811
Etheostoma caeruleum	320/200	87	169	320
E. spectabile		850/200	230	450	850
אמנון mossambica	1500/115	684	1316	2545

טבלה 2. חריפות הנחושת, תוצאות bioassay chelate מסוכמת מן הספרות. ערכי הספרות הוסבו לריכוז נחושת מתכתי (ai) המבוסס על 8% ai עבור Komeen ו -9% עבור Cutrine. ערכי LC עבור דג טרוטה חום (Salmo trutta) חושבו בהתבסס על נתונים שהוצגו בסיימון ובסקיי (1977). כימיקלים מבחן: Cut = Cutrine (Cu-ethanolamine מורכבים); Kom = Komeen (Cu-ethylenediamine מורכבים). כל הערכים הם מ”ג / l

מינים	כימיים	שעות	LC-10	LC-50	LC-99	Cite
חסרי חוליות
Ostracod
Cypria	Cut	48	—	0.9-1.1Naqvi	2.7-7.2	et al. 1985
Cladocerans
Alonella	Cut	48	—	0.9-1.6	2.5-11.6
Copepepods
Diaptomus	Cut	48	—	1.1-1.2	3.0-3.7
Eucyclops	Cut	48	—	1.0-1.4	3.4-7.6
Pelycypods
Elliptio buckleyi	Kom	24>		5		DNR Unpub.
חלזונות
Pomacea	Kom	96	–	.024	–	ווינגר et al.1984
paludosa
דגים
Gambusia	Cut	96	7.2	15.3	30.2	ליונג ואח. 1983
affinis	Cut	24	13.9	26.1	48.2	Leung et al. 1983
Lepomis	Kom	48	–	38.4	–	Meyers et al.1974
machrochirus
סלמו רוטה	גזור	24	0.1	0.2	<0.9	Simonin et al. 1977
	גזור	48	0.1	0.2	<0.9
	גזור	96	0.1	0.2	<0.9

טבלה 3. השוואה בין רעילות חריפה של נחושת שאינה chelated לעומת coppers chelated. גורם הבטיחות חושב על ידי חלוקת לא Chelated LC-50 על ידי נחושת chelated (AI) LC-50. הנתונים סוכמו בין טבלאות 1 ו 2.

				טווחים שלLC-50
				נחושתChelated (מ”ג / ליטר)
מיני	LC-50 טווחים לא chelated (מ”ג / ליטר)	מוצרים	ai	רעילים יחסית לעומת הלא-chelated (מבוסס על AI)
זואופלנקטון	0.018- 0.90-1.62 50-29	10-18		0,056
סלמון	0.17-0.34 2-0.7	2-4		0.079-0.457
Cyprinids	67-630 5.36-50.40 168-78			0.032-0.648
Poeciliids	15,3 64-40	170		0.239-0.385
Centrarchids	1.233-1.951	480	38.4	31-20
מקדם בטיחות לנחושת נחושת המבוססת על ערכי LC-50 (ai) בשיעורים (mg / l ai) המשמשים לבקרת הצמח.
	0.2		0.5	1	2	4
זואופלנקטון	4.0-8.1		1.8-3.2	0.9-1.6	0.4-0.8	0.2-0.4
סלמון	0.8-1.7		0.3-0.7	0.2-0.3	0.1-0.2	0.04-0.1
Cyprinids	10.7-100.8 5.4-50.4 2.7-25.2				26.8-252.0	1.3-12.6
Poeciliids	76.5		30.6	15.3	7.6	3.8
Centrarchids	192		76.8	38.4	19.2	9.6

4) אחסון ושחרור של משקעים.

מבוא

התחתית של המשקעים באגמים ומאגרים היא למעשה בליל של תערובות מורכבות הכוללות חומרים אורגניים ואי-אורגניים, כמו גם יצורים שנוצרו בעמוד המים. מרכיבים מגוונים אלה המהווים את מטריצת המשקעים אינם קיימים בדרך כלל כחלקיקים נפרדים אלא כאגרגטים. דפוסי ההתאמה של יסודות קורט עם מרכיבי מטריצת המשקעים הם מגוונים. הם יכולים להיספג על משטחי חלקיקים, להיות נוכחים בסריגים של מינרלים ראשוניים או משניים, או להיות נעולים בחומר אמורפי.

ישנם מספר מאמרים בספרות המתארים את גורלה של הנחושת באגם/מאגר לאחר הטיפול בנחושת, להלן סיכום של מחקרים אלה.

מנגנון של שקיעה

מתוך הנתונים על שימוש בנחושת כקוטל אצות באגם אואונדגה, הנחושת הוסרה מעמוד המים די מהר בפחות מ-10 ימים. הסרת המתכת המומסת מעמוד המים היא באמצעות שני מנגנונים. הראשון הוא דיפוזיה מעמוד המים לסדימנטים התחתונים. השני הוא דרך ההתיישבות במשקע של המתכת הקשורה לחלקיקים. המתכת המומסת סופחת תחילה את הסורבים לחלקיקים בעמוד המים וחלקיקים אלה מתיישבים על המשקע. הסיבה שההסרה נמשכת היא כי חלקיקים חדשים נכנסים לטור המים. הם גם נוצרים בטור המים, כגון אצות שנכנסו אל עמוד המים תוך כדי תנועה, או מתחדשות מן המשקע. חלקיקי מתכת חדשים נוספים מתיישבים על המשקעים ובכך הם ממשיכים את תהליך הסרת המתכת מעמוד המים.

אגם מונונה, ויסקונסין (סאנצ’ז ולי, 1978).
אגם מונונה הוא האגם השני בשרשרת של ארבעה אגמים הממוקמים ליד מדיסון, ויסקונסין. זהו אגם מים קשים הממוקם בתוך העיר. עומקו המרבי של האגם הוא 22 מ’ עם עומק ממוצע של 8 מ’. מי האגם מגיעים בעיקר מן היציאה של אגם מנדוטה ומן העיר מדיסון (המים והשפכים המנוקזים מן העיר -שפכים שהגיעו אל האגם מן העיר מדיסון בזמנים שונים בשנים 1900 עד 1950). הימצאותם של השפכים במים גרמה להיווצרות של כמויות גדולות של חומרי הזנה מימיים, דבר שהביא לייצור אצות במים הפתוחים של האגם. במאמץ להפחית את גדילת האצות המופרזת (ב 50 שנה), העיר מדיסון השקיעה בטיפול באגם למעלה מחצי טון של סולפט נחושת. דגימות נאספו מתוך עמוד המים וכן משקעים. המסקנה היתה כי כמויות גדולות של נחושת שנוספו לאגם מונונה לא הביאו להצטברות של נחושת כלשהי בעמוד המים. למעשה, כמות הנחושת של מי האגם היתה דומה לזו של אגמי מים קשים אחרים אשר לא קיבלו נחושת גופרתית. נראה כי גורם השליטה העיקרי בריכוזי הנחושת באגם זה (תחת תנאים אוקסיים) הוא משקעים של נחושת כמו פחמתי בסיסי. בתנאים נוגדי חמצון, התמוססות הנחושת נראית די מוגבלת כתוצאה מהשפעת הגופרית.

סאנצ’ס ולי מצאו כי משקעי האגם פעלו ככיור לנחושת. עד 650 מ”ג / ק”ג נחושת נמדדה בעומק של 60 ס”מ במשקעים. ב 95 ס”מ עומק משקעים, תוכן הנחושת ירד בחדות ל 6.1% מן הערך המקסימלי. מאז הפסקת הטיפול בנחושת, הצטברות משקעים חדשה כיסתה את הסדימנטים הישנים יותר בנחושת.

בעוד מחקר אגם מונונה לא ניסה לבצע הערכה כמותית של כל ההשפעות השליליות האפשריות לטווח הארוך מהשימוש בנחושת גופרתית לשם שליטה באצות, באופן איכותי, בהתבסס על תוצאות המחקר על כימיה סביבתית של הנחושת שנוספה לאגם, איכות המים בקריטריונים שפותחו ממחקרים שנועדו לזהות השפעות תת-קטלניות כרוניות של נחושת על אורגניזמים מימיים והעובדה כי אגם מאנונה הינו מקום מעולה לספורט הדיג, ניתן להסיק כי לא היו תופעות לוואי לטווח ארוך הנובעות השימוש של נחושת גופרתית לשם שליטה באצות.

אגמי פיירמונט, מינסוטה. (הנסון וסטפן, 1984).

אגמי פיירמונט (אגם ג’ורג’, אגם סיסטון, אגם באד, אגם הול ואגם אמבר) ממוקמים בדרום מרכז מינסוטה ויוצרים מחרוזת של גופי מים רדודים מחוברים עם שטח פנים של בין 84 ל 554 דונם. שימושי הקרקע סביב פרשת המים הם כ- 85% שטחים חקלאים ו 15% של שטחים עירונים. למי האגם ישנה קשיות כולל של כ 200 עד 300 מ”ג / L CaCO3 ו אלקליניות סך של 150-200 מ”ג / L כמו CaCO3. הטיפול הראשון בנחושת גופרתית באגמי פיירמונט נערך בשנת 1921 ונמשך עד 1979. במהלך תקופה זו, למעלה מטון של נחושת הוכנסה לאגם. מכל אגמי פיירמונט, אגם באד ואגם הול ​​קיבלו את הכמות הגדולה ביותר של סולפט נחושת, 1.22 ו 1.58 מיליון פאונד, בהתאמה. מחלקת הבריאות של מינסוטה סקרה את אגמי פיירמונט ב -1964 ומצאה את ריכוז המשקעים המקסימלי הבא של נחושת (במיקרוגרם / גרם): ג’ורג ‘לייק, 2000; אגם סיסטון, 1000; באד לייק, 5600; האגם הול, 1200; אמבר לייק, 170. משקעי האגם נבדקו שוב ב -1981 לאחר חפירתם של  אגמי ג’ורג’, סיסטון ובאד הם קיבלו עד שמונה שנים של טיפולי נחושת. להלן הריכוז הממוצע (ב μg / g) שנמצא: ג’ורג’-233; סיסטון-300; באד-943; הול-919; ואמבר-162. ריכוז הנחושת במשקעים ירד ככל שהעמיקו לדגום.

אגם מתיוס, קליפורניה.

אגם מתיוס משמש כמאגר סופי לאקוודוקט של נהר קולורדו ומספק מים לשני מפעלי טיפול המופעלים על ידי המטרופולין במחוז דרום קליפורניה (MWD). המאגר בעל קיבולת של 182,000 דונם והוא פועל בעיקר במצב זרימה. המאגר נמצא במקום כ 55 שנים וקיבל כמעט 4.4 מיליון פאונד של סולפט נחושת (כמו CuSO4.5H2O) במשך 15 השנים האחרונות.

דגימות מים שנאספו מאגם מתיוס בשנת 1995, כשנה לאחר היישום האחרון בשימוש בנחושת, מצאו ריכוזי נחושת של 1-2 מיקרוגרם / L, בעוד ריכוזי המוצא היו בדרך כלל 3-4 מיקרוגרם / L, דבר המצביע על שטף נטו מן המשקעים עד לעמוד המים מעל. דגימות המשקעים שנאספו הכילו 50-1200 מיקרוגרם / גרם נחושת ואילו במקביל סך כל ריכוז נקבוביות נע בין 5-40 מיקרוגרם / L. תוצאות אלו מצביעות על כך שהתוספות ההיסטוריות של CuSO4 לשליטה באצות באגם מתיוס גרמו לריכוזים גבוהים בתוך ההמשקעים והם בתורם משמשים כמקור של נחושת לעמודי המים שמעליהם.

בשנת 1995, MWD השתמשו בלמעלה שני טון של נחושת (כמו CuSO4.5H2O) לטיפול באצות. הריכוז הכולל של נחושת בדגימות שנאספו מהמאגר גדל מ 2-17 מיקרוגרם / ליטר לאחר השימוש בנחושת ולאחר מכן ירד בהתמדה עד 3 מיקרוגרם / L כשבועיים אחרי. ניטור של סך ריכוזי הנחושת בשילוב עם אומדני הזרימה, מאפשר את חישוב שיעור יצוא הנחושת מן המאגר לאחר הטיפול. כ-10% מהנחושת הנוספת הוצאה מהמאגר לאחר כ-10 ימים, ואילו המסה המצטברת של הנחושת שהוצאה מן המערכת עלתה ל -20% לאחר שלושה חודשים. מעקב מתמשך אחרי דגימות הנחושת מוצא כי יציאת הנחושת מן המאגר המשיכה הרבה לאחר הטיפול.

דגימות שנאספו למדידת הצטברות נחושת מצאו כי ריכוז הנחושת במשקעים ירד ככל שהעמיקו לדגום והערכים נעים בין 100-550 מיקרוגרם ב 5 ס”מ העליונים, לבין 10-20 מיקרוגרם בעומק של 15-20 ס”מ.

