3. A javasolt magyar módszer

Az EU országok és az Egyesült Államok környezetvédelmi szabályozását áttekintve látható, hogy kellő elővigyázatossággal alkalmazva, a kockázatfelmérés módszere olyan eszköz, amely jelentős segítséget nyújthat a szennyezett területek kezelésének döntéselőkészítési folyamataihoz. Az eljárás előnye, hogy figyelembe veszi az egyes szennyezett területek specifikus jellemzőit, így alkalmazásával terület-specifikus, egyedileg meghatározott intézkedések születhetnek, ezáltal növelik a beavatkozások környezeti hatékonyságát és az anyagi források megfelelő felhasználását. Az alkalmazás jellemző motívuma az érdekelt felek, a szakmai-társadalmi érdekcsoportok széleskörű bevonása a döntéselőkésztés folyamatába, amely jellemző az EU országaiban folytatott gyakorlatra. A módszer ugyanakkor veszélyeket is hordoz magában. A veszély abban rejlik, hogy kritikátlan, szakszerűtlen, esetleg rosszhiszemű alkalmazása esetén, a környezeti kockázatok valós mértékét alulbecsülhetik, ami így félrevezető, illetve téves következtetések levonásához vezethet. A módszerben rejlő veszélyek elhárítása érdekében a tárgyalt országok megelőző lépéseket tettek. A lehetséges elővigyázatossági lépések közül a leghatékonyabb, a módszer széleskörű szakmai ismertetése: az előnyös tulajdonságok korlátainak és érzékeny pontjainak részletes bemutatása elméletben és gyakorlatban egyaránt. Ezzel az alkalmazás peremfeltételei is ismertek lesznek, így a benne rejlő veszélyek a lehető legkisebbre csökkenthetők.

A felszín alatti vizek minőségét érintő tevékenységekkel összefüggő egyes feladatokról szóló 33/2000. (III. 17.) Kormány rendelet az (A) háttérérték, (B) szennyezettségi határérték és (C1), (C2), (C3) intézkedési szennyezettségi határértékek mellett (D) kármentesítési szennyezettségi határérték alkalmazását vezeti be a gyakorlatba. A (D) kármentesítési szennyezettségi határértéket (mentesítési célérték) – a Rendelet szerint – kockázatfelmérésre támaszkodóan, a területhasználat figyelembevételével kell meghatározni a földtani közegre, illetve a felszín alatti vízre vonatkozóan. A kockázatfelmérés módszere az egyes részfolyamatain keresztül komplex módon figyelembe veszi a Rendelet 21. paragrafusában részletesen felsorolt szempontokat, amelyeket a (D) határérték meghatározásánál szem előtt kell tartani; úgymint a terület érzékenységét, a (B), (E) és (Ci) határértékeket, a szennyezettséget megelőző állapotot, a területhasználatot és ennek megfelelően az emberi egészségkockázat mértékét és a költséghasznosságot. A Rendelet 21.§ (1) e) pontjában a (D) érték meghatározáshoz további szempontként felsorolt kárenyhítési vagy kárcsökkentési technológiát általában nem veszik figyelembe, mert a kockázatfelmérés eredményét a rendelkezésre álló kárenyhítési megoldás alkalmazhatósága, annak hatékonysága és költsége szabja meg. Azonban, amikor az elérhető legjobb technika alkalmazása sem teszi lehetővé a (D) érték elérését, akkor indokolttá válik a kockázatok újraértékelése, a kárenyhítési vagy kárcsökkentési technológia szem előtt tartásával.

A jogszabály megjelenését követően mind a hatóságok, mind a környezetvédelemmel foglalkozó szakemberek részéről megnőtt az igény a kockázatfelmérés módszertanára és gyakorlati eljárására vonatkozó útmutató iránt. Ezért ennek a kiadványnak a célja a nemzetközi, kiemelten is az európai gyakorlat áttekintése után egy szisztematikus, folyamatában jól átlátható módszer kidolgozása a szennyezett területek mennyiségi kockázatfelméréséhez. Olyan gyakorlati útmutató elkészítése volt a cél, mely alapján egy általános környezetvédelmi ismeretekkel és gyakorlattal rendelkező szakember el tudja készíteni az első lépcsőjű kockázatfelmérést, valamint helyszín-specifikus adatokkal második lépésben finomítani tudja azt. Az első felmérési lépcső iteratív finomítása már alapfokú hidraulikai és transzport modellezési, valamint higiénés és toxikológiai alapismereteket feltételez. A többszörös iterációval pontosított kockázatfelmérések elkészítése viszont már tudományos módszereket és lényegesen hosszabb időtartamot, az adott tudományterületek (geológia, hidrogeológiai, toxikológia, ökológia, stb.) szakértőinek tudományos szintű, összehangolt munkáját igényli. (Ezért ezt a lépcsőt csak érintőlegesen tárgyalja.)

A feladat, a mindennapi szakmai gyakorlatban alkalmazható útmutató összeállítása volt.

		3.1 A javasolt kockázatfelmérési eljárás

Ez a fejezet a felszín alatti környezetbe került, nem radioaktív szennyezőanyagokra vonatkozó mennyiségi kockázatfelmérést tárgyalja, a 33/2000. (III. 17.) Kormány rendelet szerint a felszín alatti vízre és földtani közegre vonatkozóan. A javaslat a már meglévő, bekövetkezett (régi vagy új) szennyezésekre, szennyezett területekre vonatkozik, de nem foglalkozik a vegyi anyagok általános környezeti kockázatfelmérésével, amely egyes új vegyi anyagok tömeges gyártását megelőző folyamatok részét képezi (EU-TGD) és terminológiájában, alapelveiben követi azt. A módszer csak a felszín alatti szennyezettségekre vonatkozik, ezért a közvetlenül felszíni vízbe bevezetett szennyezőanyagokkal jelen munka nem foglalkozik. A felszíni vizek minőségérével külön jogszabályok foglalkoznak. A talajon, vagy a felszín alatti vízen keresztül kialakuló felszíni vízszennyezést már tárgyalja az anyag, mert ebben az esetben a felszíni víz, nem mint forrás, hanem mint a vízi élőlények (hatásviselő) élőhelye szerepel a kockázatfelmérésben.

		3.2 A kockázatfelmérés helye és szerepe a kármentesítés folyamatában

A szennyezett területek hatékony döntéstámogató értékelését kockázatfelméréssel, míg a kockázatkezelést költséghatékony műszaki beavatkozással lehet megvalósítani. Ez a megközelítés egy iterációs ciklusokat és döntési csomópontokat tartalmazó folyamatsort foglal magába, kezdve a szennyezés tényének a megállapításától, egészen a terület utóellenőrzéséig. A veszély-azonosítás – kockázatfelmérés – kockázatcsökkentés lépései segítséget nyújtanak a szennyezett terület adott állapotának értékeléséhez a folyamat elejétől a végéig. A kockázatfelmérést egy döntéselőkészítő – döntéstámogató eszköznek lehet tekinteni, amelynek a folyamatban elfoglalt helyét az 3.2.1. ábra szemlélteti.

A mennyiségi kockázatfelmérés alkalmazásának szükséges előfeltétele a szennyezett terület részletes feltárási eredményeinek ismerete, amelyben a 10/2000. (VI. 2.) KöM–EüM–FVM–KHVM együttes rendelet (B) szennyezettségi határértékeit figyelembe véve a szennyezettség lehatárolása megtörtént. A kockázatfelmérésnek természetesen megvan a speciális adatigénye, melyet célszerű már a tényfeltárás során figyelembe venni.

		3.3 Az érdekeltek bevonása a mennyiségi kockázatfelmérésbe

A mennyiségi kockázatfelmérés nélkülözi a merev, általános érvényű határértékeken alapuló megközelítést, sőt a jól definiált, de rugalmas vizsgálati-döntési-intézkedési sorban kiemelt szerepük van a terület-specifikus tényezőknek, ezért alapvető fontosságú a szennyezett területekkel kapcsolatban érintett érdekelt felek bevonása a folyamatba. Az érintettségen és informáltságon alapuló felelős egyéni és kollektív társadalmi részvétel a jogállamiság alapelveinek részét képezi. Másfelől az egyes egyedi esetekben az érintettek érdeke, hogy valamennyi érdekelt fél által elfogadott és kielégítő megoldás szülessen. A környezetvédelmi döntéshozatalban való társadalmi részvételt a Riói Nyilatkozat 10. elve fogalmazta meg, majd az Aarhusi Egyezmény rögzítette. Az egyezményt Magyarország 1999-ben ratifikálta és a 2001. évi LXXXI tv. kihirdetésével beépült a magyar joganyagba. Ennek értelmében, az egyedi esetekre vonatkoztatva is, törvényi szinten biztosított a környezeti információhoz való jog és a részvétel a közigazgatási döntéshozatalban. Ennek megfelelően már a szennyezett terület felmérését követően szükség van az érdekelt felek – szennyező, területtulajdonos, területhasználó, hatóságok, szakértők, civil szervezetek - bevonására. A mennyiségi kockázatfelmérés során állandó tájékoztatásra van szükség, kezdve a területhasználatok és az érintett hatásviselők meghatározásától egészen az elviselhető kockázat határának megállapításáig. Az így készülő mennyiségi kockázatfelmérés átláthatóvá válik és az együttműködés elve alapján az érdekelt felek számára közösen elfogadott megoldást kínálhat.

