Mennyiségi kockázatfelmérések külföldön

		1. Európai kockázatfelmérési fórumok

		1.1 CARACAS

Az ipari tevékenységek által okozott komplex környezetvédelmi problémák megoldása érdekében az EU-n belül számos ország foglalkozott és foglalkozik a szennyezett területek kockázati alapon történő kezelésére vonatkozó jogszabályi keretek megalkotásával és kockázatcsökkentő eljárások fejlesztésével.

Ezeknek az erőfeszítéseknek a koordinálására és összefogására született meg egy összehangolt tudományos együttműködési fórum az európai országok között CARACAS (Concerted Action on Risk Assessment for Contaminated Sites in the European Union) néven.

A CARACAS program célja volt, hogy a szennyezett területekhez kapcsolódó kockázatfelmérés témakörben Európában folyó kutatómunkákat összehangolja, tudományos ismeretekkel segítse, összefoglalja a fennálló európai kockázatfelmérési módszereket, meghatározza a kutatás-fejlesztés irányvonalát és kapcsolatot tartson fenn egyéb szennyezett területekkel foglalkozó fórumokkal. A szervezet munkája kiterjedt a szennyezett talajok, valamint a felszín alatti vizek problémáját érintő és kezelő módszerekre.

A CARACAS programot az Európai Közösség Környezeti és Éghajlati Programja hozta létre 1996 februárjában azzal a céllal, hogy a szennyezett területek kockázati alapú kezelésével foglalkozó nemzeti kutatási és fejlesztési programokat koordinálja. Ebben a szervezetben 16 európai ország 50 környezetvédelmi szakértője összegezte ismeretanyagát. A résztvevő országok; Ausztria, Belgium, Dánia, Finnország, Franciaország, Németország, Görögország, Írország, Olaszország, Hollandia, Norvégia, Portugália, Spanyolország, Svédország, Svájc és az Egyesült Királyság.

A CARACAS szakterületei:

• humán toxikológia,
• ökológiai kockázatfelmérés, -becslés,
• a vegyi anyagok transzportja és sorsa,
• terepi vizsgálatok és analitika,
• modellek,
• áttekintő és útmutató értékek,
• kockázatfelmérési módszertan.

A CARACAS programot 1998 októberéig folytatták, majd céljai közül többet átvezettek egy másik akcióprogramba, a CLARINET-be. A program eredményeként több mint 600 db szennyezett területre vonatkozó kockázatfelmérés készült el és került a CARACAS adatbázisába.

		1.2 CLARINET-CABERNET

A CLARINET projekt (Contaminated LAnd Rehabilitation Network for Environmental Technologies) a CARACAS program folytatásaként három évre tervezett működéssel 1998. július 1-én indult el. A CLARINET célja, hogy egyesítse és összefogja 16 ország tudományos és kormányszakértőinek, tanácsadóinak, ipari-terület tulajdonosainak és a

kockázatcsökkentésre irányuló technológiák fejlesztőinek ismeretanyagát a szennyezett területek kezelésével, hasznosításával kapcsolatban. Ezen túlmenően a célok között megfogalmazták azt az igényt, hogy technikai javaslatokat dolgozzanak ki az európai szennyezett területekkel kapcsolatos döntéshozatalokhoz és azok rehabilitációjához.

A program európai szinten meghatározta a szennyezett területekkel kapcsolatos tudományos, környezetvédelmi és szociális-gazdasági témakörökben a legfontosabb kutatási irányokat és hozzájárul a jövőbeli kutatás-fejlesztési programokhoz. A CLARINET munkáját két nagyobb akciócsoportban végezték, amelyeket további probléma- és megoldás-specifikus csoportokba osztottak. Az “Ipari és városi területek újrafelhasználása” és a “Talaj- és talajvízvédelem” csoportok fogták össze az alprogramok munkáját. (Kockázatkezelés és döntéselőkészítés, Technológiák, Emberi egészség és Ökológiai aspektusok munkacsoportok)

A 2001 júliusában lezárult CLARINET program folytatása a CABERNET, amely különösen a városi szennyezett területek (“brownfields”) rehabilitációjára koncentrál, és az e témában érdekeltek (szakemberek, kutatók, befektetők, döntéshozók, hatóságok) szakmai fóruma. A CABERNET betűszó jelentése; Concerted Action on Brownfield and Economic Regeneration NETwork. Ez a program olyan közös együttműködésre irányuló javaslat az EU országain belül, mely az egykori ipari és gazdasági területelek újrahasznosítását tűzi ki célul, természetesen - a CARACAS és CLARINET programok folytatásaként – kockázati alapon. A javaslatot a Nottingham University terjesztette elő a Német Környezetvédelmi Minisztérium támogatásával. A program hivatalosan 2002. januárjában indult el 3 év (2002-2004 között) tervezett működéssel.

A CABERNET munkája az érdekelt felek csoportjai köré épül, figyelembe veszi a beruházók, a földtulajdonosok, a kutatók, hatóságok, szolgáltatói és szakértői csoportok szempontjait egyaránt. A program fő célja: a különböző szektorokban és országokban az elhagyott ipari területekkel kapcsolatos problémák nagyobb tudatossággal és részletességgel történő megértése, elméleti modell kidolgozása alapján összehangolt kutatási tevékenység és ezek eredményeivel a legjobb gyakorlati megközelítések és eszközök azonosítása az újrahasznosítás érdekében.

		1.3 NICOLE

Az ipari tevékenységek következtében az egyik legjelentősebb gondot a szennyezett talaj és a szennyezett felszín alatti víz jelenti. Az ezzel kapcsolatos feladatokat az ipari vállalatok sok esetben felelősségteljesen és költség-hatékonyan igyekeznek azonosítani, azonban ezt gyakran a probléma tudományos és technológiai hátterének komplex ismerete nélkül teszik meg. Ezért érezte az ipar annak szükségét, hogy létrehozzon egy fórumot, a NICOLE-t (Network for Industrially Contaminated Land in Europe) – a CARACAS-hoz hasonlóan - 1996 februárjában, mely segítséget nyújt e témában, a kutatásokat és technológiai fejlesztéseket végzőknek. A fórumban 15 ország, 350 egyéni szakértő, 77 egyetem és független kutatóintézet, 25 ipari vállalat és 19 kutató-fejlesztő társaság képviselteti magát. A NICOLE tevékenységét számos publikáció, kutatás-fejlesztési projekt, hírlevél, honlap és nemzetközi adatbázis fémjelzi. A NICOLE-nak három alapvető célja van:

• az európai fórum létrehozása, melyben az ipar és a kereskedelem résztvevői számára lehetőség nyílik a szennyezett területekkel kapcsolatos tudományos és technológiai jellegű ismeretük kicserélésére,
• azoknak a kutatás-fejlesztési irányoknak a meghatározása, melyek együttműködő multidiszciplinális kutatások segítségével lehetővé teszik a szennyezett területek hatékonyabb és költségkímélőbb vizsgálatát, azonosítását és kezelését,
• informálódni az EU és egyéb tagállamok kutatási tervei felől, hogy a jövőbeli kutatások szükségessége és azok prioritása meghatározható legyen.