ישנם מעט מאוד נתונים על גורלם הסביבתי ויציבותם של פורמולציות נחושת במערכות מימיות זמינות, אבל הרבה עבודה נעשה עם נחושת אנאורגנית (USACE 1985). חריג הוא הלר et al. (1983). חוקרים אלה עקבו אחר שאריות נחושת (Cutrine) בשני מגרשים של עשרה דונמים (4 גלונים, 3.6 ק”ג / דונם) ומחוץ למגרשים במפרץ קינגס בנהר קריסטל שבפלורידה. עקב שיעורי זרימה גבוהים, רוב השאריות שנמדדו היו עם מגבלות זיהוי וקשה היה להבחין במגמות. נחושת לא נסחפה לפחות 150 מטרים מן המגרשים אבל לא היתה הצטברות ניכרת של נחושת במים, צמחים או משקעים זוהו למרות השימוש בנחושת במערכת זו במשך 15 שנים.

משקעים

הנחושת תתמיד במשקעים, רק חומרי הזנה אורגנים יהיו כפופים להתכלות ביולוגית. אף אחד לא חקר את התופעה הכמותית בנחושת אורגנית. עם זאת,( et al. 1980) מצאו כי בין 29% ל 95% של חומרי ההזנה התעשיתיים NTA, EDTA, DPTA קורסים לאחר 173 ימים. הופמן ואחרים (1982), שיערו כי הקוטרין שומרת על הרעילות שלה על ידי שחרור איטי של נחושת באמצעות פוטוליזה.
ethanolamine. USACE (1985) אמר כי מאזן החומציות מתפרק בחומציות בערכים של פחות מ 6 וניסויים ראשוניים ב DNR מאשרים את התופעה.

נחושת ברמות הידועות כבעלות רעילות במים אוליגוטרופיים עלולה להפוך מורכבת ובלתי מזיקה לחלוטין במים אוטרופיים או במשקעים (Crecelius et al 1982) תחת תנאים של חוסר חמצן. כמויות גדולות של מתכות משוחררות אך עם זאת, Elder ו Horne (1978) רואים כי הדור של מימן גופרתי משנה באופן דרמטי את הדינמיקה של הנחושת בגלל הזיקה הגבוהה של הנחושת וחוסר המסיסות הקיצונ. כך מליטה גופרתית מונעת ביעילות שחרור של חומר שהיה אגור בקרקעית במהלך קיפאון בקיץ באגמים. בניגוד חד-משמעי לתעבורה הקבועה לכאורה של הנחושת אל המשקעים, הראה כי Prepas and Murphy (1988)  הנחושת מטיפולי CuSO4 בבריכות שנה אחת קודם לכן חזרה למים הפתוחים וזה קשור בדרך כלל לריכוז החמצן המומס אל מתחת ל -2 mg / l . מחברים אלה מצאו ריכוזי נחושת אפיזודיים ל- 99 ug / l בבריכות מים שלא טופלו או בבריכות שלא טופלו לאחרונה. Hutchinson (1975) ציינה גם את הופעתה מחדש של נחושת במים בניסויים במעבדה, ככל הנראה עקב פירוק חיידקים של החומר האורגני שאליו נחשפה הנחושת. פעולה מיקרוביאלית במשקעים או באור אולטרה סגול על פני המים עשויה להתיר קשרים אורגנים ולחדש את היונים הרעילים (Hutchinson 1975, Crecelius et al 1982).

נחושת הקשורה לשברים אורגנים של משקעים נחשבת כלא זמינה למזיני ההשעיה, עם זאת, כמות קטנה של נחושת בצורות אורגניות או מורכבות בצורה חלשה (כלומר מסיס בחומצה אצטית של 2.5%) נראית זמינה לצדפות ושרימפס (Crecelius et al 1982). ישנם כנראה קשיים בחיזוי הזמינות הביולוגית של מזהמים קוטביים בסדימנטים. לדוגמה, מהעבודה הקודמת עולה כי קוטל העשבים הימי diquat נקשר בהליך כמעט בלתי הפיך לקרקעית, והוא אינו זמין ביולוגית. ברמינגהאם וקולמן (1983) מצאו שקוטלי פטריות יעילות ב-7% מהקיבולת של המשקעים שנבדקו. ברור כי יש לחקור את הדבר לפני יציאה בהצהרות גלובליות על הזמינות הביולוגית של משקעים בקרקעית מזוהמת.

ישנם חששות כי שימוש בחומרים מקשרים תגרום לשחרור של חומרי מתכות שהיו אגורים בקרקעית והפיכתם לגז או נוזל (Means et al 1980: Rabe et al 1982). התוצאות הראו עלייה גדולה של ברזל ומנגן, אך הריכוזים של הנחושת הדלילה ירדו. ניסוי דומה שנערך על ידי Zitco וקרסון (1972) עם NTA של משקעים בקולומביה הבריטית, מצאו שיחרור משמעותי של נחושת ומתכות אחרות שהיו בקרקעית, דרגת השיחרור היתה קשורה לסוג המשקע.

5) השפעת קורוזיה על צינורות.

ספרות המחקר בתחום זה לא מספקת הרבה מידע, עם זאת היו מספר דיווחים אשר הדגישו את ההשפעות המאכלות של תרכובות נחושת על צנרת פלדה ובטון.

השפעת קורוזיה של נחושת על צינור פלדה מגולוון

עלות הטיפול בקורוזיה של צנרת ציבורית ושל צנרת ביתית לתעשיית אספקת המים הציבורית בארה”ב נאמד ביותר מ -700 מיליון דולר בשנה. עופרת וקדמיום הן שתי מתכות רעילות שנמצאות במי הברזים וזאת כמעט לחלוטין בשל קורוזיה, שלוש מתכות אחרות, בדרך כלל נוכחות בגלל קורוזיה. המתכות עלולות לגרום לכתמים במיכל האחסנה או לטעם מתכתי, או לשניהם. נחושת עלולה לגרום לכתמים כחולים וטעם מתכתי, ברזל לכתמים אדומים-חומים וטעם מתכתי ואבץ לטעם מתכתי. סוגים רבים של קורוזיה וסוגי חומרים שאיתם באים המים במגע יכולים להפוך את הבעיה למורכבת יותר.

כשלים בצינורות פלדה מגולוונת בבתים חדשים היו הבסיס לתביעות במהלך שנות ה-70 של המאה הקודמת.  מ 1980 עד 1982, ה-USEPA תמך במחקר גדול במטרופולין של דרום קליפורניה על השפעתה של הנחושת (בצורה של גופרית נחושת), שהייתה בשימוש לבקרת אצות במאגר אספקה עם קורוזיה בצינורות פלדה מגולוונים וחום במערכות המים. במסגרת המחקר נכללו לולאות צינור גדולות הכוללות צנרת מגולוונת ותנורי מים חמים. (Fox et al, 1986, McGuire et al, 1980)

ציפויי מתכת וקורוזיה

רוב בעיות הקורוזיה וההקרמה קשורות למי תהום. מי התהום שונים בהרכבם באופן משמעותי מאזור אחד למשנהו, הבעיות הנגרמות הן לכל הפחות קורוזיה קלה, אך גם קורוזיה שעלולה לתקוף את הברזל קשות ואף להשפיע על מתכות עמידות יותר. קורוזיה היא בעצם תהליך אלקטרוליטי אשר מתקיף וממיס את משטח מתכת. שיעורה של הקורוזיה תלוי במגוון של משתנים ושיווי המשקל בינהם, כמו כן, הוא יכול ליהיות מושפע מגורמים פיזיים מסוימים כגון מהירות, טמפרטורה ולחץ. רוב בעיות הקורוזיה קשורות למים עם מליחות נמוכה; רוב בעיות ההידוק קשורות למים עם מליחות גבוהה יותר.

סוגים אחרים של מי התהום עלולים לגרום לכמויות בלתי רגילות של חומרים אורגניים ואנאורגניים שייתפתחו על הציוד ובתוך בארות. התפתחות זו עשויה להגביל את מעבר המים. אף על פי שמגוון אינסופי של מוצקים ומסיסים יכולים לגרום להשפעות הללו, הנפוצים ביותר הם חול, סחף, ברזל וגידולים ביולוגיים. תהליכי הקורוזיה והאקרוציון מורכבים ואינטראקטיביים. מסיבה זו, אין מבחן בודד יכול להוות כאינדיקציה חיונית לפוטנציאל אורך החיים של הציוד. עם זאת, בדיקות ביצועים מואצות מסוימות ואינדיקאטורים כימיים הוכיחו שהם בעלי ערך רב בתכנון ובבחינת הציוד. בהתחשב בעלויות הגבוהות של ציוד לבנייה וציוד להשקיה, רצוי ליישם את כל מבחני האינדיקטורים הידועים ולנקוט בשמרנות בתכנון הפיתוח. בגלל האופי המשתנה של הבדיקות, מוצע להשתמש במדריכי ייחוס בעלי מוניטין כדי לבצע את ההערכה. אחד המדריכים האחרונים הוא קורוזיה ו אנקראקציה ב Water Wells: הערכה, חיזוי ובקרה (קלארק 1980). אמנם מדריך זה עוסק בבארות מים, אך הוא יכול להיות ישים גם על ציוד השקיה.

קורוזיה בבטון

קורוזיה בבטון מתרחשת כתגובה כימית על ידי התרחבות המובילה להיווצרות של תרכובות אשר תופסות נפח גדול יותר מאשר תרכובות הבטון המקורי, ובכך נגרם לחץ פנימי אשר בסופו של דבר הורס את הבטון על ידי נפיחות. סוגי נחושת רבים הם סיבה ידועה לסוג זה של קורוזיה. הגופרתים נוטים להשתלב עם כמה תרכובות סידן ואלומיניום במלט או בגבס, דבר אשר גורם לבטון להתנפח. יש לציין כי כמה מהסולפטים הם בעלי פוטנציאל אגרסיבי יותר מאחרים; אלו הם המגנזיום והאמוניום סולפט. התוקפנות מוגברת על ידי MgSO4 ו- NH4SO4 ונובעת מכך שהם מפרקים את הסיליקט של הסידן הידראטיד (סוג II), וזאת בנוסף לתגובה עם האלומיניום והסידן ההידרוקסידי בבטון. הפעולה של גופרית אמוניום עשויה להיות משופרת בנוכחות ניטראט. שניהם עשויים להיות נוכחים באספקת מים במיוחד בפסולת תעשייתית או בנזילות ממאגרים חקלאים.

כמו מתכות, תהליכי קורוזיה של בטון הם מורכבים, ולכן, אין בדיקה בודדת או מדד שיכולים להוות אינדיקטור. הוצעו קווים מנחים להערכת פוטנציאל המים לתקיפת הבטון. אלו הן הערכות יחסיות של תוקפנות של מים ממקור טבעי, בעיקר לא נלקחת בחשבון ההתנגדות של הבטון לקורוזיה.
ההמלצה היא כי גם אם רק אחד הערכים מצביע על פוטנציאל, הערכה נוספת צריכה להיעשות.

הערכים להערכת האגרסיביות של מים וקרקעות

Test        Intensity of attack

None to slight        Mild        Strong      Very Strong

Water 

pH        >6.5       6.5 – 5.5     5.5 – 4.5<4.5

Lime-dissolving carbonic acid (CO2), mg/l        <15        15–30                   30–60        >60

Ammonium (NH4), mg/l        <15        15–30                   30–60        >60

Magnesium (Mg), mg/l        <100        100–300        300–1500        >1500

Sulphate in water (SO4), mg/l        <200        200–600        600–3000        >3000

Soil 

Sulphate in soil (air-dry) (SO4), mg/kg        <2000        2000–5000         >5000

הנתונים מ-Biczok-1972

6) השפעת הביופילם על צינורות.

ביופילם ונחושת גופרתית

לנחושת גופרתית יש פוטנציאל להרוג את הרכבי חיידקי האצות של הביופילם במובילי מים, הנחושת גם עלולה להביא לשחרור על ידי סילוק הביופילם המת וערבובו באספקת המים, המחקר הספרותי לא מצא שום התייחסות לסכנה הפוטנציאלית. עם זאת יש התייחסות לסכנה של חיידקים שהגיעו לתוך המים לאחר טיפול עם קוטלי אצות.

מי שתייה מטופלים בחומרים מחמצנים כימיים כדי למלא מגוון רחב של מטרות, כולל: שליטה על גידול ביופילם, הסרת צבע, בקרת ריח, שיפור קרישה, הפחתה וחמצון של ברזל או מנגן. היישום הקריטי ביותר של חמצון כימי הוא לחיטוי. הכימיקלים המשמשים בדרך כלל בטיפול במים העירוניים הם כלור, כלוראמינים, אוזון, דו תחמוצת כלור ופרמנגנט אשלגן.