		3.4 Az eljárása váza

A magyar kockázatfelmérési módszer a külföldi gyakorlathoz hasonlóan lépcsőzetes felépítésű, a költség-hatékonyság és a gyakorlati kivitelezhetőség miatt. A lépcsőzetes (fokozatos és iteratív) kockázatfelmérésben a választott stratégia függ az ismertség fokától, az alkalmazási követelményektől, illetve a probléma bonyolultságától. A mennyiségi felmérést megelőzheti egy összehasonlító, vagy kvalitatív kockázatbecslés, amely több szennyezett terület esetén relatív pontszámok alkalmazásával ad tájékoztatást a prioritásokról. Ilyen relatív kockázatbecslés folyik jelen munkával párhuzamosan az Országos Környezeti Kármentesítési Program (OKKP) keretében az országban előforduló, a környezetet veszélyeztető szennyező források, tartós környezetkárosodások országos számbavétele során. A számbavételt követően egy előzetes relatív kockázatbecslés készül, melynek végeredménye a Nemzeti Kármentesítési Prioritási Lista (NKPL). A 2. melléklet az NKPL értékelési tényezői mellett bemutatja a mennyiségi kockázatfelmérés hazai előzményeit és a kockázatfelméréshez kapcsolódó fontosabb hazai jogszabályokat is.

Egy-egy szennyezett terület jellemzése, értékelése során, elsőként leíró jellegű kockázatbecslésben foglalhatók össze a szennyező forrás kockázatot növelő, illetőleg csökkentő tényezői. A kockázatbecslést követi a kvantitatív, de (még) általános kockázatfelmérés, amely standardizált expozíciós körülményekre készül a fennálló, vagy tervezett területhasználatnak való megfelelőség, azaz a “fit for use” elvét követve, amely a környezet számos hely-specifikus jellemzőjét még nem veszi figyelembe. Amennyiben az előző lépcső eredményei alapján szükség van további felmérésre, a felmérés folytatására, akkor a kockázat pontosabb meghatározására kvantitatív, hely-specifikus kockázatfelmérést kell készíteni. E lépésben a hely-specifikus mentesítési célérték meghatározásához a konkrét helyi expozíciós- és a szennyezőanyag terjedési körülményeire vonatkozó környezeti adatokat kell használni a kockázatfelmérés során. A módszer kialakításakor a klasszikus, nemzetközileg jól ismert és elfogadott kockázatfelmérési lépéseket tartották szem előtt. A számítást a szennyező forrás – transzport útvonal – expozíciós kapu – hatásviselő relációban végezték. Ez a “hatásviselő irányába történő” számítás, amely a szennyezőanyag által okozott kockázat felméréséhez, értékeléséhez vezet. A relációsorban visszafelé, azaz a hatásviselőtől a szennyező forrás irányába történő számítás pedig elvezet a kockázati alapú célérték,– a (33/2000. (III. 17.) Kormány rendelet szerinti (D) kármentesítési szennyezettségi határérték – meghatározásához. A kockázatfelmérés során a nemzetközi gyakorlattal összhangban elsőként a kockázati modellt (másképpen: integrált kockázati modellt, vagy koncepciómodellt) kell kidolgozni, amelyben azonosítani kell a szennyezett terület veszélyességét. A kockázatfelmérés módszere kiemelt fontosságúnak tekinti és úgy is kezeli a humán kockázatokat és azok értékelését, de az eljárás védendő értékként, hatásviselőként kezeli az emberi egészséget, az ökoszisztémát és a felszín alatti vizet is. A hatásviselők kitettségének (expozíciójának) mértékét az expozíció helyére és időtartamára vonatkozóan mérni kell, vagy számítással becsülni. A hatásviselőt érő expozíció becslésekor meg kell határozni – a szennyező forrástól az expozíció helyéig tartó terjedési úton - a szennyezőanyag terjedés modellezésével az előre jelezhető környezeti koncentrációt (Predicted Environmental Concentration; PEC). A PEC érték ismeretében a humán egészségkockázat becslésekor az expozíciós paraméterek (mint pl. napi lenyelt vízmennyiség vagy a bőrfelület nagysága) felhasználásával az átlagos napi dózist (ÁND) számítják ki, míg a környezeti kockázatbecslésben a kitettség mértékét közvetlenül a környezeti koncentráció (PEC) értéke jellemzi. Küszöbdózissal rendelkező vegyi anyagok esetében az emberi egészségkockázat (Human Risk Quotient; HRQ) mértékét úgy származtatják, hogy az ÁND értékeket összevetik a toxikológiai értékekből extrapolált megengedhető dózisokkal (Acceptable Daily Intake; ADI vagy Reference Dose; RfD vagy Tolerable Daily Intake; TDI). A daganatképző tulajdonságú, vagy a genetikai állományt (DNS) károsító vegyi anyagok kockázata, vagyis a daganatkockázat (Carcinogenic Risk; CR) mértéke a teljes élettartamra vonatkozó ÁND érték és a daganatkockázat valószínűségét leíró egységnyi kockázat (UR) vagy meredekségi tényező (SF) figyelembe vételével határozható meg (3.4.1. ábra). A környezeti kockázat (Environmental Risk Quotient; ERQ) meghatározásakor a PEC értékét ökotoxikológiai vizsgálatok alapján extrapolációval előre jelzett, az ökoszisztémára károsan nem ható koncentrációkhoz (PNEC) viszonyítják (3.4.2. ábra). A kifejezések értelmezéséhez a 3. melléklet nyújt segítséget.

		3.5 Alapelvek

Az alábbiakban bemutatott kockázatfelmérési eljárás nem használ új számítási elemeket vagy képleteket, ám feltételrendszere folytán joggal nevezhető magyar módszernek. A javaslat kidolgozása során az elővigyázatosság elvét követve figyelembe vették, hogy a kockázatfelmérési módszernek a “hagyományos” felmérési lépéseken túlmenően összhangban kell lennie az OGY. 83/1997. (IX. 26.) sz. határozatával elfogadott Nemzeti Környezetvédelmi Programban megfogalmazott – a felszín alatti vizek célállapotára vonatkozó – követelményekkel is: “az ivóvízellátás alapját képző, stratégiai jelentőségű felszín alatti vizek minősége 50 éven belül az ország egész területén belül közelítse meg az emberi tevékenységgel közvetlenül nem érintett vizek minőségét legalább olyan mértékig, hogy feleljen meg a mindenkori ivóvízszabványban rögzített minőségnek, kivéve, ha ez természetes állapotában sem állt fenn”. A fentieken kívül a kockázatfelmérések magyar specifikumokkal történő kiegészítést indokolják a 33/2000. (III. 17.) Kormány rendeletben (4. § és 18. §) és az 1995. évi LIII. törvényben (38. §, 40. § és 101. §) foglalt alapelvek is. Vagyis a kockázatfelmérési eljárás megválasztásának és kialakításának sarkalatos pontja a hatásviselő–közvetítő környezeti elemek, ezen belül is a hazai ivóvízellátás 97%-át biztosító, felszín alatti vizek minőségének védelme. A fenti kritériumok úgy teljesíthetők, ha megszabják, hogy a szennyezettség az állapotfelméréskori kiterjedési területénél nagyobb nem lehet, sem horizontálisan, sem pedig vertikálisan nem terjedhet tovább, vagyis szennyezetlen környezeti közegek elszennyeződése nem megengedett. Alapelvként fogalmazták meg azt is, hogy a szennyezettség nem tevődhet át egyik környezeti elemről másikra.

		3.6 A felszín alatti vizek védelme érdekében alkalmazott megközelítés

Klasszikus értelemben egy hatásviselő (élő receptor szervezet) védelme olymódon biztosítható, hogy az expozíció helyén, azaz a hatásviselőnél a tolerálható mértékűre csökkentik a kockázatos anyag koncentrációját illetve bevitelét (pl. lenyelés, belégzés) és ezáltal a kockázatot. Miután az ivóvízellátás Magyarországon nagy arányban a felszín alatti vizekből történik, az élőlények /receptorok védelme mellett már elsődleges szempont a felszín alatti víz minőségének védelme. A felszín alatti vizek megelőző jellegű védelmének egyik eszköze az, ha a kockázatfelmérések során potenciális hatásviselőket képeznek, amelyek, mint megfelelőségi pontok szerepelnek a számításokban. Amennyiben tényleges receptor nem, vagy csak a szennyezettség forrásától nagy távolságban lelhető fel, elvileg előállhatna az az eset, hogy “hagyományos” kockázati megközelítéssel élve a felszín alatti víz és földtani közeg jelentős volumenű elszennyeződése is tolerálhatóvá válna. Ennek elkerülése érdekében, szem előtt tartva a hazai vízföldtani sajátosságokat, a jövőbeli területhasználat korlátozásának elkerülését, valamint az elővigyázatosság elvét, a kockázatfelmérés során megfelelőségi pontokat kell alkalmazni. A felvett megfelelőségi pontban pedig teljesíteni kell a kívánatos vízminőségi (pl. ivóvíz, felszín alatti víz (A) vagy (B) érték) kritériumot. A megfelelőségi pontok alkalmazásával biztosítható, hogy ne csak a tényleges hatásviselők esetlegesen nagy távolságban történő elhelyezkedése határozza meg a kockázatos anyagok migrációjának földrajzi kereteit. A megfelelőségi pont helyét tehát úgy kell megválasztani, hogy az alábbi szempontok teljesüljenek:

• a szennyezettség ne tevődjön át a szennyezett közegről másik környezeti elemre,
• a szennyezőanyagok terjedését korlátok között kell tartani, vagyis a szennyezetlen környezeti közegek elszennyeződése nem megengedett.