A NICOLE négy munkacsoportban (környezeti állapotfelmérés és -jellemzés, szennyezőanyagok viselkedése és kockázatfelmérés, műszaki beavatkozások, mérések és monitoring) hat általános kutatási témában dolgozik:

• biológiai hozzáférhetőség,
• szennyezőanyagok viselkedése és sorsa,
• alacsony költségű gyors terepi mérések,
• természetes koncentrációcsökkenés,
• mentesítési eljárások,
• kockázatfelmérés.

A NICOLE eredetileg 2002-ig tervezte működését, azonban a széleskörű szakmai munka folytatása mellett döntöttek.

		1.4 RACE

1996-ban Lengyelországban alapították meg a RACE (Risk Abatement Center for Central and Eastern Europe) független, nemzetközi non-profit szervezetet, amelynek célja egy átfogó és költség-hatékony környezeti menedzsment-rendszer kialakítása volt, Közép- és Kelet-Európában (KKE).

A RACE a tudományos kockázatfelmérési módszerek és innovatív technológiák alkalmazását segítette elő, melyek a környezetvédelmi problémáknál megkönnyítik a prioritások megállapítását és a helyes erőforrás-gazdálkodást, figyelembe véve szociális, gazdasági és törvényi tényezőket is. A RACE szándékai között szerepelt olyan megoldások kifejlesztése és megvalósítása a KKE-térségben észlelt környezetvédelmi problémák megoldására, melyek ötvözik a korábban a térségben használt eljárásokat és ismereteket, valamint az új, Nyugat-Európából és az USA-ból származó modern kockázatfelmérési módszereket és innovatív technológiákat. A RACE létrehozásában szerepet játszott az a szándék is, hogy megvalósítsák az 1995 októberében Szófiában aláírt Egyesült Nemzetek ECE deklarációjában foglaltak. A nyilatkozat szerint a KKE országokban független, regionális környezetvédelmi intézményeket kell létrehozni a környezetvédelmi problémákkal kapcsolatos információk hozzáférhetőségének és szabadabb áramlásának elősegítésére. A nyilatkozatban szó volt még a környezeti nevelés-oktatás fontosságáról, valamint a nyilvánosság bevonásának jelentőségéről a környezetvédelmi irányelvek kialakításánál.

A RACE fő céljai:

• kiértékelni, adaptálni és átvenni innovatív környezetvédelmi technológiákat és kockázatfelmérési eljárásokat,
• azonosítani és figyelemmel kísérni az elsődleges környezeti kockázatokat a KKE térség országaiban,
• növelni a nyilvánosság részvételét a környezetvédelmi problémákkal kapcsolatos döntések előkészítése során.

A RACE tevékenységei a következőkre összpontosítanak:

• kockázatfelmérési és kezelési eljárások,
• a kockázatok közlése,
• a szennyezett területek jellemzésére szolgáló eljárások,
• innovatív kockázatcsökkentési és kárenyhítési technológiák,
• adatminőség vizsgálatok és standardizált mérési-, illetve monitoring rendszerek kidolgozása.

A RACE esettanulmányok és demonstrációs projektek bemutatásával, oktatási kurzusok indításával vonta be a döntéshozókat a kockázatkezelési irányelvek fejlesztésébe és alkalmazásába, valamint az innovatív mentesítési technológiák gyakorlati kipróbálásába. A RACE ezen tevékenységeivel bemutatta a költség-hatékony, kockázati alapú beavatkozások előnyeit. Céljainak eléréséhez fontos eszközként szolgált az ún. RANET (Risk Abatement Network) hálózat, mely a fenn említett európai szervezetekhez hasonlóan nemzetközi fórumokon lehetőséget biztosított a témában érdekelt szakértők és intézmények közötti elengedhetetlen információcserére a kockázatkezeléssel és innovatív projektekkel kapcsolatban.

		1.5 BARGE

(Bio-Availability Research Group Europe) nemzetközi szervezete kutatócsoportok és intézetek hálózatából jött létre. Fő tevékenységi területe az egyes szennyező komponensek (hangsúlyosan az ólom, kadmium és arzén) biológiai hozzáférhetőségét, illetve elérhetőségét vizsgálja a humán receptoroknál.

A humán egészségkockázat felmérések egyik legfontosabb expozíciós lehetősége a talajban található, nem mobilis szennyezőanyagok lenyeléssel történő bevitele. Részletes információk hiányában azonban általában az ilyen szennyezőanyagokra az orális biológiai hozzáférhetőség értékeket 100%-nak veszik, pedig köztudott, hogy több szennyezőanyag ennél sokkal kisebb mértékben szívódik fel, pl. kiürülnek a szervezetből.

A tolerálható napi bevitelek (TDI) megállapításakor figyelembe vett biológiai hozzáférhetőségnek fontos gazdasági vonzatai is vannak. Mindezek fényében a CLARINET már 1998-ban is kulcsfontosságú kutatási irányként jelölte ki a biológiai hozzáférhetőség vizsgálatát.

A projekt fő célja az volt, hogy egységes rendszerben hasonlítsák össze és értékeljék a korábban, Európa-szerte elkészített biológiai hozzáférhetőséget számszerűsítő különböző modelleket. A vizsgálatok alapján megállapították, hogy a különböző talajtípusok és az emésztőrendszer pH-ja hogyan befolyásolják a biológiai hozzáférhetőséget. Az eredmények bebizonyították, hogy pontosabb ismereteket kell szerezni a biológiai hozzáférhetőséget befolyásoló tényezők szerepéről. A munka végső célja pedig az, hogy a fentiek figyelembe vételével a kockázatfelméréseknél alkalmazható sokkal realisztikusabb biológiai hozzáférhetőségi faktorok meghatározására alkalmas eljárást dolgozzanak ki.