ביופילם הינו צבר מורכב של מיקרואורגניזמים וחיידקים המחוברים למשטח באמבטיות ובריכות המכילים חיידקים שונים, וירוסים, רפש, עובש, טפילים, כמו גם לכלוך סוכרים אשר מוסיפים להידבקות על פני השטח. הביופילם גדל בסדקים בתוך הצנרת ויוצר שכבת רפש חלקלק על הג’קוזי או על משטח הבריכה. החיידקים בתוך הביופילם מוגנים מפני חומרים אנטי מיקרוביאליים כגון כלור, ברום, biguanides, חומרי הדברה וכו’. חיידקים אלה מהווים סכנה לשחיינים ולמתרחצים, אם הם משתחררים אל תוך המים הם יכולים לזהם לפני שהחיטוי יקטול אותם. לכן חשוב להימנע מהם מלכתחילה. לאחר שהביופילם נוצר, זה יכול להיות קשה מאוד להסירו. למעשה, ברוב הפעמים, יש לשטוף בכלור ולחטא את הבריכה או הג’קוזי.

ביופילם היא בעיה הולכת וגדלה עבור מים לשתיה שבהם רפש יכול להצטבר בקלות. ביופילם היא גם בעיה בקווי מים ובמערכות ההפצה, שם הוא יכולה לתרום לצמיחה של חיידקים מזיקים ולגרום לבעיות במים. ביופילם עשוי גם להיות בעיה בקווי מים גולמיים שאינם מטופלים, שבהם המרחק למפעל לטיפול במים ממקור המים עשוי להיות באורך של כמה קילומטרים. חיידקים טבעיים במקור המים יכולים ליצור ביופילם בקו ולגרום לבעיות רבות.

חמצון כגון מי חמצן ודו תחמוצת הכלור שימשו כדי לטפל ולהשיג שליטה בביופילם במערכות העירוניות. דו תחמוצת כלור הוכחה כיעילה מאוד בשמירה על אוסמוזה הפוכה (RO) בממברנות ומסננים.

7) כשלים במערכות אספקת מים כתוצאה משימוש ב- CuSO.

הכישלון בטיפולי נחושת גופרתית לרוב אינו מדווח בספרות (לרוב החוקרים יש חששות רציניים מפרסום שאינו נכון!) הדיווחים בדרך כלל יופיעו בדוחות כדברים שאין לעשות. הכשלים בשימוש בנחושת גופרתית לבקרת פריחת אצות פריחה מתחלקים לשלוש קטגוריות עיקריות ומסוכמים להלן.

1) השפעות רעילות

א) הרעלה כתוצאה של בליעה ישירה CuSO4 לאחר טיפול במים.

ב) ההשפעה כתוצאה משחרור פתאומי של רעלנים מכחוליות במהלך הטיפול במאגרים עם נחושת גופרתית וההשפעה רעילה על בני אדם ובעלי חיים אשר מתועדת בסעיף על “רעילות לבני אדם”.

ג) אי חימצון של גוף המים עקב כמויות גדולות של אצות רקובות וכתוצאה מכך מוות של דגים.

2) טעויות בטיפול

תוצאות טיפול גרועות הנגרמות בעיקר בשל התנאים הכימים של מים קשים במאגרים מסוימים, ושיעורי מינון שגויים או מוערכים לא נכונה. (ראה דוגמה להלן)

3) סביבה

הנזק ארוך הטווח לסביבה עקב הצטברות משקעים (סעיף 7), הרעלת דגים וצפת (סעיף 6), עמידות מוגברת של אצות, טיפול לא יעיל והופעה חוזרת מהירה של בעיות תלויות הדורשות טיפול יקר יותר.

תגובות האגם כולו לרמה נמוכה של סולפט נחושת גופרית

Effler,S.W.; Litten,S.; Field,S.D.; Tong-Ngork,T.; Hale,F.; Meyer,M.; Quirk,M.

Water Res., 14(10), 1489-1499, (1980)

ההשפעה של 3 יישומים ברמה נמוכה של נחושת גופרתית באגם קזנוביה שבניו יורק נעשה באמצעות תוכנית ניטור בתדירות גבוהה. פרמטרים מנוטרלים כללו:
(1) filtered and total Cu; (2) phytoplankton identification and enumeration; (3) chlorophyll-a; (4) in situ SUP-14 C assimilation; (5) bacteria numbers; (6) zooplankton identification and enumeration, (7) macrophyte nutrient status and (8) filtered reactive and total P. The low level application caused only small increases (max 5 g/l) of short duration (2-5 days) in filtered Cu.

הטיפולים נכשלו בפעולת אלצהייד יעילה באוכלוסיות היעד של הפיטופלנקטון באגם, אך הם גרמו ללחץ ולשינויים בטווח הקצר בתהליכי הירושה הטבעיים העונתיים באוכלוסיות אלו. לא נמצאו תגובות ברורות לזוופלנקטון, מקרופיטים שקועים או עמודות מים חוו ירידה דרמטית בחיידקי טור המים שהתרחשה מיד לאחר כל טיפול, דבר המצביע על השפעה שלילית ישירה. אוכלוסיות הפיטופלנקטון והחיידקים התאוששו תוך שבוע אחד ומספר ימים בהתאמה.

מוצרים שוטפים. סוגים שונים של CuSO4 זמין, קריסטל, נוזלים ונחושת מזינה.

Algaecides

סעיף זה מציג את רוב המוצרים המסחריים הזמינים. ישנם ספקים רבים באינטרנט, אבל מצאתי אחד שהיה טוב במיוחד: GEORGIA PESTICIDE PRODUCT REGISTRATION DATA at https://www.kellysolutions.com.

SCI-62® is registered with the U.S. EPA EPA Reg. No. 61943-1

Water Specialist®  מספק גופרית מומסת במלואה, מוצר אשר מציע שיפורים משמעותיים על פני אחרים קוטלי אצות נחושתיים. למוצר זה – SCI-62®, טיפול בנחושת נוזלית, יש יתרונות רבים על חומרי הדברה נוזליים. החומר מתפזר עצמית הן אופקית ואנכית לאורך עמוד המים, קל למדוד את ריכוזי הנחושת, דיוק בשיעור הטיפול הנכון עבור מינים ספציפים של אצות וחיידקים.

טרום טיפול אפשרי מכיוון שאפשר ליישם את הטיפול לפני פריחת האצות. השליטה לטווח ארוך אפשרית ללא טיפול קבוע, ובכך להקל על החששות מזיהום משקעים בשל השימוש המורחב בנחושת.

SCI-62® רשום כאלרגיד / bactericide עם ה- EPA בארה”ב, ומאושר ל- ANSI-NSF Standard 60 כתוסף למים ולטרום טיפול במאגרי מי שתייה כדי להשיג:

– הפחתת מבשרי THM

– ניקוי המסננים על ידי הקטנת העכירות הנגרמת על ידי החיידקים האורגנים.

– צמצום אצות פלנקטוניות וחיידקים שגורמים לטעם רע ולריחות.

– להבטיח שליטה לטווח ארוך ללא טיפול יתר.

SCI-62® הוא טיפול במים ידידותי לסביבה ואינו רעיל לבני אדם ולדגים כאשר משתמשים בו בהתאם להוראות. הוא עונה על הציפיות של מפעילי מים המנסים לפעול במסגרת ההגבלות והדרישות המשפטיות בנושא המים ההולכות וגדלות מיום ליום.

זמין ב:
TRAMFLOC, INC.

P.O. Box 350   Tempe, AZ   85280-0350

Telephone: 480-491-6895     Fax: 480-456-1664

Toll Free: 800-613-6803

water@tramfloc.com

Clearigate: קוטל עשבים. יעיל מאוד בשליטה על אצות נימה, אצות פלנקטוניות ומגוון של צמחים הצפים על המים וכאלה שגדלים בתוכם. אין הגבלות על השימוש במים לאחר הטיפול. זמין במיכלים של חמישה גלונים.

Cutrine Plus: קוטל אצות נחושתי יעיל נגד מגוון רחב של מיני אצות ומומלץ לשימוש במים קשים. אין הגבלות על השימוש במים או על הצריכה בעקבות הטיפול. (הכמויות בטיפול: 0.6-1.2 גלונים לכל דונם רגל של מים שטופלו). על בסיס זה, Cutrine-Plus הוא 13.6% יותר פעיל מאשר קוטל אצות נחושתי המכיל 0.8 ק”ג של נחושת אלמנטלית לגלון. Cutrine- פלוס הוא למעשה פטנט וזמין בשוק של היום. המוצר בעל חיי מדף ארוכים ותואם למגוון רחב יותר של תכונות מים והוא פחות מאכל לציוד הטיפול מאשר מוצרים אחרים. יתרונות אלו אינם מושפעים לרעה כתוצאה מפעילות חומצית. עם רמת חומציות של 10.5 pH (הגבוהה ביותר בתעשייה) ה- Cutrine-Plus הינו המתאים ביותר למים. מבין כל המוצרים בקטגוריה, ה- Cutrine-Plus הינו המוצר היחידי שנוסח כפטנט. . זמין במיכלים של- 1, 2.5 ו-5 גלונים.

1 גלון – $ 25.00

2.5 גלון – $ 61.99
5 גלונים – $ 123.98

K-Tea: זהו נוזל 8% קוטל אצות נחושתי, הפועל נגד אצות פלנקונטיות, פילמנטיות, מאקרו.
K-Tea יעיל לטיפול במים קשים באזורים שעשויים לשמש לדייג, שחייה, שתייה והשקיה. K-Tea הוא שחקן מוכח עם כמעט ללא הגבלות לאחר הטיפול כגון אזורי חיץ או עיכוב בשימוש. מייד לאחר הטיפול מתאפשרת הגישה למים למטרות שתייה. ניתן להשתמש ב- K-Tea בבריכות נוי, בריכות דגים, בריכות השקיה וכו’, כמו גם לאגמי מים מתוקים, מאגרי דגים, מאגרי מים שפירים ומערכות השקייה וחקלאות. K-Tea שולט בבעיות נימיות ופלנקונטיות מטרידות, המתרחשות בגופי מים עומדים או כאלה שהזרימה בהם איטית.
זמין במיכלים של 2.5 גלונים.

2.5 גלונים – $ 55.95

Captain Aquatic Algaecide: מוצר לשליטה על אצות פלנקונטיות ופילמנטיות וצמחים ווסקולריים מסוימים במקורות מים, אגמים, נהרות, מאגרים, בריכות, גופי מים בהירים או זורמים, מערכות השקייה וחקלאות (תעלות, לרוחבים ותעלות), דגים , בריכות במסלולי גולף, בריכות נוי, בריכות שחייה, ובריכות דגים.

רכיבים פעילים:

פחמן נחושת ……………………………. ………… 15.9%

מרכיבים אינרטיים …………………………………..84.1% סה”כ………………………………………………… 100.0%

סיכונים סביבתיים כגון רעילות דגים תלויים בקשיות המים. במים רכים, דגי פורל ומינים אחרים של דגים עלולים למות עם הכמויות המומלצות לטיפול שמצויינות על התווית. אין להשתמש במים המכילים פורל או מינים רגישים אחרים אם קשיות פחמתי של מים הוא פחות מ 50 עמוד לדקה. רעילות דגים בדרך כלל פוחתת כאשר קשיות המים עולה. יש להתייעץ עם גורם מוסמך ואחראי לפני השימוש במוצר זה במים ציבוריים. אין לטפל ביותר ממחצית האגם או הבריכה בעת ובעונה אחת, וזאת כדי למנוע דלדול של רמות החמצן לצמחייה. אין להשתמש במוצר זה באופן ישיר, או לאפשר לו לבוא במגע עם הצמחיה כדי שלא תפגע. יש לשטוף את הציוד באופן יסודי לפני ואחרי כל שימוש. שימוש במוצר זה באופן שאינו עולה בקנה אחד עם התוויותיו מהווה הפרה של החוק הפדרלי.
Captain Aquatic Algaecide הוכח כיעיל בשליטה על מגוון רחב של אצות. מוצר זה הוכח כיעיל גם לשליטה על צמחים מימיים. האתנולמינים במוצר זה מונעים את משקעי הנחושת והפחמן במים. מומלץ לשימוש במים רכים (פחות מ 50 ppm בסיסיות) ובריכוז גבוה יותר במים קשים (מעל 50 ppm אלקליות). הגבלות לשימוש במים קיימות אם המים המטופלים הם מקור למים שפירים. שאריות הנחושת לא יחרגו מ -1 ppm. ניתן לטפל במוצר זה במים המשמשים לשחייה, לדיג, לשתייה, להשקיית בעלי חיים, השקיית דשא, צמחי נוי או גידולים וניתן להשתמש במים שטופלו מיד לאחר סיום הפעולה.