		3.6.1 A függőleges irányú szennyezőanyag-terjedés korlátozása

A nem természetes eredetű, tehát emberi tevékenységhez kapcsolható szennyezettségek jellemzően felszíni, illetve felszín-közeli eredetűek. A talajba jutott szennyezőanyagok – a csapadék beszivárgásával – elsősorban lefelé terjednek, vagyis az esetek döntő többségében, a háromfázisú zónán keresztül leszivárgó vizek a szennyezőanyagokat kioldják, majd a talajvizet elérve elszennyezik azt, tehát meg kell akadályozni:

• hogy a felszíni/felszín közeli talajszennyezettség a talajból a talajvízbe jusson, és
• hogy a talajvíz szennyezettsége a mélyebb vízadókra is kiterjedjen.

Ezek az elvek úgy érvényesíthetők a javasolt kockázatfelmérési módszerben, ha a szennyezett közeg alá potenciális hatásviselőt (megfelelőségi pontot) helyeznek, és a (D) kármentesítési határértéket úgy határozzák meg a forrásra, hogy a megfelelőség már erre a pontra teljesüljön.

Csak talajszennyezettség esetén a szennyezettség alá, a talajvíz felszínére (mélyebb helyzetű első víztartó esetén az első vízadóra) helyezik a potenciális hatásviselőt (3.6.1.1. ábra). A talajszennyezettséget tehát olyan mértékben kell lecsökkenteni – vagyis olyan (D) kármentesítési határértéket kell megadni a talajra nézve – a szennyező forrásban, hogy a meglévő talajvíz-minőség ne változhasson meg, már közvetlenül a talajszennyezettség forrása alatt sem. Amennyiben a vizsgált területen nem ismert a talajvíz-minőség, abban az esetben az elérendő talajvíz-minőség nem lehet rosszabb, mint a 10/2000. (VI. 2.) rendeletben előírt, a felszín alatti vízben kockázatos anyagonként megadott (B) szennyezettségi határérték. A kockázatos anyagok bemosódását leíró összefüggéseket a 4. melléklet 1/a. és 1/b. táblázatai illetve egyenletei írják le.

A talajvíz szennyezettsége esetén a megfelelőségi pontot a szennyezettség alá, az első rétegvízadóba kell helyezni (3.6.1.2. ábra). Az első vízadó (talajvíz) szennyezettségének lecsökkentése – legalább olyan mértékig, hogy a vertikális irányú terjedés során a második vízadó felszínen elhelyezett megfelelőségi ponton ne alakulhasson ki az elfogadhatónál nagyobb szennyezőanyag koncentráció – különösen olyan szennyezett területeken fontos, ahol leáramlás valószínű, illetve a víznél nagyobb sűrűségű (Dense Non Aquous Phase Liquid; DNAPL) vegyi anyagokkal (pl. klórozott szénhidrogének, tömény sóoldatok) szennyezett a talajvíz. A mélyebb vízadó rétegek védelme nagyon fontos, hiszen a rétegvizek sok helyen az ivóvízellátás bázisát képzik.

Természetesen, egyes szennyezőanyagoknál – azok eredendő fizikai tulajdonságai miatt – nem lehet a közegváltást korlátozni. Itt elsősorban az illékony vegyi anyagok talajból levegőbe (zárt- vagy nyílt térbe), vagy a talajvízből a talajlevegőbe, majd a felszín feletti légtérbe kerülése fordul elő. Mivel azonban ez a probléma adminisztratív eszközökkel (pl.: a területhasználat korlátozása) jól kezelhető, ezért ezeket az eseteket külön kezelik.

		3.6.2 A horizontális irányú szennyezőanyag-terjedés korlátozása (a javasolt eljárás új eleme)

A mindennapi gyakorlatban előfordul, hogy a szennyezettség környezetében – a szennyezőanyagok terjedésével érintett területen – tényleges hatásviselő nem azonosítható. Nyilvánvalónak tűnik, hogy ebben az esetben sem engedhető meg a szennyezettség korlátozás nélküli terjedése. A szennyezőanyag-terjedés csak egy jól definiált területrészen belül, a megfelelőségi pont által határolt területen illetve térrészben képzelhető el. Az alapelvek értelmében tehát a humán és ökológiai hatásviselők védelmén túlmenően a kockázatfelméréssel olyan (D) kármentesítési szennyezettségi határértéket kell meghatározni a forrásterületre, amely azt is biztosítja, hogy a szennyezett felszín alatti víz az állapotfelméréskori kiterjedési területénél-térfogatánál (a (B) szennyezettségi határértékkel lehatárolt térrésznél) nagyobb ne lehessen, ne terjedhessen tovább. A felszín alatti környezetbe került szennyezőanyagok egyszeri állapotfelmérésének eredménye azonban csak “pillanatfelvétel”. Az állapotfelmérési vizsgálatok egyszeri vizsgálati eredményei alapján legtöbb esetben nem lehet eldönteni azt, hogy a feltárt szennyezett felszín alatti víz, azaz a felszín alatti vízben oldott szennyezőanyag csóva terjedő (növekvő), stabil vagy pedig csökkenő stádiumban van-e. A szennyezett csóva dinamikája nagyon jelentős konzekvenciákat hordoz magában. A növekedési stádium vagy a stagnáló-csökkenő stádium más és más környezeti kockázatokat hordoz, ezért a szükséges intézkedések, és a szükséges anyagi ráfordítások szempontjából rendkívül nagy jelentőségű. A bizonyíthatóan stabil-csökkenő szennyezőanyag csóva esetében megfelelő és elegendő intézkedés lehet a rendszeres monitoring, míg a terjedő-növekvő stádiumban lévő szennyezőanyag csóva esetén az aktív műszaki beavatkozás szükséges. Tekintettel arra, hogy a fenti értékelés mind a környezeti állapotra, mind a rendelkezésre álló források felhasználására nézve nagy jelentőségű döntésekhez vezet, ezért minden esetben az elővigyázatosság és a biztonság szem előtt tartásával kell eljárni.

A szennyezőanyag csóva dinamikájának megítélésében ezért fel kell használni az elérhető eszközök közül mindazokat, amelyek a biztonságos és megalapozott döntés előkészítéséhez rendelkezésre állnak. Ilyen eszközök a felszín alatti víz áramlását és a szennyezőanyag terjedését leíró áramlási- és transzport modellek különböző fajtái (részletesebben lásd az 5. mellékletben). Azonban a modellek csak akkor tudnak a valóságos folyamatokat jól közelítő előrejelzéseket produkálni, ha kellő számú és jó minőségű bemenő adat áll rendelkezésre, azaz a modelleket kalibrálni kell terepi adatokkal. Figyelembe véve a döntési folyamat tétjét, az áramlási és terjedési modellezést rendszeres monitoring eredményekkel kell kalibrálni és időközönként ismételten el kell végezni azt, reambulálni kell az eredményeket.

A fentiek figyelembevételével előállhat olyan eset, amikor műszaki beavatkozás nélkül is stabil, vagy csökkenő stádiumban van az oldott szennyezőanyag csóva, és ez esetben a rendszeres monitoring révén, kellő hatékonysággal ellenőrzés alatt tartható a környezeti kockázat. Másrészt azonban, ha a csóva terjedő stádiumban van, műszaki beavatkozással kell biztosítani a lokalizációt, meggátolni a terjedést, illetve a kockázatok elfogadható mértékűre való csökkentését.

Rendszeres monitoring eredmények hiányában a szennyezőanyag csóva múltbeli viselkedése, ezáltal pedig a jövőben várható terjedése sem becsülhető pontosan. Monitoring vizsgálatok nélkül nem lehet pontosan tudni, hogy a feltárt szennyezettség az “életciklusának” melyik fázisában jár, milyen hígulási-lebomlási folyamatok jellemzőek a vizsgált területre. Az oldott szennyezőanyag csóvák természetes “életciklusuk” során több fázissal jellemezhetők (3.6.2.1. ábra). A növekvő csóva olyan jelenség, amelyben a szennyezettség határán (a felszín alatti víz áramlási irányában a forrásterületnél kisebb felszín alatti víz potenciálon lévő ponton), vagy egy csóván belüli ponton az idővel növekszik a kérdéses szennyezőanyag koncentrációja. Ez azt jelenti, hogy a természetes koncentrációcsökkenési folyamatok révén kisebb mennyiségű szennyezőanyag “fogy el”, bomlik le, mint amekkora anyagmennyiség (tömeg) a forrásterületen belép a felszín alatti víztérbe. A szennyezőanyag abszolút mennyisége azonban csak az olyan destruktív koncentrációcsökkentő folyamatok hatására csökken, mint a biodegradáció. A nem destruktív folyamatok (pl. hígulás, diszperzió) csak a koncentrációt csökkentik, a szennyezőanyag abszolút mennyisége hatásukra nem csökken, azaz az ugyanakkora tömeg csak egyre nagyobb térfogatban lesz jelen. Stabil – “steady-state” állapotú – csóva akkor áll elő, ha a víztérbe belépő szennyezőanyag mennyisége megegyezik a lebomlott anyagmennyiséggel, míg növekvő csóva esetén a biodegradációból adódó koncentrációcsökkenés mértéke kisebb, mint a belépő anyagmennyiség. Természetesen folyamatos utánpótlódás mellett, a csökkenő és az elfogyó fázis olyan vegyi anyagokra (pl. klorid) nem értelmezhető, amelyek degradációra (biodegradáció, radioaktív bomlás, vagy kémiai bomlás) nem hajlamosak.

A tárgyalt alapelv szempontjából – mely szerint egy szennyezettség az állapotfelméréskori kiterjedési területénél nagyobb nem lehet – a növekvő fázisban lévő szennyezettségek kritikusak.