		1.6 NORISC

(Network Oriented Risk assessment by Insitu Screening of Contaminated sites) olyan technológia-fejlesztési projekt, melyet az Európai Bizottság 5. számú keretprogramja hozott létre 2001-2003 közötti tervezett működéssel. Résztvevői német, svéd, görög, olasz, magyar és amerikai kutatóintézetek, hatóságok, egyetemek és környezetvédelmi tanácsadó cégek.

A projekt célja szennyezett városi területekre vonatkozó hatékony kockázatfelmérési irányelvek kidolgozása. Az állapotfelmérések és kockázatfelmérések segítséget nyújtanak a szennyezett városi területek újrahasznosításához, a területhasználat optimalizálásához, csökkentik a vizsgálatok és kármentesítések idejét és költségeit. Az irányelvben alkalmazandó mérési eljárások az “in-situ” módszerek kombinációiból adódnak, mint például a geofizikai, geokémiai és hidrogeológiai módszerek. A projekt végcélja egy döntést támogató, elősegítő szoftver elkészítése, mely hasznos eszköze lehet a várostervezőknek, döntéshozóknak, befektetőknek és egyéb érintetteknek.

		2. Egyes európai országok jogszabályi hátterének és kockázatfelmérési gyakorlatának áttekintő bemutatása

		2.1 Ausztria

Ausztria ivóvíz szükségletének mintegy 90 %-át felszín alatti vizekből nyeri, így különös hangsúlyt kap annak védelme. Már az 1959-es “Tiszta víz törvény” értelmében a felszín alatti vizet olyan tiszta állapotban kell megőrizni, hogy az ivóvízként felhasználható legyen. A Vízügyi Törvény módosítása (Szövetségi Közlöny 215/1959 száma) szintén a megelőzés elvét alkalmazta, valamint az “Ipari Szabályzat” is célul tűzte ki az ipari üzemekkel szomszédos területek és a vízkészletek védelmét.

A Szennyezett Területek Mentesítéséről szóló törvény (Szövetségi Közlöny 299/1989 száma) elsődleges szándéka volt, hogy a mentesítések pénzügyi fedezetéhez a kereteket biztosítsa, és az állami felelősségi körbe tartozó kárfelmérések és mentesítések koordinálási jogát a Környezetvédelmi, Ifjúsági és Családügyi Szövetségi Minisztériumhoz utalta. Az osztrák alkotmány ugyan gondoskodik a szennyezett talaj mentesítéséről, de külön talajvédelmi törvény nem létezik. A talajvédelem a tartományi hatóságok felelősségi körébe tartozik, bár ez kizárólag a mezőgazdasági területek helyreállítására és megóvására vonatkozik.

Ausztriában nincsen általános beavatkozási határérték a szennyezett talajokra. Az egyes problémákat általános irányelvek és helyszín-specifikus jellemzők alapján, esetről esetre értékelik. Különösen a terület geológiai, hidrogeológiai és antropogén jellemzőin alapuló értékelést helyezik előtérbe. Kiindulási pontként használnak általános viszonyítási értékeket a kockázatfelméréshez, és a további intézkedések meghatározásához. Az osztrák ÖNORM S 2088-1 szabvány figyelembe vételével három fő kritérium szerint végzik a felszín alatti vizet érő szennyezések kockázatfelmérését:

• mennyire van kitéve a felszín alatti víz a szennyezőanyagok káros hatásainak,
• hogyan befolyásolják a transzport folyamatokat a helyszín geológiai és hidrogeológiai viszonyai,
• mennyire diszpergálódik a felszín alatti vízben lévő szennyezőanyag.

A talajszennyezettségre és általa az embereket, növényeket és állatokat veszélyeztetető hatásokra vonatkozó kritériumok az ÖNORM S 2088-2 szabványban találhatóak meg. A hulladéklerakóban vagy a szennyezett talajban lévő veszélyes kémiai anyagokat, és azok viselkedését a környezetben közvetlen minták vizsgálata alapján értékelik.

A káros hatás értékelésére referencia értékek szolgálnak, ezeket az értékeket külföldi szabványokból, listákból vették át. A felszín alatti vizeket két csoportba osztják: az ivóvíz szempontjából számba vehető vizek, amelyek különleges védelmet élveznek és azok a felszín alatti vizek, melyeket nem termelnek ki. Az újabb referencia értékek szigorúbbak a korábbiaknál.

A felszín alatti vizekre vonatkozó tanulmányok mindig tartalmazzák a helyszín és a tágabb környezet geológiai és hidrogeológiai jellemzését, tekintettel a veszélyes anyagok terjedésére, a jellemző áramlási pályákra és az áramlást gátló geológiai tényezőkre egyaránt. A felszín alatti vízben lévő veszélyes anyagok terjedésének értékelése a hulladéklerakók, vagy szennyezett területek által okozott tényleges, illetve lehetséges káros vízminőség változás mértékének meghatározására összpontosít. A kémiai elemzési eredmények értékelését áttekintő és beavatkozási határértékek segítik, habár ezek nem függnek a felszín alatti vizek használatától. Az áttekintő határérték képzése és használata megmutatja mely területen szükséges további vizsgálat. “Kockázatot nem okozó” minősítést azok a területek kapnak, amelyek esetében a szennyezettség nem éri el az áttekintő határértéket sem. Azon területek, melyeknél a szennyezettség mértéke meghaladja a beavatkozási értéket, magas kockázatúnak rangsorolandók. Ezek a területek legtöbbször mentesítésre szorulnak. Az egyes beavatkozási határértékek általában az ivóvíz szabványból származnak. Mindazonáltal, a referencia érték nem több, mint segédeszköz a potenciálisan szennyezett területek kockázatfelméréséhez, hiszen a döntéseket a helyszíni viszonyok ismeretében hozzák meg.

1997. év vége óta számos szakértő dolgozik az osztrák ÖNORM S 2088-2 szabvány korszerűsítésén. Ennek során kidolgozzák a talajszennyezettség értékelési határértékrendszerét, illetve a szennyezettség emberre, növényre és állatra vonatkozó közvetlen hatásának értékelési módszerét. A beavatkozási határértékeket csak az érzékeny területhasználatokra (játszóterek, lakóövezet) dolgozzák ki. Más típusú területhasználatnál (mezőgazdasági, ipari) az áttekintő értékeket kívánják bevezetni.