לקבלת שליטה יעילה וריכוז כימי ראוי משטח הטיפול צריך להישמר למשך מינימום של שלוש שעות. הכמויות לטיפול המופיעות בתרשים מבוססות על מצבי זרימה סטטיים או מינימליים. כאשר מתרחש דילול משמעותי או אובדן מים מזרימה בלתי מבוקרת במשך זמן הטיפול (3 שעות), ייתכן שיהיה צורך לזהות ולמדוד את הכימיקל באצות כאחד מהסוגים הבאים: פלנקונטית (מושעה), נימית ( mat-forming), או Chara / Nitella. יש לקבוע את השטח באקרים (1 דונם = 43,560 מ”ר רגל) עם עומק ממוצע. יש לעיין בתרשים שלהלן כדי לקבוע את כמות הגלונים שבהם יש להשתמש בטיפול על כל פני השטח. עבור ריכוזים צפופים של אצות ואצות נימה יש להשתמש בכמות הגבוהה ביותר בטווח. עבור אצות פלנקטוניות ומחצלות אצות נימה, הכמות לשימוש צריכה להיות מבוססת על טיפול רק במשטח העליון, 3 עד 4 מטרים של מים שבהם האצות גדלות. בתנאים של התפשטות רבה, יש לטפל רק ב- 1/3 עד 1/2 של גוף המים בכל פעם, כדי למנוע חנק דגים שנגרם על ידי דלדול חמצן מן האצות המתפוררות. לפני השימוש, יש לדלל את הכמות הנדרשת של מוצר זה עם מספיק מים כדי להבטיח פיזור יעיל של החומר. לקבלת התוצאות היעילות ביותר יש לפעול במזג אויר בהיר ושמש, כאשר טמפרטורת המים היא לפחות 60F. יש השתמש ביד או במרסס כוח מותאם. הריסוס יעשה על קו החוף כדי להימנע מלכידת דגים.

יש לבחור את הכמויות המתאימות  בהתאם לתרשים להלן:
*כמויות טיפול בגלונים לאקר:

Type of species          PPM Copper          Gallons per acre foot

Planktonic                     0.2                      0.6 – 1.5

Filamentous                  0.2 – 0.6              0.6 – 1.8

Filamentous                  0.4 – 0.8              1.2 – 2.4

 

הכמויות בטיפול חייבות להימנע מריכוז של יותר מ -1.0 ppm נחושת בתוך המים מטופלים.

ההצעות הבאות חלות על השימוש במוצר זה כאלגסייד או כקוטל עשבים בכל אתרי הטיפול המאושרים.
ליעילות אופטימלית:

¥ החל מוקדם ביום שמשי עם תנאי מזג אויר נוחים כאשר טמפרטורת המים היא לפחות 60F.

 ¥ החל את הטיפול כאשר הצמיחה מתחילה להופיע או להוות מטרד, אם זה אפשרי.

 ¥ החל את הטיפול באופן שיבטיח גם פיזור של הכימיקל בתוך אזור הטיפול.

 ¥ יש לסגת מהטיפול באזורים בהם הצמיחה התחילה להופיע מחדש, ניתן להמתין כשבוע עד שבועיים בין טיפולים רצופים.

¥ יש לאפשר לטיפול לפעול במשך שבעה עד עשרה ימים כדי לבחון את השפעותיו.

 ¥ השתמש בריסוס בלחץ גבוה כדי לשבור את ריכוזי האצות הצפות.
קרא בעיון את ההוראות בעלון המצורף לחומר ובצע אותן בקפידה.

AquaCure™ (Aqua Cure House, Hall Street, Southport, Merseyside, PR9 0SE) sales@aquacure.plc.uk 

אצות ים

שליטה מצוינת על אצות בבריכות ואגמים, כולל מינים שקשה לשלוט בהם, מתקבלת בטיפולים של AquaCure ™ Alticecide Aquatic מבלי להפריע לשימוש במים להשקיה או לבילוי, כולל שחייה ודיג.

ישנם קוטלי עשבים מימיים עבור אגמים, היכולים לטפל ביעילות בבעיות נפוצות.

קוטל עשבים עבור אגמים:

Hydrothol 191

קוטל עשבים אגרסיבי המשמש עבור אגמים בלבד. שולט כמעט כל האגם. עובד הכי טוב על אגמים עם תחתית חולית. ב- 40 דליים יכסה המוצר בערך 9,000 מטרים רבועים, בהתאם לעומק ולסוג העשב. החומר צריך להתפשט באופן שווה בין כל אזורי, המוצר יעיל ביותר כאשר הוא מיושם ביום עם מזג אויר נאה ורגוע.  מאושר EPA, אין הגבלות שחייה.

9) שיטות היישום באגמים.

מבוא

סעיף זה מפרט את השיטות ואת המינונים עבור נחושת גופרתית כמו כן עבור נחושת חומצת אמינו.ישנן גם טבלאות, במיוחד טבלאות מינון/קשיות של המים. ישנם מספר חזרות על השיטות בשל העובדה כי השתמשתי במספר מקורות שונים עבור מידע זה. כל אחד מהם מוצג מכיוון שישנם מספר הבדלים קטנים וסבורני שיש לקחת את כולם בחשבון בכדי להגיע למינון הנכון בשיטת הטיפול.

נחושת גופרתית

מגוון של תרכובות הקוטלות אצות ביניהן נחושת גופרתית ונחושת חומצת אמינו כגון נחושת ציטראט, שימשו לטיפול במאגרים עם אצות במשך 100 שנים. נחושת גופרתית נחשבת כקוטלת אצות  מכיוון שהיא חסכונית, יעילה, בטוחה ויחסית קלה ליישום. כמו כן, אין לה השלכות משמעותיות על בריאות האדם. המינון היעיל לשליטה על אצות פלנקטוניות וצ’איינובקטריות הוא בטווח של 0.5 – 2.0 מ”ג. המינון היעיל לטיפול במינים מסוימים במים מסוימים מושפע מגורמים כגון מצבם הפיזיולוגי של האצות, רמת החומציות, הטמפרטורה, האלקליניות וריכוז החומר האורגני המומס במים.

אצות זואופלנקטון שונות פולטות ריחות ייחודיים ועכירות הקשורים לתהליך הפירוק שלהם.
טבלה 1, מראה את הריכוזים של הנחושת הגופרתית וריכוזי הכלור הנדרשים כדי להרוג את האצות..

לאחרונה בשנת 2001, ניקולסון סיכם את נושא קוטלי האצות ואת הרכבם, כמו כן סיכומו דן בהיסטוריה של השימוש והיעילות של קוטלי האצות, להלן סיכום הממצאים:

טבלה 2: קוטלי אצות נפוצים והרכבם:

Compound                                                                           Formulation        

Copper sulphate        CuSO4.H2O

Copper II alkanolamine complex        Cu Alkanolamine.3H2O

Copper -ethylenediamine complex                     [Cu(H2NCH2CH2NH2)2(H2O)2] SO4

Copper – triethanolamine complex (Cutrine)        Cu N(CH2CH2OH)3 H2O

Copper – ethanolamine complex (Cutrine-plus)        Exact formulation is proprietary

Copper citrate                                                                Cu3[(COOCH2)2C(OH)COO]2

Potassium permanganate        KMnO4

Chlorine        Cl2

Lime        Ca(OH)2

נחושת חומצת אמינו כקוטלת אצות:

הבעיה של יעילות מופחתת של טיפול בנחושת גופרתית באנזימים במים מוכרת מזה זמן רב. נחושת חומצת אמינו קוטלת אצות פותחה כדי להתגבר על הבעיות של מורכבות ואובדן על ידי משקעי נחושת רעילים בנסיבות אלה. נחושת חומצת אמינו קוטלת אצות כדוגמת נחושת אתנולמין, נחושת אתילן-דיאמין ונחושת ציטראט (טבלה 2), זמינה בצורה נוזלית ובמקרים מסוימים בצורה פרטנית. שימוש בחומר הזנה משפר את המסיסות של הנחושת ומאפשר לה להוות פתרון גם למים המכילים אנזימים. השימוש בנחושת חומצת אמינו הוא יקר יותר מאשר השימוש בנחושת גופרתית לבד. עם זאת, השימוש בה יכול להוזיל את העלויות בפועל.

כמויות השימוש בנחושת חומצת אמינו יחסית לקוטלי עשבים נחושתיים דומים. כללי: ברוב האצות הפלנקטוניות ניתן לשלוט עם 0.25 ל 0.5 מ”ג C / L; באצות נימיות ב- 0.5-1.0 מ”ג Cu / l; צמחיים ב- 1.0 עד 4.0 מ”ג Cu / l. למרות שכמויות השימוש בנחושת גופרתית ובתרכובות של נחושת חומצת אמינו, עבור בקרת הצמחים דומות, היעילות אינה דומה. כמו כן, השימוש בנחושת בשילוב עם קוטלי עשבים אחרים להשגת שליטה, עלולה לגרום לפחות יעילות בקטל העשבים מאשר אם היתה בשימוש לבד. (Haller et al. 1983).

שימוש בבלוסטון (נחושת גופרתית) לשליטה באצות.

וויליאם א ‘וורטס, מומחה המדינה לחקלאות ימית, אוניברסיטת קנטאקי:

לעתים קרובות, הספרות הקיימת על השימוש בנחושת גופרתית אינה לוקחת בחשבון מים עם אנזימים עקב נוכחות של דגים בבריכה או באגם המטופלים. אוכלוסיית הדגים במים עם ערכי אלקליניות בסיסיים מתחת ל -50 ppm (= mg / l, מיליגרם / ליטר) רגישים לנחושת ועשויים למות אם הנחושת הגופרתית משמשת לטיפול באצות. ערכי אלקליניות מתחת ל -50 mg / l שכיחים בכל רחבי ארה”ב, במיוחד במערב קנטאקי.

בעבר, השיעור המומלץ לטיפול היה 2-6 ק”ג של נחושת גופרתית  לכל אקר מעוקב של מים עם ערכי אלקליניטי מ 150 עד 200 מ”ג / ליטר. לרוב מקורות המים בקנטקי יש ערכים אלקליניטים הרבה מתחת לזה. כל עוד אין חשש מאובדן דגים וההתוויות מתקיימות במלואן, הכמות המומלצת עבור השגת שליטה באצות מקובלת במים עם אלקלינות נמוכה.

אם שמירה על אוכלוסיות הדגים והדיוק חשובים, יש לבדוק את הבדיקות במים ולהשתמש בשיעורי היישומים הבאים:

 Total Alkalinity (mg/L)       Copper Sulphate Applied (lb/acre-foot)

Below 20                              Copper sulphate should not be used

20                                            0.6

50                                            1.3

100                                         2.0

150                                         2.8

200                                         5.5

Above 200                            Effectiveness of copper sulphate is greatly reduced

קרפיונים, דגי קרפיון, דגי זהב, פורל וסלמון מדווחים כרגישים יותר לנחושת מדגים אחרים.                לכן לא מומלץ להשתמש בנחושת גופרתית בבריכות המכילות דגים. אין הגבלות על השימוש במים המטופלים בנחושת גופרתית להשקיה, בעלי חיים או תוצרת ביתית אם היה שימוש בנחושת גופרתית בהתאם להמלצות היצרן (יש לקרוא את התווית בתשומת לב רבה).

כאשר משתמשים בנחושת גופרתית, יש לפזרה באופן שווה ככל האפשר על פני הבריכה. זה יכול להיעשות על ידי ריסוס, הנחת הכימיקלים בשק ארוג ווגרירה שלו בחבל, או המסת החומר במים ופיזורו לאט לאט מאחורי סירה החוצה את הבריכה כולה.

השימוש נחושת הינו כמו טיפול בבריכה מלאה. במילים אחרות, הריכוזה רעיל חייב עבור נפח הבריכה כולה. אם ישנה פריחה צפופה של אצות המכסה את רוב הבריכה, הטיפול בנחושת לא מומלץ ועלול לגרום למוות פתאומי של האצות. דילול החמצן עלול לגרום לריקבון האצות ומוות גם לדגה. כדי למנוע דלדול חמצן, בריכות עם כיסוי אצות של יותר מ 30% לא אמורות להיות מטופלות בקוטלי אצות. מרסס יד יכול לשמש עבור טיפולים נקודתיים בכדי לסייע בשליטה על הצמיחה. בבריכות עם בעיות אצות כרוניות או עם כיסוי 30-100%. בעת שימוש במרסס ידני לטיפול נקודתי, פתרון מרוכז או רווי יותר יעזור להפחית את הסיכון של דלדול החמצן כאשר הטיפול בבריכה מלאה אינו אפשרי; פתרון מרוכז מושג על ידי מילוי דלי 2-5 גלון עם מים והוספת נחושת גופרתית – מערבבים עד שאין יותר התמוססות. הפתרון צריך להיות מרוסס ישירות על חלקי האצות.
טיפולים נקודתיים יכולים לעזור להגביל את בעית האצות, במיוחד במים עם אלקלינות נמוכה, כל עוד השטח טופל בנחושת גופרתית בכמות של פחות מ 1/2 ק”ג לכל אקר מעוקב, הנחושת הגופרתית תיהיה קורוזיבית למיכלי מתכת.

מינים מסוימים של אצות חוטיות עשויים להיות קשים לשליטה. Simazine או Endothall עשויים גם לשמש עבור בקרת אצות. עם זאת, יש כמה הגבלות על השימוש במים עבור תרכובות אלה (יש לבדוק את ההתוויות).