A fentiek miatt az olyan szennyezett területeken, ahol a kockázatfelmérés készítésének időpontjában a csóváról nem áll rendelkezésre monitoring idősor, a kockázatfelmérés folyamatába egy megfelelő hosszúságú és gyakoriságú monitoring vizsgálat beiktatása szükséges. Ennek a monitoring vizsgálatnak a célja egyértelműen az, hogy a szennyezőanyag csóva stabilitása, életciklus-helyzete és a koncentrációcsökkentő folyamatok mértéke pontosan megadható legyen. A csóva stabilitásának meghatározásához – vagy legalábbis egy, a talajvíz áramlási irányában lévő ponton kialakult trend becsléséhez – olyan egységesített statisztikai eljárások használatára van szükség, (pl. lineáris regresszió vagy Mann-Kendall statisztika), amelyekkel trendanalízis készíthető. A statisztikai vizsgálathoz olyan értékelhető adatsor szükséges, amely legalább négy mintavételi eredményből áll, amelyekben kimutatható koncentrációban jelen van a vizsgált szennyezőanyag. Például, a kéthavi gyakorisággal egy évig végzett monitoringból nyert hat adat alapján, már becsülhető a csóva dinamikája. A megbízhatóság növelése érdekében a mintavételi gyakoriság sűríthető, de a konkrét esetre vonatkozó monitoring időtartamát és gyakoriságát – a terület vízáramlási körülményeinek figyelembe vételével – hatósági egyeztetést követően kell meghatározni.

A javasolt, egy éves monitoring vizsgálat miatt, a hatásviselők kijelölése érdekében a (B) értékkel lehatárolt szennyezettség területén kívül elegendő azon térrész vizsgálata, melyet a (B) izokoncentrációs vonaltól a felszín alatti víz egy éves terjedéséhez tartozó távolság (későbbiekben “(B)+1 év”) jelöl ki. Vizsgálandó komponensek a legnagyobb mobilitással rendelkező és/vagy a legnagyobb egészségkockázatot és daganatkockázatot okozó kockázatos anyagok. Ha a “(B)+1 év” kritérium által kijelölt területen veszik föl a “vizes” hatásviselőket, akkor konzervatívan járnak el, hiszen a szennyezőanyagok által egy év alatt megtett út – éppen a koncentrációcsökkentő folyamatok miatt – biztosan rövidebb a felszín alatti víz által megtett útnál.

Olyan szennyezett területen (a “(B) +1 év” által kijelölt területen), ahol releváns ökológiai és humán hatásviselők nincsenek, vagy a kockázatfelmérés során ilyen hatásviselőkre nézve az elfogadhatónál nagyobb mértékű kockázatok kialakulása nem valószínű, a kockázatfelmérést monitoring vizsgálattal kell folytatni a csóvadinamika tisztázása érdekében (3.6.2.2 ábra A. eset). Ha a monitoring eredmények alapján végzett trendanalízis igazolja a szennyezettség továbbterjedését (növekvő vagy valószínűleg növekvő státuszú csóva), a szennyező forrásra olyan (D) értéket kell képezni, amely megakadályozza a további jövőbeli növekedést. Ilyenkor az eredeti (B) értékkel lehatárolt terület peremén kell fölvenni egy megfelelőségi pontot, és ebből a pontból visszafelé számolva – a forrás és a megfelelőségi pont közötti távolságot jellemző horizontális irányú koncentrációcsökkenést leíró mennyiség figyelembe vételével – kell a (D) értéket képezni. Ilyenkor a megfelelőségi pontban a (B) értéket kell elérendő koncentrációnak tekinteni.

Amikor a vizsgált területen lévő hatásviselőre nézve a tolerálhatónál nagyobb kockázatok számíthatók, a mentesítést meg kell kezdeni a számított (D) értékre (3.6.2.2 ábra B. eset). Ebben az esetben olyan (D) értéket kell meghatározni, amely nem csak a hatásviselők védelmét szolgálja, hanem a szennyezettség továbbterjedését is megakadályozza.

		3.6.3 A horizontális szennyezőanyag-terjedés korlátozásával kapcsolatos további megfontolások és megállapítások

Fontos megjegyezni, hogy az ismertetett csóvadinamika vizsgálatra a kockázatfelmérés keretében csak olyan szennyezett területeken van szükség, ahol korábbi vizsgálati eredmények alapján nem bizonyítható, hogy a szennyeződés már elérte a stabil, “egyensúlyi” állapotot, vagy már összehúzódó állapotban van, illetve azon esetekben, amikor pontosan nem lehet meghatározni a felszín alatti víztérbe beoldódó szennyezőanyagok mennyiségét és intenzitását.

A horizontális szennyezőanyag-terjedés korlátozásának fontos szempontjai a szennyezett ingatlan és a szomszédos ingatlanok tulajdonosainak jogos érdekei, illetve az érdekek esetleges sérelmeitől való tartózkodás igénye. Amikor a szennyezett felszín alatti víz horizontális irányú terjedését korlátok közé kívánják szorítani, érdemes megkülönböztetni a kétféle szennyezőanyag csóvát. Az egyik csóvatípus az, amely már elhagyta azt az ingatlant, amelyen a szennyező forrás található (3.6.3.1 ábra A. eset).

A másik típusba pedig azok a csóvák tartoznak, amelyek még nem hagyták el a szennyező forrással érintett ingatlant (3.6.3.1 ábra B. eset). Azokban az esetekben, amikor a szennyezettség a felszín alatti vízben már csak a szomszéd ingatlanon határolható le, a szennyezettséget a forrásterületen olyan mértékig kell lecsökkenteni, hogy már az ingatlanhatáron megfelelőség álljon elő. Tehát az ingatlanhatáron felvett megfelelőségi pontból – az ésszerű vízfelhasználás alapján (locsolóvíz, ivóvíz, fürdővíz, stb) – kell visszaszámolni a (D) értéket a forrásra. Ez azt jelenti, hogy az ingatlanhatáron történő megfelelőség igénye felülírhatja a horizontális szennyezőanyag-terjedés korlátozása érdekében meghatározott (D) értéket, amennyiben a szennyezés kiterjedése ezt a helyzetet előidézi, és az érdekelt felek is ezt kívánják. Más szavakkal a “(B)+1 év” az államigazgatási eljárás során követendő alapséma, de a tulajdoni viszonyok alapján ettől el lehet térni a nagyobb szigor irányába. Abban az esetben, ha az ingatlanhatáron nem nyúlik át a csóva (3.6.3.1 ábra B. eset), és nincs releváns ökológiai és humán hatásviselő sem, akkor még mindíg elképzelhető, hogy szükség lehet műszaki beavatkozásra, hiszen lehet, hogy a csóva növekvő státuszú. De ha a szennyezettség nem nyúlik át másik ingatlanra, nincs és nem is lesz releváns humán és ökológiai hatásviselő, stabil, vagy összehúzódó a csóva, akkor nincs szükség kockázatcsökkentő eljárásokra. Ilyenkor a megkezdett monitoringot kell folytatni minimálisan 4 évig.

A “(B)+1 év” kijelölésének egyik legfőbb oka – természetesen a csóvadinamika kiderítésén és a szennyezőanyag terjedés megakadályozásán túl – az, hogy a kockázatfelmérésben könnyedén megadható legyen a releváns hatásviselők köre, illetve az a távolság (kör), ahol még a hatásviselők jelenlétét vagy hiányát meg kell vizsgálni. A fenti eljárás alapján kijelenthető, hogy minden olyan élőlény vagy felszín alatti víz, aki-ami az említett “(B)+1 év”-en kívüli területen helyezkedik el, az első megközelítésben nem releváns, nem hatásviselő. A javasolt “(B)+1 év”-hez tartozó szennyezőanyag csóva terület a klasszikus értelemben vett szennyezőanyag terjedés-modellezéssel meghatározható “steady-state”, vagy egyensúlyi állapothoz tartozó csóva-terület leszűkítése.

		3.7 Kockázati modell

A kockázatfelmérés a kockázati modell (más elnevezéssel: integrált kockázati modell, koncepció modell) felállításával indul. Ezen előzetes jellegű munkafázis során határozzák meg a kockázat lehetséges elemeit, úgymint a szennyező forrást, a lehetséges terjedési és expozíciós utakat és a potenciális hatásviselőket. A 3.7.1. ábra összefoglalja az egyes lehetséges szennyezőanyag terjedési utakat és expozíciós lehetőségeket. A kezdeti fázist követően, a további vizsgálatokból kizárják azokat a kockázati tényezőket, amelyek lényegtelenek vagy irrelevánsak. A már csak releváns expozíciós lehetőségeket tartalmazó kockázati modellen alapulnak a kockázatfelmérés egymást követő fázisai. A kockázati modellnek minden esetben tartalmaznia kell a szennyező források típusait, a fennálló és várható szennyezőanyag-terjedési mechanizmusokat, az expozíciós utakat, és a hatásviselőket. Az elméleti kockázati modell pontos felvétele és iteratív finomítása a kockázat alapú beavatkozások kulcseleme. A kockázati modell felvételéhez példát mutat be a 3.7.2. ábra, már a modellalkotási fázisba is célszerű bevonni az érdekelteket.