		2.2 Belgium

A flamand, a vallon és a brüsszeli régiókra különböző jogszabályok vonatkoznak. A flamand régió területére 1995-ben hoztak határozatot a szennyezett területek megtisztításáról. A talajszennyezettséggel és a tisztítási problémákkal kapcsolatos kérdéseknél az OVAM (Flamand Környezetvédelmi Hatóság) az eljáró hatóság. A talajtisztítási eljárások egy előzetes, majd részletes tanulmány elkészítésével veszik kezdetüket, és szükség esetén magával a remediációs eljárással folytatódnak. Kötelező talajvizsgálatokat végezni akkor, amikor tulajdonosváltás történik vagy amikor működő létesítményt zárnak le. A remediációt a terület tulajdonosának vagy használójának kell elvégeztetni. A vallon régióban nincs specifikus, a talaj remediációjával foglalkozó törvény. A hulladéklerakókat osztályozó, besoroló rendszer fejlesztés alatt áll. Az ilyen lerakók remediációja előtt a felelős félnek rehabilitációs tervet kell benyújtania a hatóságokhoz. A brüsszeli régióban nincs specifikus talaj-remediációs törvény.

A flamand régióban a talaj tisztítási határértékeit az OVAM határozta meg.
A felszín alatti vízre vonatkozó tisztítási határértékek lényegében megegyeznek az ivóvíz minőségi szabvánnyal. A részletes talajvizsgálatokhoz a szakértőknek egy elismert expozíció-becslési modellt kell használni. Ilyen becslési modell a talajszennyezettségek humán hatásviselőkre gyakorolt hatását vizsgáló VLIER-human program, amelyik a holland HESP (Human Exposure to Soil Pollution) modell flamand körülményekhez igazított változata. A VLIER-human minden szennyezőanyagra és lehetséges szcenárióra a teljes expozíció számítását elvégzi. Más modellek használata is elképzelhető, ha azt az OVAM jóváhagyja.

A talajszennyezettség teljes körű vizsgálatát két alapvető előírást figyelembe véve végzik:

• a terület feltérképezési stratégia azokat a minimális követelményeket fogalmazza meg, amelyek ismeretében kielégítően meghatározhatók a szennyezett terület jellemzői,

• a kockázatfelmérést három alszekcióban végzik úgy, hogy valószínűsítik az embert, a növényeket és az ökoszisztémát jellemző kockázatot is.

A nem daganatképző vegyi anyagokra az emberi egészségkockázat maximálisan megengedhető értéke Belgiumban 1, míg a daganatkockázat értéke maximum 10 ^-5 lehet.

		2.3 Finnország

Finnországban a szennyezett területekre vonatkozóan nincs specifikus jogszabály. A szennyezett területet hulladékként definiálják. A hulladékkezelési törvény elsőként a szennyezőre hárítja a felelősséget majd a tulajdonosra, illetőleg a használóra. Azokban az esetekben amikor az utóbbiakat nem lehet megtalálni a helyi hatóságé a kockázatfelmérés és a remediáció elvégeztetésének felelőssége. A vízzel kapcsolatos jogszabályok általánosságban tiltják a felszín alatti víz és a felszíni víz szennyezését. Az építkezéssel kapcsolatos jogszabályok lehetővé teszik, hogy a potenciális egészségkockázatot jelentő földterületen hatóságilag megtiltsák az építést. A “környezeti károsodás” törvénye lehetővé teszi, hogy az okozott kárért kompenzációt lehessen kérni.

Az előzetes kockázatbecslést gyakran változó, eltérő módszerekkel végzik. A közelmúltban pontozásos rendszert fejlesztettek ki az egyes területtípusokra, mint pl. az olajjal szennyezett területekre és az olyan területekre, amelyeknél a szennyezettség a talajvizet fenyegeti. Ezek a módszerek az érzékeny területek kvalitatív felmérésétől az emissziók és a humán hatásviselők szemi-kvantitatív értékeléséig terjednek.

A környezetvédelemi hatóság 170 szennyezőanyagra vonatkozó előzetes irányértéket publikált. A kétszintű irányérték rendszer cél- illetve beavatkozási értékeket határozott meg. Finnországban csak néhány részletes kvantitatív egészségkockázat becslést végeztek. Jelenleg tervezés alatt áll egy hely-specifikus expozícióval és kockázatfelméréssel foglalkozó kutatási terv.

		2.4 Görögország

A szennyezett területek kockázatfelmérésével kapcsolatos előírásokat Görögországban a Környezetvédelmi Törvényben (1650/86) foglalták össze, amely szerint a “szennyező fizet” elve érvényesül. Ezen a törvényen kívül a talaj és a felszín alatti víz szennyezettségével kapcsolatos kérdéseket az EU törvényekből átvett jogszabályok szabályozzák Görögországban. A “Veszélyes Hulladékok Kezelése” c. törvény meghatározza a veszélyes hulladék fogalmát és a területszennyezést illetően, utal a gyártók, illetve a tulajdonosok felelősségére. A magán illetve az állami cégeknek környezeti hatástanulmányt kell készíteni, hogy az illetékes hatóságtól működési engedélyt kapjanak.

Görögországban a nehézipar és az egyéb gyártási tevékenységek korlátozott volta az oka annak, hogy szennyezett területek csak kis számban fordulnak elő. Speciális felmérésük és azonosításuk ez idáig még nem történt meg. Görögországban még nem létezik kockázatfelméréssel foglalkozó országos útmutató. A kvantitatív kockázatfelmérés oly módon történik, hogy az egyes környezeti elemekben mért koncentrációkat összehasonlítják az országos vagy nemzetközi standardokkal (a határértékek gyakran OECD értékek).

		2.5 Írország

Írországban nincs külön jogi szabályozás a szennyezett területekre. Ettől függetlenül a meglévő jogszabályok megfelelő lehetőséget biztosítanak a szennyezett területekkel és kármentesítéssel kapcsolatos problémák kezelésére. Az “Environmental Protection Agency Act” magában foglalja az integrált “szennyezés ellenőrző” rendszert, a helyi hatóságok segítését és a környezetminőségi kritériumok (EQQS) valamint a környezetminőségi standardok bevezetését. A “Levegőszennyezési törvény” (1997) felhatalmazza a helyi hatóságokat, hogy felszólítsák a szennyezőt a szennyezettség megszüntetésére vagy mérséklésére.

Egyéb jogszabályok:

• Gazdátlan Területek Törvénye (1990)
• Helyi törvények (1963 – 1998)
• Építkezési törvény

Írországban még nincs országos lista a szennyezett helyekről. Mindezek ellenére a legnyilvánvalóbb szennyező források közismertek. A szennyezéssel kapcsolatos problémákat a következő szempontok szerint kezelik:

• a szennyezés megelőzése,
• a “szennyező fizet” elv érvényesítése,
• a kármentesítési prioritási lista összeállításához kockázatbecslés használata.