אקר מעוקב הוא דונם אחד של מים עם עומק של רגל אחת. מספר המטרים בדונם מחושב על ידי קביעת מספר דונמים על פני שטח המים והכפלה בעומק הממוצע של הבריכה כולה. העומק הממוצע נקבע על ידי מדידת עומק הבריכה במספר מיקומים שונים עם מחרוזת המחוברת למשקל. מוסיפים את כל המדידות ומחלקים לפי התוצאות שנאספו. הדיוק יוגדל על ידי לקיחת מדידות ממקומות שונים רבים. חישוב הנפח בדיוק רב חשוב מאחר ומינוני הטיפול הם לעתים קרובות מעט פחות ממינון אשר יכול ליהיות קטלני לדגים.
נחושת שימשה במשך שנים רבות כקוטל אצות,יעילה בבריכות משק ובחקלאות ימית. אבל רק קו דק מפריד בין רמות טיפול יעילות באצות לבין טיפול שיהווה מנת יתר קטלניות לדגים. לא כל הדגים הם בעלי סיבולת דומה לנחושת גופרתית. לדוגמה, הנחושת הגופרתית רעילה מאוד לסלמונואידים (פורל וסלמון). גיליון זה נועד להסביר מתי וכיצד להשתמש בנחושת במערכות ימיות ואיזה אמצעי זהירות יש לנקוט לפני השימוש בה. בנחושת ניתן להשתמש כדי לשלוט באצות בריכה, כולל אצות נימיות – Spirogyra spp., Pethophora spp., ו Cladophora spp.- אצות גבוהות יותר – Chara spp. נחושת מגיעה בכמה צורות, הזולה ביותר והנפוצה ביותר היא נחושת גופרתית. נחושת זאת זו זמינה בצורית גבישית (בלוסטון), או באבקה (אבקה כחולה). כאשר נחושת גופריתית נקנית מיצרנית מסחרית של נחושת, יש לציין בקפידה את אחוז הנחושת בנוסחה. תרכובות נחושת נשארו כפתרון לטווח ארוך יותר מאשר הנחושת הגופרתית, הם נוטים לשלוט באצות טוב יותר, ונראים בטוחים יותר לדגים. עם זאת, עלויותיהן הראשוניות גבוהות יותר מאשר נחושת גופרתית. שיעורי המינון של תרכובות נחושת תלויים הן בהוראות היצרן והן בסוג הכימי (נוזלי או גרעיני). קביעת שיעורי מינון לפני השימוש בכל סוג של טיפול נחושת: ראשית, יש למדוד את הסך הבסיסי, (לא את קשיות המים), בחלקים לכל מיליון (ppm), ואת החומציות. כאשר הרעילות של הנחושת לדגים עולה סך החומציות  האלקלינית נמצאת בירידה. שיעורי המינון עבור נחושת גופרתית המפורטות להלן, מסודרים על פי רמת האלקליניות:

0-40 ppm ………………Do not use

40-60 ppm …………….0.33 ppm

60-90 ppm …………….0.5 ppm

90-200 ppm …………..1.0 ppm

Above 200 ppm ……..2.0 ppm

כמות המינון המקסימלית של סולפט נחושת היא 2.0 ppm. הערכים הם כדלקמן:

• 0.0038 גרם לגלון,

• 0.0283 גרם למטר מעוקב,

• 0.0000624 פאונד למטר מעוקב,

• 1.0 מיליגרם לליטר

• 2.7 פאונד לדונם רגל.

אם האלקליניות הכוללת היא פחות מ 40 ppm, טיפולי נחושת אינם מומלצים בגלל הסיכון לדגים. בקרת אצות במים עם רמות אלקליות גבוהות (יותר מ 250-300 ppm) ניתן לשפר באמצעות תרכובות נחושת חומצת אמינו.

יישום כימי

לאחר שכמות הנחושת הגופרתית נקבעה ונשקלה יחסית לנפח המים, יש צורך להמיסה ביסודיות במים. נחושת גופרתית היא הרבה יותר כבדה מאשר מים, ואם גבישים או אבקה פשוט נזרקים אל תוך הבריכה, הם פשוט ישקעו לתחתית, שם הבוץ של הבריכה ייקשר כימית איתה וינעל. נחושת גופרתית צריכה להיות מדוללת ככל האפשר, ויש להקפיד מאוד על הפיזור שלה, כדי למנוע יצירה של “נקודות חמות”, או אזורים עם ריכוזי נחושת גבוהים. ניתן להשתמש בשק עם נקבובית הנגרר על ידי סירה כדי להשיג אפקט פיזור טוב יותר. בעת השימוש בנחושת יש לבצע את ההוראות שעל התווית למינון הכמויות. בצורות הנוזליות ניתן ליישם ישירות על המים, יש לערבב היטב עם המים הראשון כדי להשיג דילול מירבי. כמו עם נחושת גופרתית, יש לנקוט בזהירות רבה כדי לפזרה באופן שווה על פני כל שטח הבריכה, ובכך למנוע יצירה של נקודות חמות.

אמצעי זהירות

תרכובות נחושת הן קורוזיביות ביותר למכלי פלדה; ולכן, הקפידו לשטוף היטב מכלי פלדה לאחר השימוש בהם. מגע עם העור והעיניים עלול להיות מעצבן. היזהר גם בעת הטיפול בבריכות שמהן שותות כבשים: לכבשים ישנה עמידות נמוכה לרכיבי נחושת וחשיפת יתר עלולה להיות קטלנית עבורן. בבריכה עם אצות, טיפולי נחושת עלול לגרום לריכוז החמצן לרדת ובכך יכול להיגרם מוות לדגה. אצות בריכה הם מקור עיקרי של חמצן, וכאשר האצות מוצאות, מקור החמצן יוצא גם כן. אם אתה מטפל בבריכה שלך בנחושת, אז יש לטפל בסדרה של מנות קטנות לאורך זמן. שיטה אחת היא לטפל בכל פעם ברבע עד לשליש מהאזור, לחכות 10-14 ימים, לטפל שוב, ולחזור עד ששיעורי המינון הרצויים מתקבלים. רמה מסויימת של שליטה באצות צריך להיות מורגשת כבר בשבוע הראשון לאחר הטיפול הראשוני. נחושת גם רעילה ביותר לזואופלנקטון בבריכה, אם אתה מסתמך על זואופלנקטון כמקור מזון, למשל בבריכות דגים, ייתכן שלא תרצה להשתמש בנחושת, שיוצרת תרכובות מסיסות עם אלמנטים אחרים. למרות שנחושת נעלמת במהירות מן המים לאחר השימוש, היא יכולה להצטבר במשקעים בקרקעית לאחר שימוש בכמויות גדולות בטיפולים חוזרים. כל עוד צינורות מים אינם מגולוונים, אפשר להשתמש בנחושת בבריכות המכילות דגי נוי בחצר האחורית, אבל השילוב של צינורות מגולוונים עם נחושת יכול ליצור תרכובות כימיות קטלניות לדגים.

הערכה של נחושת קוטלת אצות לבקרה על אצות וצ’איינובקטריה.
דוח: WSAA 130 April 1998, www.wsaa.asn.au

מחקר זה מדווח על ניסויי מעבדה ושטח המשווים את הרעילות וההתמדה היחסית של קוטלי אצות נחושת גופרתית, נחושת חומצת אמינו וצ’איינבקטריות. בדיקות רעילות במעבדה במים סינתטיים קשים למדי הראו מגוון רחב של רגישויות עד לסדר גודל של הבדלים בין מיני אצות ירוקות. לא היה הבדל ברעילות היחסית בין CuSO4.5H2O לבין COPTROL אצל המינים הרגישים ביותר (Selenastrum capricornutum), ואילו אצל הסוגים הסובלניים יותר (Chlorella vulgaris, Ankistrodesmus sp.) CuSO4.5H2O היה פי 4 עד 5 פעמים רעיל מאשר COPTROL על בסיס משקל Cu בתנאים אלו. כמו כן, לא היה הבדל בין הרעילות היחסית של שתי האצות, לבין ה- cyanobacterium Microcystis aeruginosa. שני ניסויי שטח נפרדים בוצעו במאגר באמצעות מארזים סביבתיים גדולים כדי להעריך את ההתמדה ואת הרעילות השיורית של שתי קוטלי האצות במים טבעיים. הניסוי הראשון, ריכוז הנחושת במידה ניכרת מעל המינון המשמש בדרך כלל לנחושת, הראה הפסד איטי יחסית של נחושת, והשפעה רעילה שיורית במים במשך 22 ימים לפחות. בניסוי השני, במינונים נמוכים יותר, היה אובדן מהיר של נחושת מהמים בין אם זה היה מוחל בנחושת גופרתית או ב- COPTROL. הרעילות של שני קוטלי האצות ירדה במהירות והמים לא היו רעילים ל- cyanobacterium microcystis aeruginosa לאחר 24 שעות. עוד מחקרים נערכו בתחום כדי להעריך את השימוש במטוסים לעומת סירות בטיפול בנחושת גופרתית. ניטור של פיזור הנחושת באתר בעקבות הטיפול הראה ריכוזים גבוהים של נחושת לטווח קצר של במיוחד שהפעולה בוצעה בעזרת סירה. רמות גבוהות אלו דוללו במהירות והמים הפכו לפחות רעילים. ההשוואה הצביעה על כך שהפעולה בוצעה מן האוויר הפיזור גלש אל מעבר לשטח אבל הביא לריכוז נמוך יותר של נחושת יונית על פני השטח מיד לאחר הטיפול. המסקנה היתה שהטיפול האווירי עשוי ליהיות פחות יעיל במונחים של למקסם השפעה רעילה.

קשיות קשורה לקריטריוני הנחושת ולחיים המימיים במים טבעיים המומלצים על ידי EPA (1985). ריכוזים אלה לא אמורים להשפיע על אורגניזמים מים מתוקים באופן בלתי סביר, אם ארבעה ימים בממוצע ריכוזי הנחושת לא חרגו מערכי הקשיות המומלצים יותר מפעם אחת לשלוש שנים בממוצע. אורגניזמים של מים מתוקים לא צריכים להיות מושפעים באופן בלתי סביר אם הריכוזים לא יחרגו מהערכים המומלצים יותר מפעם אחת כל שלוש שנים בממוצע

Water hardness	SAFE		SAFE
	4-day Average Copper	1-hour Average Copper
mg/l	Concentrations ug/l	Concentrations ug/l
10	1.6		2
20	3		3.9
40	5.4		7.5
50	6.5		9.2
75	9.2		13.5
100	12		18
150	16.7		26
200	21		34
250	25.9		42

שיטות חלופיות של שליטה באצות.

סעיף זה בוחן שיטות חלופיות לניהול אצות.

ניהול קאטצ’מנט

ניהול קאטצ’ינג הוא פתרון ארוך טווח למזעור פריחות של אצות כחולות-ירוקות, הגנה על קרקעות מפני שחיקה ושמירה על כיסוי הצמחייה. הקטיף יוביל בסופו של דבר לאיכות מים טובה יותר וחומרים מזינים יוכלו להיכנס לנתיבי המים. חומרים מזינים מעודדים את צמיחתם של האצות הכחולות-ירוקות, כך מופחתת תדירות פריחת האצות. צעדים לשיפור ניהול הקטיף בדרך כלל לא יראו תוצאות מיידיות, אך יהיו להם יתרונות ארוכי טווח לסביבה.

הדרכים העיקריות להפחתת עומס החומרים המזינים של גוף המים הם:

הימנעות משימוש מופרז בדשנים וזבלים על קרקע חקלאית.

הגנה על הקרקע מפני סחף.

טיפול בשפכים כדי להסיר את החנקן והזרחן.

ניתן למנוע כניסת משקעים וחומרים מזינים לנתיב המים על ידי הגנה על רצועת האדמה, סמוך לגוף המים. רצועת אדמה זו ידועה בשם “אדמה ריפארית” והצמחייה בתוך האזור הריפארי ידועה  כ”צמחייה ריפארית”. צמחייה ריפארית חשובה לשמירה על איכות המים ולהגנה עליהם ומבצעת את הפעולות הבאות:

פועלת כמרחב חיץ;

מסננת נגר ומונעת ממזהמים מלהיכנס לגוף המים;

מונעת את שחיקת גדת הנהר אשר עלולה להגביר את העכירות ואת שקיעת גוף המים;
גווניה מפחיתים את האור הזמין ושומרים על טמפרטורת המים נמוכה יותר ולכן צמיחת אצות אינה נתמכת.

בקרה ביולוגית

קיימת מודעות גוברת לסכנות בשימוש חסר הבחנה בקנה מידה גדול בכימיקלים להשמדת אוכלוסיות ספציפיות של יצורים חיים. זה בדרך כלל נכון ויש להימנע היכן שניתן מחריגה משיווי המשקל הביולוגי. חברים שמועילים בדרך כלל בקהילות ובעלי חיים רגילים אינם צריכים להיהרג.

שליטה ביולוגית אפשרית באופן עקרוני, אם כי לא תמיד מעשית ויעילה כמו קוטלי האצות. חסרי חוליות כמו קלדוקראנים, קופפודים, אוסטרקוד ושבלולים ידועים לרעות על אצות ירוקות. מיקרו אורגניזמים (פטריות, חיידקים ווירוסים) נראה כבעלי תפקיד חשוב בוויסות הצמיחה של ירקות כחולים במים טריים.