3.7.1. ábra: Lehetséges szennyezőanyag-terjedési utak és expozíciós lehetőségek (SFT, 1999)

3.7.2. ábra: Kockázati modell

		3.8 A szennyezett terület és a szennyező forrás

A kockázatfelmérés a tényfeltárási folyamat része. Ennek során már ismertté válik a szennyezett környezeti elem(ek) vertikális és horizontális kiterjedése, ezek ismeretében pedig azok térfogata is meghatározható. Ezt követően azonosítani kell a szennyezettség elsődleges és másodlagos forrásának (vagy forrásainak) helyét, mert a szennyezettség forrásterületének pontos kijelölése elengedhetetlen a hatásviselők kiválasztásakor. Elsődleges szennyező forrásnak tekintik a szennyezőanyag környezeti közegbe való olyan kibocsátási helyét, amely az adott környezeti elemben az eredeti háttérértéknél nagyobb koncentrációt okoz (pl. sérült csővezeték, tartály), míg másodlagos forrásnak (vagy forrásterületnek) nevezik a szennyezett környezeti elem(ek) (ami lehet talaj, felszín alatti víz, vagy mindkettő együttesen) azon részét, amelyben a szennyezőanyag koncentrációja meghaladja az egyensúlyi állapothoz tartozó koncentrációt. (Vagyis több szennyezőanyagot képes más környezeti elem felé átadni, mint amennyit megköt, vagy old.)

A kockázatszámítás során szennyező forrás az a térrész, ahol a vonatkozó szennyeződés-érzékenységi kategóriának megfelelő (Ci) intézkedési szennyezettségi határértékeknél nagyobb szennyezőanyag koncentrációk mérhetők. A forrásterület azonosításánál meg kell állapítani, hogy ott egy vagy több pontszerű forrás, vagy diffúz szennyezettség fordul-e elő. Ez történhet a szennyezett területen végzett további mintavételezéssel, amelynek tervezésére és kivitelezésére vonatkozó összefoglalást a 4. melléklet, valamint a “Tényfeltárás és monitoring” c. KvVM útmutató ad. A 4. melléklet ismerteti a minták keverhetőségének feltételeit, a mintákból elvégzendő leggyakoribb analitikai vizsgálatok és kockázatos anyagok körét, az analitikai vizsgálatok eredményeit és azok megbízhatóságát is.

A szennyezett környezeti elemek alapján három alapvető szennyezettségi esetet lehet megkülönböztetni, amelyeket a potenciális hatásviselők kiválasztása érdekében külön kell tárgyalni:

• csak a földtani közeg szennyezett,
• csak a felszín alatti víz szennyezett, illetve
• a földtani közeg és a felszín alatti víz (talajvíz) együttesen szennyezett.

		3.9 A szennyezőanyagok azonosítása

A vizsgált területen a szennyezőanyagokat azonosítani kell. Az azonosítás hatékony módja első lépésben a területen korábban (vagy esetleg a vizsgálat időpontjában) alkalmazott technológiák és vegyi anyagok megismerése, majd ezek alapján a mintavételezés és kémiai analitikai megtervezése és elvégzése. Ebben a munkarészben követhetők a környezetvédelmi felülvizsgálatnál, teljesítményértékelésnél alkalmazott módszerek. A tényfeltárás során alkalmazott vizsgálati – diagnosztikai eljárásokról bővebben a 4. melléklet, és a “Tényfeltárás és monitoring” c. KvVM útmutató ad eligazítást.

A szennyezőanyagokra vonatkozó információkat az alábbiak figyelembe vételével kell dokumentálni:

A területen folyó tevékenység során a felszín alatti vízbe/földtani közegbe került kockázatos anyag(ok) I. vagy II. listás anyag (33/2000. (III. 17.) Kormány rendelet 1. számú melléklete szerint) megnevezése, CAS-száma. A 10/2000. (VI. 2.) KöM–EüM–FVM–KHVM együttes rendelet alapján a két lista I. (K1) és II. (K2), amelyben az anyagok név szerint fel vannak sorolva CAS-számmal. A határérték táblázatban nem szereplő elemeket, vegyületeket a 33/2000. (III. 17.) Kormány rendelet 1. melléklete szerint kell besorolni CAS-számmal ebbe a két listába. A talajra/földtani közegbe illetve felszín alatti vízbe került szennyezőanyag tartalmat, s azon belül a kockázatos anyag tartalmat koncentráció értékkel (mg/kg, vagy mg/dm ³ ) kell megadni. Ezen kívül készletbecslés útján meg kell határozni a felszín alatti környezetben tározódó szennyezőanyag abszolút mennyiségét is (kg, t, dm ³ , m ³ ).

		3.10 A kitettség becslése

		3.10.1 Az előre jelezhető környezeti koncentráció (PEC) számítása

A kockázatfelméréseknél kezdetben elegendő a szennyező forrásában megmérni a szennyezőanyagok koncentrációját környezeti elemenként, míg a további kockázatfelmérési lépcsőkben a forrásterületen mért szennyezőanyag koncentrációt felhasználva kell modellezni a környezeti elemekben, adott távolságban és adott idő múlva kialakuló, várható környezeti koncentrációkat (PEC). Az első lépésben tehát nem szükséges modellezni, hanem a távolsággal vagy idővel kialakuló koncentrációcsökkentő folyamatokat mértékét nullának kell feltételezni. A kockázatfelmérés iteratív pontosítása során pedig már matematikai modelleket kell alkalmazni a PEC meghatározására. Az egyes iterációs lépcsőkben alkalmazható koncentrációcsökkenési állandók (Natural Attenuation Factor; NAF) egy lehetséges számítási módját a levegővel, illetve felszín alatti vízzel történő szennyezőanyag terjedés leírására az 5. melléklet mutatja be részletesen. Az emberi egészségkockázat felmérésénél az előre jelezhető környezeti koncentráció (PEC) értékből egységnyi testtömegre és időre vonatkozó dózist (ÁND) kell megállapítani az expozíció, a területhasználat és a hatásviselő jellemzőinek függvényében. Az így kapott dózist (bevitel) pedig viszonyítani kell a toxikológiai alapú referencia értékekhez. Az ökológiai hatásviselőknél az egyes környezeti elemekre számított várható koncentrációt közvetlenül össze kell vetni az ökotoxikológiai vizsgálatok alapján meghatározott várhatóan még hatástalan környezeti koncentrációval (PNEC).

		3.10.2 Hatásviselők

A szennyezett területek környezeti kockázatfelmérése során humán és ökológiai, valós vagy feltételezett (potenciális) hatásviselőket/receptorokat vesznek figyelembe. Jelen útmutatóban a felszín alatti vizet is hatásviselőnek, védendő értéknek kell tekinteni.

• Humán hatásviselő lehet egyetlen ember, embercsoport vagy egy emberi populáció. Célszerű, esetenként elengedhetetlen megkülönböztetni a humán hatásviselők csoportján belül az érzékenységi alcsoportokat is (gyerekek, öregek, várandós anyák, stb.). Ezeknek az alcsoportoknak az átlagtól eltérő érzékenységét az átlagos napi dózis számításakor eltérő expozíciós paraméterekkel (testtömeg, expozíciós időtartam), és tolerábilis dózisokkal kell figyelembe venni.
• Ökológiai hatásviselő is lehet egy mikroba populáció, a magasabb rendű élőlények (növények, állatok) vagy egy táplálkozási lánc egésze, de akár a teljes ökoszisztéma is.
• A felszín alatti vizeknél érdemes megkülönböztetni az első jó vízadó réteg vizét; a talajvizet, valamint a mélyebb vízadó rétegek vizeit; a rétegvizeket, mint hatásviselőket. Az ivóvízellátás alapját főként a rétegvizek képezik, de gyakran előfordul a talajvíz ivóvízként történő felhasználása is azokon a területeken, amelyek nincsenek bekapcsolva a vezetékes vízellátásába.

Tényleges hatásviselőket (humán vagy ökológiai) csak a meglévő területhasználathoz lehet rendelni, vagyis egy szennyezett terület kockázatfelmérése során egyszerű szennyezőanyag terjedés modellezéssel kiválasztható a releváns hatásviselők köre (lásd. “B+1 év” a 3.5.2. fejezetben). A tényleges hatásviselők helyzete mindig adott, míg a potenciális hatásviselőket a vizsgálat állapítja meg és vonatkoztatja az adott területre. A potenciális hatásviselők kiválasztásának lehetséges okai a következők:

1. a jövőbeli területhasználat(ok)hoz tartozó környezeti kockázatokat szükséges számszerűsíteni. Ebben az esetben a kockázatot ugyanúgy számolják, mint a tényleges hatásviselőknél.
2. azért feltételeznek potenciális hatásviselőt, hogy számításba lehessen venni a szennyezőanyagok közegváltását, illetve meggátolják a horizontális szennyezőanyag-terjedést. A potenciális hatásviselőt ugyanis ebben az esetben megfelelőségi pontnak tekintik, vagyis az itt számított kockázat nem lehet nagyobb, mint a megengedett. A potenciális hatásviselőnél számított koncentrációk alapján meghatározhatjuk az expozíciót, majd a bevitelt és ebből kiszámíthatjuk a kockázati tényezőt, illetve a rákkockázatot is.

		3.10.3 Terület- és vízhasználatok

A hatásviselők expozíciós paramétereit a “belső” jellemzőiken (pl. testtömeg, életkor) kívül a területhasználat is meghatározza, úgy, mint az expozíciós gyakoriság, -időtartam, stb. Tehát a kockázatfelmérés elkészítésekor elengedhetetlen a fennálló és tervezett területhasználatok pontos ismerete a vizsgált ingatlanon és annak szomszédságában. Ezzel összhangban, és a 33/2000. (III. 17.) Kormány rendelet értelmében a tényfeltáráskor a fennálló területhasználatokat térképen is be kell mutatni. Célszerű a nemzetközi gyakorlatban is elfogadott (egyszerűsített) területhasználatok figyelembe vétele az alábbiak szerint:

• ivóvízbázis,
• lakóterület,
• gazdasági terület (ipari/kereskedelmi terület),
• üdülő és szabadidő (sport, park) terület,
• mezőgazdasági terület, vagy konyhakert.