		2.6 Portugália

Portugáliában a 11/87 számú Környezetvédelmi Alaptörvény szabályozza a környezetvédelemmel összefüggő kérdéseket. Ez a törvény bevezeti a “szennyező fizet” elvet és kötelezi az összes kormányzati szervet, hogy részesítse előnyben a környezetvédelem szempontjait, és állampolgári jogként definiálja mindenki számára a tiszta környezetet. A vízminőséggel kapcsolatos jogszabályok a vízkészletekkel összefüggő kérdésekre is kitérnek és büntetést helyeznek kilátásba az engedély nélküli szennyvíz kibocsátásoknál. Portugáliában nincs külön pénzügyi alap, amelyből a talajszennyezettségi vizsgálatokat vagy a kármentesítéseket finanszírozzák. A törvényeknek megfelelően a kármentesítés költségeit a szennyezőknek kell fizetniük. Bizonyos esetekben, különösen amikor a felelősség vitatható, a kormány mérlegeli a költségek részbeni megtérítését.

Portugáliában még nincs teljes lista a szennyezett területekről. Szintén nincs még saját erőből kifejlesztett kockázatfelmérési módszer a szennyezett területek prioritásának megállapításához. Egyelőre még a kanadai kritériumrendszert használják, de a közeljövőben tervezik egy nemzeti módszertani gyűjtemény összeállítását a szennyezett területek által okozott kockázatok becsléséhez, valamint a kármentesítési eljárásokhoz. A portugál kormány a közelmúltban létrehozott egy, a talajszennyezésekkel foglalkozó fejlesztő központot.

		2.7 Spanyolország

Spanyolországban a hulladéktörvény meghatározza a szennyezett terület fogalmát, kiemelten tárgyalja a megelőzés fontosságát, kitér a “szennyező fizet” elvre és a kármentesítés finanszírozásának kérdéseire. A központi kormány a felelős az olyan tevékenységek feltérképezéséért, amelyeknél veszélyes hulladék képződik. A kármentesítést Spanyolországban a szennyezőnek kell finanszíroznia, de sürgős esetekben a kormány a pénzügyi fedezetet ideiglenesen átvállalhatja.

A szennyezett területeknél a talajhasználat módjától függően, a módosított holland határértékeket használják. A területeket előzetesen besorolják rövid, közepes vagy hosszantartó kockázat szerint. A központi kormány elkezdte a potenciálisan szennyezett területek számbavételét, és némely esetben kockázatfelmérést is végeztek.

		2.8 Svédország

Svédországban 1999. jan. 1-től életbe lépő környezetvédelmi törvény főbb elemei a következők:

• kötelező jelenteni és nyilvánosságra hozni bármilyen észlelt talaj- vagy vízszennyezési esetet,
• szennyeződés esetén kötelező a földtulajdon nyilvántartásba vétele és ha szükséges a talajhasználat korlátozása,
• a szennyezett terület felmérésének és kármentesítésének felelőssége elsősorban a szennyezést okozóra hárul, és másodsorban a szennyezett terület tulajdonosára.

A kockázatfelméréssel kapcsolatban a svéd EPA dolgozza ki a használatos módszereket, ajánlásokat és jóváhagyja a helyi hatóságok kockázatfelmérési munkáját.

Svédországban a szennyezett területek kockázatfelmérését az alábbi 3 eljárás szerint végzik:

• A kockázat jellemzése a szennyezett területek listája szerint. A szennyezett területeket 4 kockázati osztályba sorolják.
• Egyszerűsített kockázatfelmérés, amelynél általános és/vagy régió-specifikus irányértékeket használnak a kockázat meghatározásához.
• Részletes kockázatfelmérés, amely helyszín-specifikus értékeken alapul. Régió-specifikus irányértékeket állapítottak meg talajra és felszín alatti vízre.

		3. Néhány kiválasztott mennyiségi kockázatfelmérési gyakorlat részletes bemutatása és annak jogszabályi háttere

		3.1 Dánia

1970-es évek elején a dán hatóságok figyelme egyre jobban a szennyezett területek problémája felé fordult, különösen a hulladéklerakókban felhalmozódó vegyi anyagok miatt. Számos hulladéklerakó feltárása oda vezetett, hogy jogszabályi szinten kellett szabályozni a szennyezett

területek kezelését (Kémiai Hulladékok Elhelyezésének Törvénye, 1983). Az 1980-as években felismerték, hogy nemcsak az ipari, de a kommunális hulladéklerakók és az ipari tevékenységek is veszélyeztetik az emberek egészségét és a környezetet. Így megújították az előbb említett törvényt (Hulladékok Elhelyezésének Törvénye, 1990) oly módon, hogy az vonatkozzon az összes hulladék-típusra. Nyilvánvalóvá vált, hogy a szennyezés történhet levegővel való terjedés útján és más diffúz forrásból is, így 1999-ben hatályba lépett a Talajszennyeződési Törvény. Ez a törvény foglalkozik a talajszennyezettség összes típusával, függetlenül a szennyezés helyétől és a bekövetkezés idejétől, azonban, nem vonatkozik a szennyvíz iszapok mezőgazdasági kihelyezésére, a műtrágyák és a növényvédőszerek mezőgazdasági használatára.

Dániában elsőrendű szempont a felszín alatti víz és a lakóhelyek védelme, mert az ivóvíz ellátás 99,6 %-ban felszín alatti vízből származik. A dán megyék meghatározták a potenciális és meglévő vízbázisokat, melyek összesen az ország 35 %-át érintik. Ezek a helyek elsőrendű fontosságúak a szennyezett területek feltárása szempontjából, és kármentesítési prioritási listán.

A dán környezetvédelmi szabályozás a “szennyező fizet” elvet követi, habár a 90-es évek során számos jogeset hívta fel a figyelmet arra, hogy a szennyezett területekkel kapcsolatos felelősségi kérdéseket nem lehet a dán polgári törvénykezés alapján alkalmazni, az elv nem érvényesíthető. A Legfelsőbb Bíróság ugyanis sok esetben szembe helyezkedett a Környezetvédelmi és Energiaügyi Minisztériummal, mert nem lehetett bizonyítani a szennyező cselekedetének szándékosságát vagy rosszhiszeműségét a szennyezettség létrejöttének idején. Ezért a Talajszennyeződési Törvényt úgy módosították, hogy a 2001. január 1. után bekövetkezett talajszennyezéseket szigorúbban lehessen szankcionálni.