כלור

הכלור למעשה הורס אורגניזמים הרגישים יותר למוצרי ההידרוליזה שלו מאשר ליוני נחושת (לדוגמה פרוטוזואה), החמצון משחרר ריחות כאשר הפלנקטון מומת על ידי הנחושת ודועך, והוא עשוי לעכב את הפירוק, כתוצאה מכך ישנו דלדול רדיקלי של החמצן.

פחמן פעיל

פחמן פעיל נוסף בהצלחה מסוימת למאגרים קטנים ולאגנים כדי לסכוך את אור השמש החיוני לצמיחת אורגניזמים פוטוסינתטיים, הוא גם שימושי בהסרת ריחות וטעמים של אצות. המינון הוא בסדר גודל של 0.2 עד 0.5 lb לכל 1000 רגל מעוקב של פני המים.

כפייה וכפייה מלאכותית

כפיה מלאכותית היא אפשרות פוטנציאלית לשלוט בשפע של הצ’איינובקטריה במאגרים ומספקת קו הגנה נוסף. עם זאת, לטכניקות הערבוב יש היסטוריה ארוכה של שימוש עם הצלחה משתנה. היא הצליחה בחמצון של מים אבל פחות בשליטה בפלנקטון במצבים מסוימים. ניתן לשלוט בריבוד תרמי ובכל הידרדרות כימית הקשורה לכך. דיכוי של הייצור הראשוני ראוי לציון ויכול להיות מושג על ידי הפיטופלנקטון באופן מלאכותי וכתוצאה מכך לגרום לירידה באוכלוסייה לכן הפחתת היעילות של הייצור הראשוני יכול להעשות גם על ידי זרחן וחנקן.

גוף מים הופך לרבוד תרמית כאשר שתי שכבות טמפרטורה נפרדות. במהלך האביב השמש תחמם את פני השטח של המים. הם יהפכו לפחות צפופים, אבל יהיו מעורבבים עם מי “תחתית” קרירים יותר על ידי פעולת הגלים. כאשר הערבוב מפסיק, מים פנימיים חמים “ישכבו” על המים הצוננים. במהלך ה- autums תהליך זה מתהפך, וגוף המים “מסתובב”. במהלך הקיץ, פריחות של אצות לעתים קרובות מתרחשות בתנאים יציבים וחמים של השכבה העליונה. בשכבה התחתונה לעיתים קרובות ישנו ריכוז נמוך מאוד של חמצן מומס שיוצר תנאים נוחים לשחרור של חומרים מזינים מן המשקעים. המטרה של הריבוד המלאכותי היא למנוע ריבוד תרמי המהווה גורם לעלייה בגידול של האצות הכחולות. ריבוד זה יכול להעשות על ידי הנחה של נוצת בועות בתחתית המאגר או התקנת מדחף או אימפלר ליד קיר הסכר. דפוס מחזור מוגדר מפחית את ההבדלים בטמפרטורה, בחמצן ובחומרים המזינים בין השכבות העליונות והתחתונות של המים..

ריבוד מלאכותי יכול להפחית את צמיחת האצות על ידי:

1) הפחתת העומס, הזרחן ומשקעים זמינים בעמוד המים.

2) מערבבים אצות עמוק לתוך עמוד המים ו”מרעיבים” אותם לאור

דוגמאות למערכות אוורור הן סכר צ’אפיי הממוקם על נהר פיל, ואגם לייל.

   דוגמאות למערכת מדחף ניתן למצוא בסכר מנלי וסכר סולי.

   דוגמה למערכת האימפלר ניתן למצוא בסכר מאדווי.

בשל כל הבעיות הכרוכות בטיפול במים ובטיפולים כימיים, העיקרון של מחזור כפוי של אגמים ומאגרים גדל בשנים האחרונות. כדי לספק זרימה מאולצת וגמישה, PSI פיתחה את SolarBee, מערכת עצמאית צפה לשימוש באגמים ובמאגרים. מערכת זו מופעלת על ידי מודולים סולאריים, ומציעה צינורית מתכווננת מותאמת למערכת ההנפקה המעוגנת. יחידה אחת של SolarBee יכולה להכיל עד 10,000 גלונים של מים לדקה ולפזר אותם בעדינות על פני השטח באוורור מתמשך 24 שעות ביממה.

כאשר משתמשים בשליטה על אצות כחולות-ירוקות, יחידות SolarBee ממוקמות במיקומים בעייתיים, כשהצינור התחתון של היחידה תלוי רק מעל התרמו-קו. צריכת המים, מתוך שכבת epilimniun החמה יחסית, שואבת את הצינור למטה ויוצרת מערבולת שמועילה לאוורור. התפוצצות של האפילימניום מונעת מהאצות הכחולות להישאר בחלק העליון של שכבת המים, וכך ה- diatoms מסוגל להתחרות עם האצות הכחולות ירוקות.

הזרקת חמצן

שיפור באיכות המים במהלך חמצון בשני אגמים באונטריו.
Gemza, AF Water Quality Research Journal of Canada. 1997. ISSN 1201-3080

שני אגמים עם hypoximion anoxic עונתי, חומצנו תוך ניצול הזרקה של חמצן טהור hypolimnetic במהלך 1995. הריבוד טבעי לא הופרע. באגם וויטאקר, רמות החמצן נשמרו בין 4.0 ל 5.0 ppm. הריכוז הזרחני הכולל היפולינטי לא עלה מעבר לרמות המחזור באביב וריכוזים נמוכים יותר של ברזל ומנגן נמדדו, יחד עם חיסול כל גופרית המימן. הפריחה האופיינית של אצות כחולות-ירוקות בגווני כחול-ירוק בסוף הקיץ והסתיו לא באה לידי ביטוי, אבל שיפורים בבהירות המים לא היו דרמטיים כמו אלו שנצפו באתר המחקר השני. במהלך זרימת החמצן hypolimnetic ב אגם הלב, שבו רמות החמצן hypolimnetic נשמרו ב 2.0 עמודים לדקה, הירידה באוכלוסיות הזואופלנקטון לאחר התפרצות קצרה באביב הופסקה. חציון המים השנתוני השתפר מקריאות הטרום של 1.9 מ ‘ל -3.0 מ’. עליות קטנות בריכוז הזרחן הכולל היפולימנטי נצפו בסוף הקיץ תחת חמצון ברמה נמוכה, אבל היו פחות משמעותים מהריכוזים לפני הטיפול. נרשמו ריכוזי פריחה של אצות כחולות ירוקות, אך החוף לא נסגר עקב כך.

אלג’יסט

Algistat הוא כל חומר כימי או תוסף (כולל חומר צמחי או בעל חיים), שמוסיפים למים המעכבים או שמעכב את צמיחת האצות באופן ישיר או על ידי שינוי כימי של עמוד המים (למשל באמצעות משקעים של זרחן). דוגמאות של algistats כוללים alum, גבס, סיד, צבעים צבעוניים, מוצרי חיידקים פטרייתיים ואנזימים המשפרים את התכונות ואת איכות המים. אלג’יסט עשוי לשנות את ההרכב הכימי או את התכונות הפיזיות של גוף מים, שינוי אשר עשוי להיות בעל השפעה לא רצויה על הביוטה המימית.

קש ברלי

השליטה על דיאטום ועל הפריחה של הצ’איינובקטריה במאגרים נעשית באמצעות קש שעורה.

Barrett, PRF; Curnow, JC; Littlejohn, JW Hydrobiologia. Vol. 340, no. 1-3, pp. 307-311. Dec 1996.

ISSN 0018-8158 

מאגרי מים מתוקים, עם היסטוריה ארוכה של פריחת דיאטום באביב ופריחת הציאנוקטריאלית בקיץ, טופלו עם קש שעורה במרץ 1993 ועם תוספות נוספות בדצמבר 1993 ויוני 1994. בתוך חודשיים מהטיפול הראשוני, חלה ירידה לעומת השנים הקודמות ונותרה עקבית לאורך 1993 ו 1994. הצ’איינובקטריה לא פרחו ומספרי התאים נותרו נמוכים. ניתוח כימי של המים הראה ריכוזים מקומיים מורחבים של geosmin קרוב לקש פעם אחת, אבל הריכוז הכולל של מולקולות אורגניות אחרות נותר בתוך הגבולות המקובלים בריכוזים דומים לאלה שנמצאו מאגרים מטופלים אחרים באזור.

הערכה של האפקטיביות של קש כמעכב אצות.

 Harriman, R; Adamson, EA; Shelton, RGJ; Moffett, G

Biocontrol Science and Technology [BIOCONTROL SCI. TECHNOL.]. Vol. 7, no. 2, pp. 287-296. Jun 1997.

ISSN 0958-3157

בשליטה בפריחת אצות שנעשתה על ידי מושבה של שחפים שחורים באזור לוך במרכז סקוטלנד נוסה השימוש בחבילות של קש שעורה. הראיות הראשוניות מלמדות כי שחרור החומר המעכב החל 6-10 חודשים לאחר הטיפול ונמשך לפחות 18 חודשים. החבילות המעוגנות סיפקו מצע שימושי לחסרי חוליות benthic, ששימשו כמחסה ומלכודת דטריטוס. נראה כי גיוון האצות לא נפגע מהחבילות, אך מספר התאים של המינים העיקריים נפגע.

שימוש בקש-שעורה כדי לשלוט בגידול כללי של אצות כחולות-ירוקות במאגר דרבישייר

Everall, NC; Lees, D.R . Water Research [WATER RES.]. Vol. 30, no. 2, pp. 269-276. 1996.

ISSN 0043-1354

נוכחות של קש שעורה רקוב על 50 גרם / m3 במאגר אספקת מים שלא בשימוש, הפחיתה באופן משמעותי הן את הפרודוקטיביות הכללית phytoplankton ואת הדומיננטיות cyanobacterial. מנגנוני הבקרה של האלגל לא יושמו באמצעות הסרה של חומרים מזינים, אלא הופיעו בחלקים ביולוגיים על ידי עידוד אורגניזמים של פיטופלנקטון על ידי שחרור רמות רלוונטיות של תרכובות פיטו-טוקסיות ידועות ליד הקרק המתפורר. בטווח הקצר לא נרשמה השפעה סביבתית מזיקה לטווח הקצר.

רעילות לבני אדם

מבוא

נחושת מבוססת אלג’סטים יכולה לגרום נזק ולהרוג תאי אצות דבר אשר מוביל לשחרור של רעלי אצות לתוך המים. היא יכולה לעבור בקלות רבה יותר דרך מסנני טיפול במים מאשר דרך תאי אצות שלמים. אם קוטלי האצות משמשים במאגרי מים לאספקת מים, אזי לא ניתן להשתמש בהם עד להתפוגגות הרעלים והריחות, זה יכול לקחת מספר חודשים. הרבה יותר קשה לזהות רעלי אצות מאשר תאי אצות מתים, כאשר תאי אצות מתים, הדרך היחידה לקבוע האם רעלני האצות עדיין נמצאים במים היא דרך בדיקת הרעלן, אשר יכולה לקחת עד שבוע, הבדיקה יקרה יותר מאשר בדיקות לתאי אצות. הרעלנים המיוצרים על ידי אצות כחולות ירוקות הם בדרך כלל תרכובות יציבות מאוד שעמידות בפני התמוטטות כימית ויכולות להישאר במים טבעיים במשך מספר חודשים. תנאים טבעיים כגון אור שמש וחיידקים עלולים לגרום להתמוטטות של רעלנים מסוימים.

המקרים המתועדים של מחלת הקיבה, המעיים והכבד שניתן לייחסם באופן אמין לרעלנים של צ’אינובקטריה באספקת המים, היו כולם מקרים עם פריחה טבעית של צ’אינובקטריה או עם תמוגה מלאכותית של פריחה על ידי שימוש בנחושת גופרתית. דוגמאות למחלות בעקבות השימוש בנחושת גופרתית שיועדה להשמדת פריחת הצ’אינובקטריה במאגרי אחסון מים תועדו בארה”ב ובאוסטרליה
(Lippy and Erb 1976, Byth 1980).

ישנם מקרים מעטים של הרעלה ישירה שנגרמה מנחושת גופרתית שמתועדים בספרות, שכן למעט מקרים יוצאי דופן של מינון יתר שגוי בטיפול בגופי מים, הנחושת הגופרתית נעלמת במהירות תוך כדי שקיעה במים ואינה מופיעה במי שתייה בריכוזים הרעילים לבני אדם. תופעות הלוואי של שימוש בנחושת גופרתית הן הרבה יותר חמורות בשל ליזיס של תאי אצות ושחרורם של רעלנים.