A külföldi szakirodalomban a földmunka, mint önálló területhasználat is gyakran előfordul. Ezt indokolja, hogy a földmunka során egyes expozíciós lehetőségek előtérbe kerülnek. Ilyen például a kiporzás, a bőrkontaktus, vagy az illékony komponensek belégzése. Fontosnak tartják még, hogy a városi és szabadidős területhasználatoknál a gyermekeket különálló hatásviselő csoportnak kell tekinteni, hiszen a gyermekekre vonatkozó expozíciós paraméterek (gyakoriság, testtömeg, expozíciós időtartam, stb.), s ennél fogva a számított kockázat értékek jelentősen eltérhetnek a felnőtt emberekre számított kockázat értékektől. A területhasználatokat terepi megfigyelésekkel (adatgyűjtéssel) kell ellenőrizni, és a kockázatfelmérés során azokat a fenti kategóriák alapján, területhasználati térképen fel kell tüntetni. A jövőbeni lehetséges területhasználatok megállapításához az Általános és Részletes Rendezési Tervekben (ÁRT/RRT) foglaltakat nyújthatnak hasznos segítséget így ennek tartalmát is figyelembe kell venni.

		3.10.4 Expozíciós lehetőségek és expozíciós paraméterek, az átlagos napi dózis meghatározása

A szennyezőanyagok a környezeti közegek közvetítésével kerülhetnek a szervezetbe.

A szennyezőanyag felvételi módok az alábbiak lehetnek:

• Bőrkontaktus: Fizikai kontaktus szennyezett talajjal, szálló porral, talajvízzel vagy felszíni vízzel. A szennyezőanyagok a bőrön keresztül jutnak a szervezetbe.
• Belélegzés: A szennyezőanyagot tartalmazó szálló por közvetlen belélegzése, vagy a felszíni-felszín alatti környezetből kipárolgó szennyezőanyagok belélegzése. Így a szennyezőanyagok a tüdőn keresztül szívódnak fel.
• Expozíció szájon át (lenyelés): Szennyezett talaj, víz, növényi- vagy állati eredetű élelmiszerek lenyelése. A szennyezőanyagok az emésztés során, a tápcsatornán keresztül szívódnak fel.

Az átlagos napi bevitelt (ÁND) az egységnyi testtömegre egységnyi idő alatt jutó szennyezőanyag mennyiséggel (mg/kg/nap) fejezik ki. Az átlagos napi bevitel mértékének kiszámítására a következő tényezőket kell használni: az expozíció gyakoriságát, az expozíció időtartamát, a bevitel mértékét leíró számot, a vegyi anyag koncentrációját, az

azaz; átlagos napi bevitel = koncentráció ´ expozíciós szorzó

Az expozíció időtartama alapján előfordulhatnak heveny (akut), “szubkrónikus” (az akut hatásnál hosszabb, de a krónikusnál rövidebb ideig tartó hatás) és krónikus expozíciók. Humán receptorok esetén a heveny expozíció lehet rövid ideig, pl. 24 óráig vagy rövidebb ideig tartó egyszeri, vagy sokszoros expozíció. A 2 héttől 7 évig terjedő expozíciót szubkrónikusnak nevezik. Krónikus expozícióról van szó, ha az expozíció időtartama meghaladja a 7 évet. Rákkeltő hatású anyagokra az átlagos napi dózist egész élettartamra vonatkozóan kell megadni. Egyéb hatásviselő szervezetnél az akut és krónikus vizsgálat időtartamát a vizsgált élőlény (tesztorganizmus) élettartamához viszonyítva lehet meghatározni. Az átlagos napi bevitel számításához szükséges általános humán expozíciós paraméterekre a 6. melléklet mutat be példát, a legfontosabb területhasználatok esetén, a három alapvető expozíciós útra.

		3.11 A hatás oldal és a kockázat számítása

Az anyagok rákkeltő és a mérgező tulajdonsága között fontos különbséget tenni, mert ezek az élő szervezetekre eltérő hatásmechanizmusokkal hatnak. Ugyanaz a vegyi anyag lehet rákkeltő és mérgező hatású is.

A humán hatásviselőknél a nem rákkeltő vegyi anyagokra (mérgező anyagok) a tolerálható napi bevitelt (ADI vagy TDI) vagy a referenciadózist (RfD) tekintik viszonyítási alapnak. A TDI vagy RfD képzése azon a feltételezésen alapul, hogy bizonyos mérgező hatásoknak, mint például a szerkezeti és funkcionális elváltozásoknak, létezik egy küszöbértéke. Ennek a mértékegysége a mg/(testtömeg kg´ nap). Általában a TDI (RfD) annak a napi expozíciónak a származtatása (akár nagyságrendnyi intervallumot is jelentő biztonsági tényezők figyelembe vételével), amely embercsoportoknál (érzékeny alcsoportokat is figyelembe véve) valószínűleg nem jár egy életen keresztül az ártalmas hatások értékelhető kockázatával. A belégzési referencia koncentráció (Reference Concentration; RfC) hasonló az orális TDI-hez, mely szerint feltételezik, hogy a belégzés útján szervezetbe jutott mérgező vegyületek egészségkárosító hatásainak van egy alsó küszöbértéke. Az RfC a belélegzett kockázatos anyagok (a bevitel “kapuja a légző rendszer”) szervezetre gyakorolt mérgező hatását írja le. Ennek mértékegysége mg/m ³ . Az RfC annak a napi expozíciónak a mértékét jelenti, amely nem jár az ártalmas hatások értékelhető kockázatával akkor sem, ha egy embercsoport tagjai (érzékeny humán alcsoportokat is figyelembe véve) egész életükön át ilyen kockázatos anyag koncentrációnak vannak kitéve. A TDI (RfD)-t és RfC-t a rákkeltő anyagoknak a nem rákkeltő káros hatásaira is lehet alkalmazni. Az RfD értékét az amerikai szakirodalom használja, míg európai adatbázisokban TDI illetve ADI értékek találhatók. A TDI gyakorlatilag megfelel az RfD-nek, de számértékük gyakran eltér.

A rákkeltő anyagoknál küszöbdózisról nem lehet beszélni, mert akármilyen kis többletdózis is növelheti a rák és a genetikai károsodás előfordulási valószínűségét, illetve életkor-rövidülést okozhat. Egy vegyi anyag rákkeltő képessége/potenciálja (SF) kifejezhető 1/mg/kg´ nap egységben, mely a dózis-karcinogén hatás összefüggés meredekségét írja le a megközelítőleg lineárisnak tekintett kis vegyi anyag dózis tartományban. A rákkeltő potenciál jellemzésére használják még az úgynevezett egységnyi kockázatot (UR), amely az egységnyi vízben oldott (m g/l) és levegőben mérhető (m g/m ³ ) szennyezőanyagra eső kockázat kvantitatív meghatározása.

A karcinogén hatásoknak kitett receptorokra a célkockázatot, vagyis a rák kockázat (CR) még elfogadható szintjét a rákos eredetű halál bekövetkezési valószínűségével fejezik ki. Ez egy mértékegység nélküli szám, amelynek értéke leggyakrabban 1:1.000.000 (10 ^-6 ). Több karcinogén anyag különböző expozíciós kapukon át a szervezetbe jutva nem okozhat 10 ^-6 valószínűségi szintet meghaladó daganatkockázatot. Munkaterületen 10 ^-5 kockázati szint tekinthető elfogadhatónak a foglalkozási eredetű rákkeltő anyagok elleni védekezésről és az általuk okozott egészségkárosodások megelőzéséről szóló 26/2000. (IX. 30.) EüM rendelet előírása, valamint a munkahelyek kémiai biztonságáról szóló 25/2000. (IX. 30.) EüM–SZCSM együttes miniszteri rendelet szerint.

A választott, még elfogadható daganatkockázat értéke viszont függ a védendő értékek típusától is, pl. az érintett populáció nagyságától, vagy a társadalmi megítéléstől. Ezen kívül a még elfogadható daganatkockázat meghatározásánál figyelembe kell venni azt is, hogy a vizsgált kockázatos anyag daganatképző hajlama alapján milyen karcinogenitási osztályba (a bizonyítottan-, valószínűleg- vagy lehetséges rákkeltő anyag) sorolható. Nem karcinogén vegyi anyagokra az egészségkockázati hányados (HRQ) elfogadható értéke általában egy. Ha több, nem karcinogén hatású vegyi anyag együttes expozíciója áll fenn, vagy egy vegyi anyag több expozíciós úton is hat, a érték az elfogadott, ahol “n” a vegyi anyagok, “m” pedig az expozíciós utak száma.

Az ökológiai receptoroknál ökotoxikológiai vizsgálatok alapján, a koncentráció-hatás görbe jellegzetes pontjainak (L(E)C₅₀, NOEC, LOEC, ...stb.) kiválasztása után extrapolációval határozzák meg a teszt szervezetekre/teszt rendszerekre előre jelezhetően még károsan nem ható koncentrációkat (PNEC) a környezeti elemekben. Az extrapoláció során használt szokásos eljárásokat és faktorokat a 2.3.1. fejezet mutatja be. A vegyi anyagok környezeti kockázatát leíró hányados (ERQ) elfogadható értéke, vagyis a PEC/PNEC arány értéke szintén egy. Különbséget kell tenni a kockázat számítása és a kockázati alapú célkoncentráció; azaz a (D) kármentesítési szennyezettségi határérték meghatározása között. (3.11.1 ábra).

A kockázat értékek számításakor (3.11.1. táblázat) az expozíció helyén becsült környezeti koncentrációból és a hely-specifikus hatásból adódó kockázat felmérése történik. Ilyenkor a szennyezőanyagoknak a hatásviselőre gyakorolt hatását, az expozíciójukból adódó kockázat mértékét számítjuk. A számított kockázat értékét összehasonlítjuk a megengedhető kockázati szinttel (pl. HRQ< 1, CR< 10 ^-6 ).