A Talajszennyezési Törvény a vétkességtől független szigorú felelősség (“strict liability”) elvét alkalmazza. A hatóságot felruházza azzal a joggal, hogy elrendelheti az 1991. után történt szennyezések feltárását, míg a 2001. január 1. utáni esetekben már a kármentesítést is. Ez alól kivételt képeznek azok a szennyeződések, amelyeket háborúk, természeti katasztrófák okoztak, illetve egyéb, vis maior okozta esetekből keletkeztek. A feltárás költségei a hatóságokat terhelik abban az esetben, ha a feltárásnál nem találnak szennyezettséget, vagy a feltárás során bebizonyosodik, hogy a szennyezést nem a kötelezett okozta. A törvény szerint a kötelezés mindegyik érintett szennyezőre vonatkozik amelyek a szennyezés előidézésének mértékében válnak kötelezetté. A kötelezést kiadják a szennyezőnek – függetlenül attól, hogy a szennyező még rendelkezik-e az ingatlannal – amennyiben a törvény elfogadása idején (1999. február 10.) az ingatlan az ő tulajdonában volt. A terület aktuális tulajdonosának/használójának tehát tűrnie kell a helyszíni feltárási és mentesítési munkálatokat.

A környezetvédelmi hatóságok felelősek a Talajszennyezési Törvény hatálya alá tartozó szennyezett területek nyilvántartásáért, felméréséért és mentesítésért. 1999-ben mintegy 42 millió ECU-t fordítottak a szennyezett területek kezelésére. A Dán Környezetvédelmi Hivatal szakmai irányítást ad a helyi és regionális hatóságok támogatására, egyben támogatja a K+F feladatokat.

1993-ban a Szennyezett Területeken Lévő Lakóövezetben Okozott Gazdasági Károk-ról szóló törvény (Értékvesztési Törvény) a területtulajdonosokra új mentesítési rendszert vezetett be. A Talajszennyezési Törvény hatályba lépése után, az előbb említett mentesítési rendszer beépült a törvénybe az “értékcsökkenés” címszó alatt. Az új mentesítési rendszer keretében a területtulajdonos kérheti a kármentesítés egy részének közpénzekből történő fedezését, ugyanis a törvényalkotók szándéka szerint, az ártatlan területtulajdonosok védelme kiemelt fontosságú. Amennyiben a területtulajdonos maga okozta a szennyezést, pl. az ingatlanon folytatott vállalkozása révén, úgy nem jogosult a támogatásra. Ugyanez vonatkozik arra az esetre is, ha a tulajdonosnak az ingatlan vásárlásakor tudomása volt annak szennyezettségéről, és ezért az ingatlant alacsonyabb áron vásárolta meg.

A Talajszennyezési Törvénynek megfelelően 1990-től az egyes megyék megkezdték az aktuális vagy korábbi tevékenységekből eredően potenciálisan szennyezett területek feltérképezését. A digitális térképi állományok bekerültek az ingatlan-nyilvántartás rendszerébe. A szennyezett területeket két kategóriába sorolták. 1-es kategóriába tartoznak azok a helyszínek, amelyeken potenciális szennyező forrás található, vagy amelyet a szomszédos területen folyó tevékenység szennyezhet el. 2-es kategóriába sorolják azokat a helyszíneket, ahol olyan dokumentáció áll rendelkezésre, amely szerint nagy a valószínűsége annak, hogy a terület szennyezett, így ezek káros hatással lehetnek az emberek egészségére és a környezetre. Azoknak a területtulajdonosoknak, akiknek a területét 1-es, vagy 2-es kategóriába sorolták, számos területhasználati korlátozással kell szembenézniük. Ezen területeken az újabb építkezések megkezdése előtt a helyi hatóságtól kell engedélyt kérni. Az engedélyt gyakran olyan feltétellel adják ki, hogy környezeti állapotfelmérést kell a terület tulajdonosának vagy használójának saját erőből elvégeznie. Az ipari területekre az építési engedélyt nem kell külön megkérni, ha a területhasználat nem változik, azonban a helyi hatóságot értesíteni kell abban az esetben, ha a területen talajcsere történik.

A “Dánia szennyezett területeinek nyilvántartásá”-ban a beavatkozás szükségessége alapján rangsorolták a területeket. Mivel Dániában az ivóvíz szinte teljes egészében a felszín alatti vizekből származik, így annak védelme fokozott előnyt élvez. A meglévői, vagy potenciális ivóvízbázisok területén az ivóvíz szabványban szereplő határértékeket kell figyelembe venni. A felszíni vizek általában alacsonyabb prioritással rendelkeznek. A kockázatfelmérés általában a szennyezőanyagok koncentrációjának a talajra, felszín alatti vízre vagy levegőre vonatkozó határértékeivel való összevetésén alapszik. Amennyiben valamely szennyezőanyag koncentrációja meghaladja a vonatkozó határértéket, úgy a terület az emberek egészségére és a környezetre kockázatosnak minősül. Ez vagy további vizsgálatokat igényel a kockázatfelmérés pontosításához, vagy kármentesítést írnak elő.

1998-ban útmutatót adtak ki a szennyezett területek kármentesítésére. Ez az útmutató részletes leírást adott a szennyezett területek kezelésére, kezdve a terepi felmérési módszerektől, a mintavételen és a helyszín jellemzésén, a kockázatfelmérésen keresztül a kármentesítési intézkedések megvalósításáig, illetve azok ellenőrzéséig. A rendkívül érzékeny területhasználatokra (pl. lakóövezet kerttel és játszótérrel), a kockázatok értékelésének támogatására részletes felszíni talajminőségi határértékrendszert dolgoztak ki, mintegy 50 vegyi anyagra azok humán toxicitása alapján. Meghatározó hatásviselőként kétéves gyermeket jelöltek ki, aki naponta 0,2 g talajt nyel le, illetve néhány alkalommal akár 10 g talaj is bekerülhet a szervezetébe.

A kiadott útmutató egy új típusú határértéket is bevezetett, amelyet beavatkozási, vagy “át nem léphető” határértéknek (“cut off value”) neveznek. Ezen határérték alatt nem szükséges a műszaki beavatkozás, mivel a szennyezőanyag expozíció elfogadható szintre csökkenthető a talajjal való érintkezés korlátozásával, pl. a házilagos zöldségtermesztés megtiltásával, vagy a csupasz talaj gyeppel való fedésével. Amennyiben a lakóövezetben a talajszennyezettség meghaladja a beavatkozási értéket, úgy az expozíciót műszaki beavatkozással, vagy egyéb kockázatcsökkentő eljárással kell csökkenteni.