לימוד מקרה

שחרור מקרי של נחושת לתוך אספקת מים מתוקים.
מחקרי מקרה בהערכת סיכונים לבריאות סביבתית
N.J. Cromar, J.S. Heyworth & J.P. Ralph. 1996

פוטרו שוכנת בדרום מרכז אוסטרליה ומקבלת את אספקת המים שלה ​​ממאגר קטן (נפח = 100 מ”ל). במהלך האביב האחרון, המאגר חווה פריחה של צ’אינובקטריה. הרשות המקומית החליטה על טיפול בנחושת גופרתית שתתווסף למים. לרוע המזל, החברה המטפלת שגתה בהערכת חסר של הנפח במאגר וכתוצאה מכך פוזרה מנת יתר מסיבית של נחושת גופרתית (CuSO4.5H2O) השווה ל-100 מ”ג ל -1. בעקבות האירוע החלו התושבים המקומיים להתלונן על צבע כחול עם טעם מתכתי ומכתים של כביסה. הרופא המקומי דיווח על מספר גבוה של חולים הסובלים מקיא, שלשולים וכאבי ראש.

הרעלת נחושת גופרתית אקוטית.
מחקר של 103 מקרים בבית החולים הכללי שבמדראס (הודו).

Indian Journal of Nephrology. 1991 Oct-Dec; 1(4): 121-4

תקציר: מאה ושלושה מקרים של הרעלת גופרית נחושת חריפה תועדו. 77 זכרים כשהגיל הממוצע היה 24.6 שנים. לשבעים ושבעה חולים היתה המוליזה של כלי הדם (ממוצע פלזמה Hb: 640 mg / dl). חמישים ואחד מהחולים סבלו מצהבת שהייתה בעיקר המוליטית (ממוצע בילירובין בסרום 3.2 פולוס-מינוס 1.8 מ”ג / dI). 15 חולים פיתחו אי ספיקת כליות (ממוצע אוריאה פלזמה 129 פלוס מינוס 74 מ”ג / dlplasma קריאטינין 4.3 פלוס מינוס 3.2 מ”ג / dI). הממוצע של כל הנחושת בדם היה 805.7 פלוס מינוס 589.9 מ”ג / dI. 5 ח. 9 חולים מתו (8.7%).

המסקנות היו כי נחושת גופרתית היא הסיבה להרעלה הקטלנית בדרום הודו.

נחושת במי שתייה – חקירת השפעות בריאותיות אפשריות.

Fewtrell L, Kay D, Jones F, Baker A, Mowat A. 1996  Public Health 110:175-177.

המרכז לחקר הסביבה והבריאות, Crewe, Cheshire, בריטניה.

המחקר נערך כדי לבחון את הקשר האפשרי בין רמות גבוהוץ של נחושת במי השתייה לבין השכיחות בדלקות בכבד בילדות ביחידת הטיפול בכבד בבית חולים בלונדון.
במי שתייה ציבוריים, בדרך כלל ישנן רמות של נחושת הרבה מתחת לתקן ה- EC של 3000 מיקרוגרם / l.
באספקה ה​​פרטית נמצאו מספר גדול של דגימות החורגות מהריכוז שנקבע; במקרה אחד נרשם ערך של 26,000 מיקרוגרם / ליטר. במחקר זה נבדקו נתונים של חולים שהגיעו לבית החולים קינגס קולג בלונדון. מבחינת כתובות המגורים של ההחולים (220 מתוך 240 מקרים), נמצא כי כל החולים מתגוררים באזורים הניזונים ממי השתייה הציבוריים, ולפיכך לא היו ריכוזי נחושת מוגדלים.

התפרצויות אנושיות ידועות מרעלנים של צ’אינובקטריה.

באופן כללי, מחקרים אפידמיולוגיים מעטים זמינים לאחר אירוע משמעותי.

חלק מהדיווחים הראשונים על ההשפעות הבריאותיות השליליות כתוצאה מחשיפה לאצות הכחולות היו על ידי ולדי (1931), כאשר כ -9,000 בני אדם מתוך אוכלוסיה של 60,000 אנשים בצ’רלסטון (מערב וירג’יניה) דיווחו על גסטרואנטריטיס חריף לאחר תקופת גשם דלילה שגרמה לזיהום מי השתייה. התפרצויות אחרות נראו לאורך נהר האוהיו באותה שנה (טיסדייל 1931). Lipp and Erb (1976). דווח  כי 62% מהאוכלוסייה המונה 8000 נפש בסוויקלי שבפנסילבניה סבלו מדלקות גסטרואינטיטיס חריפות; מאגר המים נמצא מזוהם על ידי Schizothrix calcicola.
בשנת 1988 דווח על גסטרואנטריטיס חמורה בברזיל לאחר הצפה של סכר ומאגר מים שנבנו לאחרונה. דווחו כ-2000 מקרים ביניהם -88 מקרי מוות (בעיקר ילדים) במשך 42 ימים; המקרים הוגבלו לשטחים שניזונו ממי שתייה המגיעים מהמאגר.

עם היסטוריה ארוכה של השפעות בריאותיות על בעלי חיים ובני אדם באוסטרליה, פילוטו ועמיתיו (1997) בחנו את ההשפעות שנבעו מחשיפה לאצות ירוקות כחולות כתוצאה מפעילויות פנאי בדרום אוסטרליה. הם השתמשו בשאלון סימפטום סדרתי על מדגם גדול של אנשים. כמו כן גם נדגמו מים לבדיקת רעלנים וצ’אינובקטריות. למרות שלא היה הבדל בדיווחים בין סוג התסמינים וכמותם, החוקרים מצאו מגמה משמעותית, ככל שגדלה החשיפה כך גדלו גם הסימפטומים עם משך החשיפה ל -5000 תאים לכל מ”ל במשך יותר משעה; עם זאת, התסמינים לא הצביעו על נוכחות של hepatotoxins במים. החוקרים הציעו כי סף הבטיחות הנוכחי לחשיפה של 20,000 תאים לכל מ”ל עשוי להיות גבוה מדי. אל סאדי ועמיתיו (Al Saadi et al, 1995) ביצעו מחקר בקרת מקרה ב -11 עיירות בדרום אוסטרליה לאורך נהר מוריי (Murray River), עם מקרים של גסטרואינטסטינאל ודרמטולוגיה דומים. אנשים ששתו את מי הנהר, גם לאחר הטיפול בכלור, היו בסיכון גבוה יותר לתסמינים במערכת העיכול, בעוד שאלו המשתמשים במי הנהר למטרות ביתיות היו בסיכון גבוה יותר לפתח סימפטומים של מערכת העיכול והעור, בהשוואה לאנשים שהשתמשו במי גשמים. יתר על כן, היה מתאם בין הסימפטומים לבין הספירות הממוצעות של הצ’אינובקטריה.

אנזימי כבד, בעיקר GGT, נמצאו גם הם לאחר צריכת מי שתייה מזוהמים עם רעלני Microcytis באוסטרליה. מקרים אוסטרליים אחרים כללו התפרצות חמורה של hepatoenteritis לאחר שתיית מים עם זיהום רעלני צ’אינובקטריה בפאלם איילנד בקווינסלנד (אוסטרליה).

(Falconer 1983, Carmichael et al. 1993, Bourke et al. 1983, El Saadi 1995, Chorus 1999)

במקרה זה, הוכנסה נחושת גופרתית למאגרי מי השתייה כדי להסיר פריחה מתמשכת של ציאנובקטריות, מה שהוביל לתפיסה של תאי האצות ולשחרור ניכר של רעלים למי השתייה. לפי הדיווחים, חלק מהילדים באזור סבלו ממחלה קשה עם דלקת כבד חמורה חמורה וכשל בכליות ואושפזו 150 איש (140 ילדים). מחקר מאוחר יותר זיהה צילינדרוסופרמופין ציטוטוקסי כמו גם רעלים אחרים כגורם סביר להתפרצות. במחקר אחר באזור שונה של אוסטרליה עם מצב דומה של זיהום רעלן צ’אינובקטריאלי באספקת המים לשתייה לאחר שימוש בנחושת גופרתית, נבדקו נתוני תפקודי כבד הקלינים. נצפתה עלייה משמעותית סטטיסטית באנזים הכבד GGT באנשים ששתו מהמאגר המזוהם רק בתקופת הפריחה, לעומת כל האחרים באותו אזור עם אספקת מים ממקורות אחרים. אנזים ה- GGT שימש גם כסמן יעיל לפגיעה בכבד במחקרים ניסיוניים בבעלי חיים עם חשיפה.
(Chorus et al. 1999)

התפרצות ידועה לשמצה אירעה בברזיל, כאשר למעלה מ -100 חולי דיאליזה פיתחו הפרעות ראייה, בחילות והקאות, 50 מקרי מוות ארעו כתוצאה מכשל כבד חריף. נראה כי מי הדיאליזה היו מזוהמים ברעלנים כחולים של אצות ירוקות מהמאגר המספק מים למרפאה; מיקרוציסטין המיוצר על ידי צ’אינובקטריות זוהה לאחר מכן במים וברקמות. הליכים לא מספקים לטיפול במים וכישלון צוות המרפאה להחליף את המסננים המשמשים בדרך כלל להכנת המים המקומיים להליך הדיאליזה היו שני גורמים שהביאו לזיהום ולמוות (Jochimsen et al.1998). ישנם חילוקי דעות בין המחקרים לגבי האם המים שקיבלו המרפאה הכילו כלור לפני העברתם למרפאה; ככל שניתן לקבוע, נראה כי במים לא היה כלור. מרפאת דיאליזה נוספת שניזונה ממים מאותו המאגר קיבלה מים שעברו את כל תהליך הטיפול כולל הכלרה; לא דווח על מחלה כלשהיא במרפאה השנייה.

הפניות:

References

Barrett, P.R., Curnow, J.C., Littlejohn, J.W. 1996. The control of diatom and cyanobacterial blooms in reservoirs using barley straw.  Hydrobiologia. 340, 307-311.

Biezok I. 1972. Concrete corrosion – Concrete protection. Hungarian Academy of Sciences, Budapest. 500 p.

Birmingham, B.C., Colman, B. 1983.  Potential phytotoxicity of diquat accumulated by aquatic plants and sediments. Water, Air, and Soil Pollution 19:123-131.

Bourke, A.T.C., Hawes, R.B., Nielson, A, Stallman N.D. 1983. An outbreak of hepatoenteritis (the Palm Island mystery disease) possibly caused by algal intoxication [abstract]. Toxicon Suppl: 45-48.

Burch, M.D.  1990. Algaecidal Control of Algal Blooms. Proceedings of the Water Board Cyanobacteria Workshop Blue-Green Algae in Drinking and receiving waters. Ed. Chuttani K, Gupta P.S, Gulati S. and Gupta D.N. pp 21-23.

Burch, M.D. 1994. The development of an alert levels and response framework for the management of blue green algal blooms. In: Blue Green Algal Blooms: New Developments in Research and Management. A symposium convened by the Australian Center for Water Quality Research and the University of Adelaide, 17th February 1993, Adelaide, SA (quoted pg 74 in NHMRC 1994 Report).

Byth S. 1980. Palm Island mystery disease.  Med. J. Aust., 2. 40-42.

Cairns, M. A.,  Nebecker, A. V.,  Gaksatter, J. H.,  Griffis, W. L. 1984. Toxicity of copper-spiked sediments to freshwater invertebrates. Environ. Toxicol. Chem. 3:435-445.

Cameron, C.D. 1989. Is this a way to run a reservoir? In: Practical Lake Management for Water Quality Control. Proceedings of a Seminar, Los Angeles, CA, American Waterworks Association, Denver, 63-83.

Carmichael, W.W., Falconer I.R. 1993. Diseases related to freshwater blue green algal toxins, and control  measures. In: IR Falconer, ed. Algal Toxins in Seafood and Drinking Water. Academic Press, 1993, pgs 187-209.

Carmichael, W.W. 1994. The toxins of cyanobacteria. Sci. Am.  270: 78-86.

Chorus, I., Falconer, I.R., Salas, H.J., Bartram, J. 2000. Health Risks Caused by Freshwater Cyanobacteria in Recreational Waters. J. Tox and Environ. Health, Part B, 3:323-347.

Chorus, I., Bartram, J., eds. 1999. Toxic Cyanobacteria in Water: a Guide to their Public Health Consequences, Monitoring and Management. London: E & FN Spon, 1999. WHO 

Clarke F.E. 1980. Corrosion and encrustation in water wells: A field guide for assessment, prediction and control. FAO Irrigation and Drainage Paper 34. FAO, Rome. 95 p.

Crecelius, E. A.,  Hardy, J. T.,  Gibson, C. I.,  Schmidt, R. L.,  Apts, C. W.,  Gurtisen J. M.,  Joyce, S. P. 1982. Copper bioavailability to marine bivalves and shrimp: Relationship to cupric ion activity. Mar. Environ. Res. 6:13-26.

Effler, S.W., Litten, S., Field, S.D., Tong-Ngork,T., Hale,F., Meyer,M., Quirk, M. 1980. Whole lake responses to low level copper sulphate treatment Water Res., 14(10), 1489-1499.

Elder, J. F.   Horne, A. J. 1978. Copper cycles and CuSO4 algaecidal capacity in two California lakes. Environ. Manage. 2:17-30.

El Saadi, O., Esterman, A.J., Cameron, S., Roder, D.M. 1995. Murray River water, raised cyanobacterial cell counts, and gastrointestinal and dermatological symptoms. Med J Australia ;162:122-125.

EPA. 1976. Water quality criteria. USEPA Washington, DC. No. 055-001-01049-4.