Jelölések:

A kockázati alapú célkoncentráció; azaz (D) kármentesítési szennyezettségi határérték meghatározásakor (az elfogadható kockázathoz tartozó környezeti koncentráció képzése) a hatásviselőnél megengedhető kockázathoz tartozó dózisból vagy koncentrációból visszafelé haladva határozzuk meg a forrásoldalon még megengedhető koncentrációt az adott környezeti elemben. A kapott értéket pedig összehasonlítjuk a szennyezett területen mért koncentráció értékekkel.

		3.12 Iteratív mennyiségi kockázatfelmérési módszer

Egy felszín alatti, vagy felszíni szennyezettség esetében a területre vonatkozó előzetes információgyűjtést követően elsőként a szennyezettség fúrásos, felderítő jellegű feltárása történik meg, amely magában foglalja a szennyezettség térbeli lehatárolását is. A terepi vizsgálatok során nyilvánvalóvá válik, hogy havária történt-e, vagyis szükség van-e gyors műszaki beavatkozásra, azonnali kárelhárításra vagy sem. Amennyiben szükség van gyors kárelhárításra, a beavatkozást követően újabb alapállapot felvétel szükséges.

A tényfeltárás során kapott talaj- és vízminták analitikai vizsgálati eredményét a 10/2000. (VI. 2.) KöM–EüM–FVM–KHVM együttes miniszteri rendelet földtani közegre és felszín alatti vízre vonatkozó határértékeihez lehet hasonlítani. (A 10/2000. (VI. 2.) együttes rendelet tartalmazza a határértékeket és egyben feltünteti az alkalmazandó vizsgálati szabványokat is.) Az összehasonlítás eredményeképpen megállapítható, hogy a földtani közegben, illetve a felszín alatti vízben ténylegesen mért szennyezőanyag koncentráció nagyobb, vagy kisebb, mint az együttes rendeletben megadott (B) határérték. Amennyiben az analitikai vizsgálatok eredménye alapján minden számításba vehető (korábbi vizsgálatok és a területen végzett tevékenységek alapján valószínűsíthető) szennyezőanyag koncentrációja kisebb, mint a szennyezettségi határérték, nincs szükség további intézkedésre (pl. kockázatfelmérésre vagy monitoring tevékenységre), sem műszaki beavatkozásra.

A kockázatfelmérés során igen fontos feladat a felszín alatti szennyező forrás helyének meghatározása, hiszen ha nem találják, vagy pontatlanul határozzák meg a legnagyobb szennyezettséggel jellemezhető térrészt, akkor a kockázatokat alul becsülhetik. Az illékony szennyezőanyagok előfordulása esetén, a forrás pontos helyének meghatározására, a talajgáz vizsgálatok a legalkalmasabbak. Abban az esetben, amikor semmilyen információ nem áll rendelkezésre a szennyező forrás valószínűsíthető helyére vonatkozóan, a mintavételi pontokat szisztematikusan (raszterben) kell kiosztani (lásd 4. melléklet). A tényfeltáráskor a szennyező forrásban minden olyan vegyi anyag jelenlétét meg kell vizsgálni, amely a szennyeződést okozó tevékenység vagy esemény alapján valószínűsíthető. Ha nincs információ a használt vegyi anyagokról, áttekintő vizsgálatokat kell végezni szervetlen és szerves vegyületekre (pl. ICP, és GC screening).

A kockázatfelmérés folyamatába minden olyan kockázatos anyagot be kell vonni, amelynek a mért koncentrációja meghaladta a (B) szennyezettségi határértéket. Az állapotfelmérés eredményei alapján elsőként a kockázati modellt (3.7 fejezet) kell kidolgozni. Meg kell vizsgálni a kockázat kialakulásának minden elemét, és figyelembe venni az összes releváns szennyezőanyagot, terjedési útvonalat, expozíciós lehetőséget valamint hatásviselőt. Hatásviselőként kell figyelembe venni a felszín alatti vizet is, ezért a horizontális és vertikális szennyezőanyag-terjedés megakadályozása érdekében megfelelőségi pontokat kell kijelölni (lásd 3.6 fejezet). A kockázat (HRQ, CR és ERQ) mértékét a 3.4 és 3.11 fejezetekben leírtak alapján megfelelőségi pontokban felvett potenciális hatásviselőkre, valamint a fennálló és tervezett területhasználatokhoz tartozó ökológiai és humán hatásviselőkre is számítani kell. A kockázat számítását, valamint a (D) kármentesítési szennyezettségi határértéket iterációs folyamatban kell képezni.

A kockázatfelmérést a tényfeltárás során szerzett terület-specifikus adatok felhasználásával kell elvégezni. Ha a kockázat korrekt számításához nem áll rendelkezésre minden szükséges adat, vagy az információk bizonytalanok, az adathiányból eredő bizonytalanságot konzervatív feltételezésekkel úgy lehet csökkenteni, hogy a lehető legrosszabb esetet veszik alapul. Ha az így kapott kockázat az elfogadhatónál kisebb, akkor nincs szükség kockázatcsökkentő intézkedésekre. Ha a számított kockázat értéke az elfogadhatónál nagyobb, akkor vagy fölülbecsülték a valós kockázatot, vagy ténylegesen nagy kockázattal bír a vizsgált szennyezettség. Gyakran előfordul, hogy a hatás és a kitettség oldalon megjelenő dózisok és koncentrációk, vagyis a kockázat értéke – ezáltal pedig a (D) érték is – további adatok beszerzésével pontosítható.

		3.12.1 A kitettség oldal pontosítása

A környezeti koncentráció (PEC) számítása, első közelítésben a környezeti közegekben mért maximális szennyezőanyag koncentrációt használó, egyszerű (egyensúlyi állapotra vonatkozó analitikus) szennyezőanyag terjedési modellek használatával történik. A PEC érték meghatározásához vizes és levegős transzportoknál használható modellek stacioner analitikus megoldásaira és empirikus összefüggésekre mutat be példát az 5. melléklet. A forrásterületen kívül található hatásviselők kitettségének becslésére, a szennyező forrás és a receptor közötti terjedési úton végbemenő koncentációcsökkentő folyamatoknak csak egy részét (pl. csak szorpció) veszik figyelembe, vagy figyelembe lehet venni minden jellemző destruktív és nem destruktív koncentrációcsökkentő folyamatot. A kezdetben egyszerűbb, egyensúlyi szennyezőanyag terjedési modellekkel becsült környezeti koncentrácókat pontosítani lehet a bonyolultabb, az inhomogenitásokat és nem egyensúlyi állapotokat is figyelembe vevő numerikus modellekkel. A vízáramlási és terjedési modellek, amelyek a talajvíz, mint hatásviselő közeg veszélyeztetettsége megállapításának legfontosabb eszközei, monitoring eredmények felhasználásával kalibrálhatók. A használt terjedési modellek megbízhatósága érzékenység vizsgálattal ellenőrizhető. (lásd 4. melléklet) A legérzékenyebb bemenő transzport paramétert ki kell választani és akár újbóli méréssel ellenőrizni kell annak helyességét. A valószínűségi kockázatfelmérést Monte Carlo eljárással végezhetik (4. melléklet). A PEC értékből az átlagos napi bevitelek (ÁND) számítása, az első körben a kiválasztott hatásviselőkre jellemző, általánosan használt konzervatív (EU, EPA) expozíciós faktorokkal (lásd 6. melléklet) történik. Meg kell jegyezni, hogy az általánosan használt, konzervatív expozíciós faktorok nem minden esetben jelentik a helyi kockázat túlbecslését, hiszen a helyi fogyasztási szokások (pl. zöldség vagy halfogyasztás) számottevően eltérhetnek mindkét irányban az átlagértéktől. Ezért a helyi viszonyokra jellemző expozíciós paraméterek felhasználásával becsült kockázatok a valóságot jobban közelítik. A finomítás során a heti fogyasztás is felmérhető, abból pedig statisztikai módszerekkel megadhatók a napi átlagértékek.

A környezeti közegekben (felszín alatti és felszíni víz, talajlevegő, földtani közeg) mért szennyezőanyag koncentráció térben és időben is pontosítható. A szennyező forrás nagyobb fúrásszámmal pontosabban jellemezhető, és így a forrás leírására alkalmas a statisztikai eljárással megadható az UCL (Upper Confidential Level) 95%-hoz tartozó koncentráció értéke is. A szennyező forrásban mért koncentrációk jelentősen megváltozhatnak - növekedhetnek vagy csökkenhetnek - az idővel is, ezért a múltból származó monitoring adatokat használva a jövőre nézve pontosabb becslés adható.

A számított környezeti koncentrációt kezdetben teljes mértékben biológiailag hozzáférhetőnek kell tekinteni, vagy a ténylegesen felvehető hányad vizsgálatával később pontosítani kell a tesztszervezetbe került szennyezőanyag mennyiségét (koncentráció vagy az áltagos napi dózis). Az abszolút biológiai hozzáférhetőséget hagyományosan a fémek esetén szokták meghatározni, de becsülhető a félig-illékony vagy nem illékony szerves- és szervetlen vegyi anyagokra is. A biológiai hozzáférhetőség meghatározása érdekében általában az érintett vegyi anyag kémiai tulajdonságait (pl. a fémek kémiai formáját) és a környezeti közeg fizikai tulajdonságait jól kell ismerni.