A krónikus hatású szennyezőanyagokra, mint pl. az ólom vagy kadmium, a minták átlagkoncentrációja nem haladhatja meg a határértéket. Akut toxikus hatású szennyezőanyagokra, mint pl. a nikkel és az arzén, az átlagkoncentrációnak szintén meg kell felelnie az adott határértéknek, úgy, hogy a minták max. 10 %-a meghaladhatja a határértéket 50 %-kal. Ha ezek a feltételek nem teljesülnek, úgy a területet jelentős kockázattal bírónak minősítik.

A felszín alatti vízzel összefüggő talajszennyezettségeknél a cél a felszín alatti vizek védelme, függetlenül attól, hogy a területen van-e vízkivétel, vagy sem. A felszín alatti vízre vonatkozó határértékek az ivóvíz szabvány határértékein alapulnak. Körülbelül 50 vegyi anyagra létezik vízminőségi határérték. A fő szempontok az alábbiak:

• Amennyiben a felszín alatti vizekre vonatkozó határértéket túllépi a szennyezettség, úgy a kockázatfelmérés pontosítására részletesebb helyszíni felmérés szükséges. Ehhez több helyszín-specifikus adat beszerzése szükséges.
• A kockázatfelmérést több lépésben, fázisokra bontott megközelítésben (“Tier”) végzik el.
• A kockázatfelmérésnek ki kell terjednie arra is, hogy a helyszínen tapasztalt szennyezettségnek van-e, vagy lehet-e hatása a talajvíz minőségére különböző távolságokban a szennyezett területtől. Az adott távolságokban felvett, elméleti megfelelőségi pontra (“complience point”) vonatkoztatva számszerűsíteni kell a talajvíz várható minőségi paramétereit, és a számított koncentrációt össze kell vetni a vonatkozó határértékekkel. A megfelelőségi pont kijelölése terület-specifikus jellemzők alapján történhet. Az egyik lehetséges és gyakorlatban alkalmazott kijelölési szempont a talajvíz által időegység (pl. egy év) alatt megtett távolságot tekinti a kijelölés alapjának..
• Az önálló fázisban jelenlévő szennyezőanyagok magas kockázatot jelentenek.

A felszín alatti környezetben jelenlévő illékony vegyi anyagok beltéri levegőben okozott kockázatának értékeléséhez a telítetlen zóna pórusterében lejátszódó diffúziós, illetve az épületaljzat repedésein keresztül történő konvekciós transzport folyamatokat kell veszik figyelembe. Ha a beltérben számított szennyezőanyag koncentráció meghaladja a levegőre vonatkozó határértéket, úgy a szennyezettséget kockázatosnak kell tekinteni.

		3.2 Olaszország

Olaszországban sürgető feladat a potenciálisan szennyezett területek felmérése, annak érdekében, hogy azokat prioritási listába rendezhessék, amely alapján a legsürgősebb esetekben megkezdhessék a beavatkozást.

A regionális szintű hatóságoknak szükségük volt a határértékeken nyugvó szabályozási alapra, amely alapján kiszűrhetőek a tiszta területek és amely segítségével a mentesítési célokat is meg lehet határozni.

A korábbi szennyezett területek mentesítését kitűző Nemzeti Programok törvényi szintre emelte az 1997 februárjában elfogadott Hulladékgazdálkodási Törvény (D.Lgvo 22/97). Ez a jogszabály szabályozza a szennyezett területek mentesítésének felelősségi kérdéseit az állami és a személyes (vállalkozói) felelősségnél, valamint jogi keretet ad az alábbi technikai-műszaki kérdésekben:

• a szennyezőanyag elfogadható koncentrációja a környezet elemeiben a területhasználat függvénye,
• a mintavétel, mintakezelés, előkészítés és a kémiai analitikai vizsgálatok,
• az intézkedések és beavatkozások tervezésének és elvégzésének általános kritériumai.

Amennyiben műszaki vagy gazdasági okok miatt a szennyezőanyag koncentrációja nem csökkenthető az elfogadható szintre, úgy más eljárást kell alkalmazni, mint pl. a szennyezőanyag izolálását, hatósági ellenőrzést (fokozott monitoring), vagy a területhasználat korlátozását. A megfelelő műszaki beavatkozás kiválasztása a terület felmérése alapján történik. A szennyezett területekre vonatkozó jogszabály (D.M. 471/99) előírja a talaj minőségére vonatkozó határértékeket és megadja a kockázatfelmérés végzésére vonatkozó szabályokat. A jogi szabályozás ezen része rögzíti a határértékeket, meghatározza az eljárásokat és a módszereket, összhangban az 1997-es Hulladékgazdálkodási Törvénnyel.

• A regionális hatóságok feladata a potenciálisan szennyezett területek nyilvántartását vezetni, és a beavatkozások szükségességét a prioritásoknak megfelelően kezelni.
• Helyi szinten a hatóság (pl. provincia vagy települési adminisztráció) hagyja jóvá és igazolja az elvégzett mentesítési munkát, valamint – amennyiben szükséges – ellátja a hatósági ellenőrzést.
• A “szennyező fizet” elvet minden olyan esetben alkalmazzák, amikor ismerik a felelőst.
• Az országos jelentőségű kármentesítések elvégzéséért a Környezetvédelmi Minisztérium és a Nemzeti Környezetvédelmi Hivatal (ANPA) felelős a területtulajdonosok és az érdekelt felek bevonásával. Az ilyen nemzeti szintű kármentesítésnek három típusa van:

• azok a helyszínek (általában nagy kiterjedésű régi ipari területek), amelyeket egyedi jogszabályok alapján kezelnek,
• azok a nagy kiterjedésű területek, amelyek több régiót is érintenek,
• azok a területek, amelyek egy relatív kockázati rangsorolás alapján kiemelkedő helyen szerepelnek. Ez a rangsorolás utal a szennyezőanyag minőségére, a szennyezettség kiterjedésére és mértékére, az érintett populációra és környezetre, a terület sérülékenységére, ökológiai tényezőkre, a szociológiai és gazdasági paraméterekre, valamint a területhasználatra.