EPA. 1985. Ambient water quality criteria for copper. 1984. EPA440/5-84-031. NTIS PB85-227023. Springfield, VA.

Falconer, I.R. 1993. Health problems from exposure to cyanobacteria and proposed safety guidelines for drinking  and recreational water. Royal Society of Chemistry 1994a; 149:3-10. (from the 1st International symposium on detection methods for cyanobacterial (blue-green algal) toxins — 1993 Sep: Bath).

Fox, K.P., Tate, C.H., Treweek, G.P., Trussell, R.R., Bowers, A.E., McGuire, M.J., and Newkirk, D.D., 1986. “Copper? Induced Corrosion of Galvanized Steel Pipe,” U.S. Environmental Protection Agency, EPA/600/52?86/056, September 1986.

Gemza, A.F. 1997. Water quality improvements during hypolimnetic oxygenation in two Ontario lakes.  Water Quality Research Journal of Canada, 32(2): 227-452 .

Jochimsen, E.M.,  Carmichael, W.W.,  An, J.,  Cardo, D.M.,  Cookson, S.T.,  Holmes, C.,  Antunes, M.,  Filho, D.,  Lyra, T., Barreto, V., Azevedo, S.,  Jarvis, W.R. 1998. Liver failure and death after exposure to microcystins at a hemodialysis center in Brazil. New England  Journal of Medicine 338:873-878.

Haller, W. T., Shireman, J.V., Canfield, D.E. Jr. 1983. Vegetative and herbicide monitoring study in Kings Bay Crystal River, Florida. US Army Corps of Engineers, Jacksonville, Florida.

Hanson, M. J.,H. Stefan, G. 1984. Side effects of 58 years of copper sulphate treatment of the Fairmont lakes, Minnesota. Water Resour. Bull. 20:889-900 12. .

Hasler, A.D. 1949. Antibiotic aspects of copper treatment of lakes. Trans. Wisc. Acad. Sci. Arts Lett. 39:97-103.

Herbst B. 2000. How to reduce copper concentration in sewage sludge and drinking water. Materials and Corrosion 51: 648-651.

Hoffman, R. W.,  Bills, G., Rae,J. 1982. An in situ comparison of the effectiveness of four algaecides.  Water Resources Bull. 18:921-927.

Hutchinson, G. E. 1975. A treatise on limnology. Volume 1 Geography, Physics, and chemistry. John Wiley, and Sons, NY.

Iskandar, I.K., Keeney D.R. 1974. Concentration of heavy metals in sediment cores from selected Wisconsin lakes. Environ. Sci. Technol. 8:165-170.

Kay, S. H. and W. T. Haller.  Heavy metal bioaccumulation and effects on waterhyacinth  weevils,  Neochetina eichhorniae, feeding on waterhyacinth, Eichhornia crassipes.  Bull. Environ. Contam. Toxicol. 37:239-245. 1986.

Lippy, E.C., Erb, J. 1976. Gastrointestinal illness at Sewikley PA. J. Am. Water Works  Assoc. 68:606-610.

Leung, T.,  Naqvi, S.M., LeBlanc, C. 1983. Toxicities of two herbicides (Basagran, Diquat) and an algicide (Cutrine-plus) on mosquitofish Gambusia affinis. Environ. Pollut. 30A:153-160.

Martin, D. F. 1987. Unpublished research proposal. CHEMS Center, Univ. South Florida, Tampa.

May, B.E., Hestand, R.S., Van Dyke, J.M. 1973. Comparative effects of diquat plus copper sulphate on aquatic organisms. Weed Science 21:249-253.

McKnight, D.M, Chisolm, S.W., Harleman, D.R.F. 1983. CuSO4 Treatment of Nuisance Algal Blooms in Drinking Water Reservoirs. Environmental Management  7(4): 311-320.

McGuire, M.J., Bowers, A.E., Tate, C.H. 1980. “Copper Corrosion Potential of Galvanized Steel Pipe,” presented at the U.S. EPA Seminar–Corrosion Control in Water Distribution Systems, Cincinnati, Ohio, May 20, 1980.

Meyers, M.D.,  Stoner, G.A. 1974. A study of copper complexes for control of Hydrilla verticillata. Proc. Srn. Weed Conf. 27:290-297.

Means, J.L., Kucak T., Crerar, D.A. 1980. Relative degradation rates of NTA, EDTA, and DPTA and environmental implications. Environ. Pollut. 1B:45-60.  

Naqvi, S.M., Davis, V.O., Hawkins, R.M. 1985. Percent mortalities and LC- 50 values for selected microcrustaceans exposed to Treflan, Cutrine-plus, and MSMA herbicides. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 35:127-132.

Naylor, R.I., Nicholas, D.M.F., Roberts J. 1991. Copper corrosion in drinking water: Corrosion indices predicting galvanic couple behaviour. Chemical engineering in Australia 16(3): 17-20.

Nelson, J. L., Bruns, V. F., Coutant, C. C., Carlile, B. L. 1969. Behavior and reactions of copper sulfate in an irrigation canal. Pest. Mon. J. 3:186-189

Newhouse S. A., Stahl J. R. A Comparison of the Mid-Water Planktonic Invertebrate Communities of Eagle Creek, Geist, and Morse Reservoirs in Central Indiana Using Underwater Light Trapping. Indiana Department of Environmental Management October 31, 2000. IDEM 32/03/005/2000.

NHMRC -1994 Australian Government National Health and Medical Research Council report of the 117th Session (Sydney) on Public Health Standards. 

Nicholson, B.C. and Burch, M.D., 2001. Evaluation of Analytical Methods for Detection and Quantification of Cyanotoxins in Relation to Australian Drinking Water Guidelines. Occasional Paper. National Health and Medical Research Council. Canberra, Australia.

Pilotto, L.S., Douglas, R.M., Burch, M.D., Cameron, S., Beers, M., Rouch, G.., Robinson, P., Kirk, M., Cowie, C.T., Hardiman, S., Moore, C., Attwell, R.G. 1997. Health effects of exposure to cyanobacteria (blue-green algae) due to recreational water-related activities. Australian and New Zealand Journal of Public Health, 21: 562–566.

Prepas, E.E., Murphy, T.P., Dinsmore, W.P., Burke, J.M., Chambers, P.A. and Reedyk, S. 1997. Lake management based on lime application and hypolimnetic oxygenation: the experience in eutrophic hardwater lakes in Alberta. Wat. Qual. Res. J. Canada, 32, 273-293.

Rabe, R., Schuster, H., Kohler, A. 1982.  Effects of copper chelate on photosynthesis and some enzyme activities of Elodea canadensis. Aquat. Bot. 14:167-175.

Sanchez, I., Lee, G.F., 1978. Environmental Chemistry of Copper in Lake Monona, Wisconsin, Wat. Res., 12:899-903.

Simonin, H. A., and  Skea, J.C. 1977. Toxicity of diquat and cutrine to fingerling brown trout. N. Y. fish and Game J. 24:37-45.  

Teixera, M.G.L.C., Costa, M.C.N., Carvalho, V.L.P., Pereira M.S., Hage E. 1993. Gastroenteritis epidemic in the area of  the Itaparica Dam, Bahia, Brazil. Bulletin PAHO 1993. 27:244-253.

Tisdale, J. 1931. Epidemic of intestinal disorders in Charleston (West Virginia)  occurring simultaneously with unprecedented water supply conditions. Am J Pub Health. 21:198-200.

USACE. 1985. Monoecious Hydrilla in the Potomac River.  Misc. Paper A-85-5 Waterways Exp. Sta., Corps of Engineers, Vicksburg, MS.

Veldee ,M.V. 1931. An epidemiological study of suspected water-borne gastroenteritis. Am J Publ Health. 21(9):1227-1235.

Wagemann, R., Barica, J.  1979. Speciation and rate of loss of Cu from lakewater with implications to toxicity. Water Res. 13:515-523

Winger, P.V., Imlay, M.J. ,  McMillan, W.E.,  Martin, T.W., Takekawa J.,  Johnson, W. W. 1984. Field and laboratory evaluation of the influence of copper-diquaton apple snails in southern Florida. Environ. Toxicol. and Chem. 3:409-424.

Zitco, V. Carson, W.V. 1972. Release of heavy metals from sediments by nitrilotriacetic acid (NTA). Chemosphere No. 3:113-118.

נספח 1:
הפניות לקריאה נוספת על השפעת הרעלנים על בני אדם

Barceloux, D.G. 1999. Copper. Clinical Toxicology 37(2): 217-230.

Davies, D.J.A., Bennett, B.G. 1985. Exposure of man to environmental copper ? an exposure commitment assessment. The Science of the Total Environment 46: 215-227.
 
Fan, A.M., Chang, L.W. 1996. Toxicology and Risk Assessment ? principles, methods, and applications. Marcel Dekker Inc., USA, pp 245-269.
 
Fewtrell, L., Kay, D.,  Jones. F., Baker, A., Mowat, A. 1996. Copper in drinking water ? an investigation into possible health effects. Public Health 110: 175-177.
 
Fitzgerald, D.J. 1995. Copper guideline values for Drinking Water: Reviews in need of Review? Regulatory Toxicology and Pharmacology. 21: 177-179.
 
Haughey, M.A., Anderson, M.A., Whitney, R.D., Taylor. W.D. Losee, R.F. 2000. Forms and fate of copper in a source drinking water reservoir following copper sulphate treament. Water Research 34(13): 3440-3452.
 
Knobeloch, L., Ziarnik, M., Howard, J., Theis, B., Farme,r D., Anderson, H.,  Proctor, M. 1994. Gastrointestinal upsets associated with ingestion of copper contaminated water. Environmental Health Perspectives 102(11): 958-961.
 
NH & MRC/ARMCANZ  Australian Drinking Water Guidelines 1996. Fact Sheet No. 49, Inorganic Chemicals ? Copper.
 
Overvad, K., Wang, D.Y., Olsen, J., Allen, D.S., Throling, E.B. et al. 1993. Copper in human mammary carcinogenesis: A Case-Cohort Study. American Journal of Epidemiology 137(4): 409-413.
 
 Pizarro, F., Olivares, M., Uauy, R., Contreras, P., Rebelo, A., Gidi, V. 1999. Acute gastrointestinal effects of graded levels of copper in drinking water. Environmental Health Perspectives 107(2):117-121.
 
Reisman, D.J. 1987. Summary Review of the health effects associated with copper, EPA report – EPA/600/8-87/001
 
Uauy, R., Olivares, M., Gonzales, M. 1998. Essentiality of copper in humans. American Journal of Clinical Nutrition 67: 952-959.
 
Wapnir, R.A. 1996 Copper absorption and bioavailability. American Journal of Clinical Nutrition  67: 1054-1060.

World Health Organization (WHO). 1998. Guidelines for Drinking Water Quality. Second Edition. Addendum to Volume 2, Health Criteria and Other Supporting Information. Geneva: WHO, 1998.

.

נספח 2:
קריאה כללית נוספת כולל תקנים וקודים

Andrew. J. Leslie  Aquatic Use of Copper-Based Herbicides in Florida.  
    Florida Department of Natural Resources Bureau of Aquatic Plant Management
   3917 Commonwealth Boulevard Tallahassee, Florida 32399

Australian Food Standards Code (1994) Standards A12, Metals and contaminants in food.

Barrett, D.B. 1984.  An assessment of the current levels and the effects of copper in the drinking water of the Perth metropolitan area. West Australian Health Surveyor 5: 7-15.
  
Bettina, C., Hitzfeld, Stefan, J., Höger,  Dietrich D.R. 2000. Cyanobacterial Toxins: Removal during Drinking Water Treatment, and Human Risk Assessment Environmental Health Perspectives Supplements Volume 108, Number S1, March 2000.

Burch, M.D. 1990. Algaecidal Control of Algal Blooms. Proceedings of the Water Board Cyanobacteria Workshop Blue-Green Algae in Drinking and receiving waters. pp 21-23.
 
EPA. 1976. Water quality criteria. USEPA Washington, DC. No. 055-001-01049-4.

EPA. 1985. Ambient water quality criteria for copper-1984. EPA440/5-84-031. NTIS PB85-227023. Springfield, VA.

Herbert, C.D. 1993. NTP Technical report on Toxicity Studies of Cupric Sulphate national Toxicology program, Toxicity report series, Number 29: 7-10, 15-25, 27-33, 38-39.

Riparian Zone Ecology, Restoration, and Management, Northwestern United States, Billings, Montana.  Environmental Laboratory, US Army Engineer, Waterways Experiment Station. Natural Resources Division (CEWES-EN-S). Vicksburg, MS 39180  14-17 June, 1994.

Water Quality Assessments – A Guide to Use of Biota, Sediments and Water in Environmental Monitoring – Second Edition, © UNESO/WHO/UNEP, 1992.

WHO Toxic Cyanobacteria in Water: A guide to their public health consequences, monitoring and management. WHO© 1999.

Evaluation of Copper Algaecides for the Control of Algae and Cyanobacteria  Report No WSAA 130 April 1998, www.wsaa.asn.au