		3.12.2 A hatás oldal pontosítása

A tesztorganizmusra (toxikológiai), vagy az emberre károsan még nem ható küszöbkoncentrációkat (NOEC, LOEC) vagy dózisokat (NOAEL, LOAEL), illetve az ezekből képezett ADI, TDI vagy RfD értékeket és rákkeltő anyagok esetében a rákkeltő potenciál (SF, UR) értékeit elsősorban a nemzetközi adatbázisokból (IRIS, WHO, ATSDR, stb.) lehet nyerni. Az ökoszisztéma egyes érzékeny tagjaira vonatkozó irodalmi ökotoxikológiai teszteredményekből (LC50, EC50, NOEC, stb.) a PNEC érték képzését az Európa-szerte használatos bizonytalansági faktorok (2.3.1 fejezet) használatával javasolt végezni. A humán tolerálható dózisok és a rák kockázatnövekmény értékek a szennyezett területről származó toxikológiai vizsgálatok eredményei (állatkísérletekkel) alapján, hely-specifikusan is meghatározhatóak. A PNEC érték, vagyis az ökológiai kockázat szennyezett mintákkal végzett laboratóriumi vagy terepi ökotoxikológiai tesztekkel, vagy ökoszisztéma szintű vizsgálatokkal pontosítható. (2.3 fejezet) A PNEC érték meghatározásakor célszerű összevetni a hely-specifikus vizsgálati eredményeket és az adatbázisokból beszerzett ökotoxicitás értékeket.

		3.12.3 A tolerálható kockázati szintek pontosítása

A kockázatfelmérést először előrehaladó módon kell végezni. Elfogadható kockázati szintként a humán kockázatok értékelésekor javasolt az igen szigorú 10 ^-6 rák kockázatnövekmény (CR) illetve S HRQ=1 értéket figyelembe venni, míg ökológiai kockázatok értékelésekor javasolt az ERQ=1 arány alkalmazása. Az érzékeny alcsoportokat nem tartalmazó, vagy kisebb emberi populációkra (pl. munkahelyi kitettség) vonatkozó mentesítési értékek meghatározásakor a szigorú tolerálható kockázati szintek – összhangban a nemzetközi gyakorlattal és a munkahelyek kémiai biztonságáról szóló 25/2000. (IX. 30.) EüM–SzCsM együttes rendelettel – enyhébbnek vehetők (pl. 10 ^-5 ). A humán kockázat számítása esetén az általánosan használt kockázatnövekmények felülvizsgálhatók a regionális vagy helyi epidemiológiai vizsgálatok eredményeinek tükrében. A haláleseti statisztikákat populációnként, nemenként és korcsoportonként kell felvenni (pl. KSH-tól).

Amennyiben az expozíció több expozíciós kapun egyidejűleg alakul ki (pl. belégzés+expozíció szájon át+bőradszorpció), vagy több vegyi anyag (pl. benzin és higany) egyszer hat, az expozíciós utankénti és vegyi anyagonkénti kockázatokat első közelítésben additívnak kell tekinteni. A hely-specifikus információk birtokában a teljes kitettséghez képest felosztható az egyes expozíciók aránya, valamint a kevert vegyi anyagok szinergista vagy antagonista hatásai is figyelembe vehetők. A finomítás során a kevert vegyi anyagokra vonatkozó tolerálható kockázat meghatározásánál figyelembe kell venni, hogy az egyes vegyi anyagok kockázatának additivitása csak akkor alkalmazható és elfogadható, ha a vegyi anyagok expozíciós dózisa viszonylag alacsony és hasonló hatásmechanizmussal hatnak (lásd Munkahelyek kémiai biztonságról szóló 25/2000. (IX. 30.) EüM–SZCSM rendelet 1. sz. melléklet). A szinergista/potencírozó hatású kockázatos anyagok esetében egyedileg kell eljárni. A szinergista interakciók jellegzetesen nagy koncentrációk esetében alakulnak ki, kisebb koncentrációk esetén ezek valószínűsége kisebb. Ugyanígy megvizsgálható az is, hogy több karcinogén vegyi anyag együttes expozíciója esetén a kis dózistartományban végzett lineáris extrapoláció alkalmas eljárás-e a rákkeltő potenciál leírására.

A magyar jogi szabályozásban – lásd 10/2000. (VI. 2.) KöM–EüM–FVM–KHVM rendelet – a TPH fogalma csak az alifás (C_5-40 szénatomszámú) szénhidrogénekre vonatkozik. Ezért a 2.2.4 fejezetben bemutatott frakciókra vonatkozó “teljes termék” módszer kockázatfelmérést Magyarországon csak az alifás szénhidrogénekre kell alkalmazni. A frakciókra osztott alifás szénhidrogének kockázatfelmérése viszont mind a hatás, mind a kitettség oldalra vonatkozó részletes információk begyűjtését igényli. Ezek mellett természetesen a rendelet értelmében szénhidrogénnel szennyezett területen az alifás szénhidrogének (TPH) koncentrációjának meghatározása mellett a BTEX és PAH vegyületek koncentrációjának és kockázatának meghatározása is szükséges. Az egyszerűbb kezelhetőség érdekében az A-B karcinogenitási osztályú PAH vegyületek daganatképző kockázatának meghatározására szintén a 2.2.4 fejezetben bemutatott toxicitási ekvivalencia faktorok alkalmazása javasolt. A háttérszennyezettségből eredő kockázatok figyelembe vétele – a 2.2.4 fejezetben leírtak alapján – szintén alapját képezheti a tolerálható kockázati szintek finomításának.

Régi, örökölt szennyezett területeken környezeti közegenként (talajminta és pórusvíz minta) legalább egy érzékeny tesztszervezetre vonatkozóan javasolják az ökotoxikológiai vizsgálat elvégzését – még abban az esetben is, ha releváns ökológiai hatásviselő expozíciója nem valószínű – a szennyezett közegből származó mintával, és ezzel párhuzamosan a bizonyítottan szennyezetlen területrészről származó mintákkal is el kell végezni ugyanezen vizsgálatokat. Erre azért van szükség, hogy megállapítható legyen, vajon sikerült-e figyelembe venni minden szennyezőanyagot, vagy előfordulhatnak ismeretlen, nem azonosított szennyezőanyagok a területen, továbbá elképzelhetők-e több vegyi anyag együttes jelenlétéből eredő nem számított szinergista hatások, vagy megnövekedett biológiai hozzáférhetőség, illetve keletkezhetnek-e veszélyes metabolitok a szennyezőanyagok bomlásakor. Vagyis a használt analitikai program alkalmas volt-e a valós kockázat megállapítására? Ha az ökotoxikológiai vizsgálat eredménye az érzékeny tesztorganizmus esetében sem mutat toxikus hatásokat, úgy nincs szükség sem további intézkedésre, sem műszaki beavatkozásra. Amennyiben az ökotoxikológiai vizsgálat eredménye számottevő toxikus hatást mutat, meg kell történnie a hatást okozó vegyi anyag azonosításának, mégpedig az állapotfelmérés ismételt fázisa keretében, újabb vizsgálatokkal.

Az iteráció egymást követő lépcsőiben ismételten föl kell venni a kockázati modellt, meg kell vizsgálni annak minden elemét, és újra figyelembe venni az összes releváns szennyezőanyagot, terjedési útvonalat és expozíciós lehetőséget valamint hatásviselőt. Az egymást követő iterációk eredménye általában egyre alacsonyabb kockázatot mutatnak, ugyanis csökken a számítás konzervativizmusa, a valóságot jobban közelíti az elméleti kockázati modell. Ha a mért koncentrációk meghaladják a generált célkoncentrációt, további iterációk elvégzése válhat szükségessé, így fontos elvégezni a kockázatcsökkentő alternatívák és a további kockázatfelmérési lépcsők költség-hatékonysági vizsgálatát.

A 3.12.3.1. ábra sematikusan mutatja a fokozatos, többlépcsős megközelítés egyes alapvető jellemzőit. Amint az ábrán látható, a lépcsőkben való előrehaladás egyre nagyobb anyagi és időbeli ráfordítást igényel, hogy a növekvő adat- és elemzési igény teljesíthető legyen. Ezzel együtt a konzervatív, “általános” feltételezések helyébe helyszín-specifikus tényezők lépnek, és ezzel egyidejűleg növekszik a környezet valós kockázatairól alkotott kép pontossága és a műszaki beavatkozás költség-hatékonysága. Az iterációs folyamat során az emberi egészség és a környezet védelme és biztonsági szintje állandó marad.

3.12.3.1. ábra: Az iteratív kockázatfelmérésben egymást követő lépcsők alapvető jellemzői

		Irodalom

[1] Dura, Gy., Gruiz, K., László, E. Vadász, Zs.: Szennyezett területek részletes mennyiségi kockázatfelmérése. Kármentesítési kézikönyv, 3. Kármentesítési program, Környezetvédelmi Minisztérium (2001)

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

[3] C.J. Newell and J.A. Connor, December 1998. Characteristic of Dissolved Petroleum Hydrocarbon Plumes, American Petroleum Institute Soil/Groundwater Technical Task Force, Vers. 1.1

[4] J. P.A. Lijzen, A.J. Baars, P.F. Otte, M.G.J. Rikken, F.A. Swartjes, E.M.J. Verbruggen, A.P. van Wezel, Technical evaluation of the Intervention Values for Soil/sediment and Groundwater, Human and ecotoxicological risk assessment and derivation of risk limit for soil, aquatic sediment and groundwater, RIVM (RIJKSINSTITUUT VOOR VOLKSGEZONDHEID EN MILIEU NATIONAL INSTITUTE OF PUBLIC HEALTH AND THE ENVIRONMENT) report 700701 023, Bilthoven February 2001.