A régiók adhatnak arra javaslatot, hogy mely szennyezett területeket kezeljenek nemzeti szinten, majd a Környezetvédelmi Minisztérium hagyja ezt jóvá, illetve részben finanszírozza a mentesítést. Az ANPA és a regionális Környezetvédelmi Hivatalok felelőssége a kármentesítések sikeres befejezésének felügyelete és igazolása is.

• A legfontosabb útmutató, amelyet helyszín-specifikus kockázatfelméréshez használnak az US Environmental Protection Agency által kiadott: Risk Assessment Guidance for Superfund, valamint az ASTM Risk Based Corrective Action (RBCA).

• Az UNICHIM kereti között működő Nemzeti Szabványügyi Társaság 1994-ben kiadta a 175-ös számú kézikönyvét, majd 1996-ban a 185-ös számút, amely kiadványok a kárfelméréssel és a szennyezett területek kockázatfelmérésével foglalkoznak. Ezeket a dokumentációkat egy ipari, hatósági, egyetemi, kutatóintézeti szakértőkből és az ANPA szakembereiből álló munkacsoport szerkesztette.

D.M. 471/99 számon lépett hatályba a szennyezett területek mentesítéséről szóló műszaki szabályozás, amely egyben meghatározta a beavatkozási terv elemeit és jóváhagyás eljárásrendjét, valamint a mentesítés megvalósítási módozatait. A szennyezett terület kezelésével kapcsolatos munka három fázisból áll: kárfelmérés és a terület jellemzése, előzetes és végső projekt. Minden egyes fázisnál szükséges a helyi önkormányzati és a regionális hatóság jóváhagyásának megszerzése. A tartomány által kivitelezett monitoring program jogszabályoknak való megfelelését a helyi hatóság igazolja.

Az elmúlt években az ANPA a kockázatfelmérési eljárások kidolgozását célzó programot indított a kockázati alapon történő döntéshozatal kialakítása érdekében. A többlépcsős felmérési eljárás két kockázatfelmérési típust különböztet meg: az általános és helyszín-specifikus felmérési módszert. E többszintű eljárás lehetővé teszi a helyszínek relatív értékelését, áttekintését, és későbbiekben a mentesítési célérték meghatározását.

• Jelenleg, “általános szűrési határérték” talajra – egy érzékeny (lakó-üdülő övezet) és egy kevésbé érzékeny (ipari-kereskedelmi) területhasználatnak megfelelő bontásban –körülbelül 100 vegyi anyagra létezik. Talajvízre szintén létezik határérték rendszer, ez azonban független a vízhasználatoktól. Az említett határértékek azt a koncentrációt reprezentálják, amely alatt a talaj, vagy felszín alatti víz tisztának tekinthető. Egyetlen vegyi anyag határérték-túllépése esetén is szennyezettnek kell tekinteni a talajt. A meglévő határértékeket nem az elfogadható kockázat elve alapján határozták meg, hanem több, különböző forrásból származó információ alapján állították össze. A kockázati alapú általános szűrési határértékeket egy érzékeny és kevésbé érzékeny területhasználatot is magába foglaló kockázatfelmérési módszerrel kívánják a jövőben meghatározni. Jelenleg a szennyezett területen mért koncentrációt összehasonlítják a jogszabályban rögzített határértékekkel és ennek alapján döntik el, hogy a terület bekerül-e a kármentesítést igénylő szennyezett területek nyilvántartásába.

• Az olasz gyakorlatban helyszín-specifikus kockázatfelméréssel határozzák meg azt a maradék szennyezettséget, amely már biztosan nem okoz humán és környezeti kockázatot. Abban az esetben is alkalmazható a helyszín-specifikus kockázatfelmérés, ha ésszerű költségigényű mentesítési technológiával nem lehet a határértéket elérni. Olaszországban bármely nemzetközileg elismert és tesztelt kockázatfelmérési módszer alkalmazható. A tapasztalat és a gyakorlat az ASTM-RBCA (American Society for Testing and Material-Risk Based Corrective Action) és az API (American Petroleum Institute) döntéstámogatási rendszert, valamint az USEPA (United States Environmental Protection Agency) szennyezett területek kockázatfelmérési útmutatóit használják.

Olaszországban az eredeti ASTM-RBCA modell némileg – a CONCAWE (Európai olajtársaságok) javaslatai alapján átdolgozott – átdolgozott változatát használják a kockázatfelmérések készítésekor. Ezt az eszközt használják a szűrési határértékek és helyszín-specifikus mentesítési célérték meghatározására. Az ANPA által fejlesztett ROME (ReasOnable Maximum Exposure) nevű kockázatfelmérő szoftver tehát az RBCA által megadott módszertant követi és alkalmas a humán egészségkockázatok és a felszín alatti víz védeleméhez szükséges határértékek számítására is, két különböző lépésben.

Az 1. kockázatfelmérési lépésben (“Tier 1”) a szoftver általános határérték meghatározására alkalmas, míg a 2. kockázatfelmérési lépésben (“Tier 2”) helyszín-specifikus mentesítési célérték meghatározása lehetséges. Kétféle területhasználatot (lakó/park és ipari/kereskedelmi) lehet figyelembe venni, számos expozíciós útvonallal:

• talaj lenyelése,
• kiporzó anyagok beltéri és kültéri belégzése,
• talajból, vagy felszín alatti vízből származó illékony vegyi anyagok beltéri és kültéri belégzése,
• bőrkontaktus,
• felszín alatti víz lenyelése.

A mezőgazdasági területhasználat nem szerepel a kockázatfelmérés szcenáriói között, mivel a szennyezett területek mentesítéséről szóló jogszabály ezt a kérdést nem szabályozza. A helyszínre és a hatásviselőkre vonatkozó paraméterek alapértékeit szakirodalomból veszik át, miután meggyőződtek az adatok helyi szintű alkalmazhatóságáról. Az RBCA által használt szennyezőanyag terjedési modellt beépítették a ROME programba. A felszín alatti vízzel történő szennyezőanyag terjedést a szoftver Domenico módszere alapján számolja. A toxicitás megítéléséhez az USEPA – IRIS (Integrated Risk Information System) vagy a WHO ((Word Health Organization) adatbázisát használják. A vegyi anyagok fizikai-kémiai paramétereit nemzetközi adatbázisokból nyerik. A jogszabályok alapján az élethosszra vonatkozó tolerálható daganatkockázat értékét 10 ^-4 –10 ^-6 intervallumban veszik fel. Az általános (áttekintő) határérték számítást 10 ^-5 daganatkockázat érték használat mellett javasolják.

A jogszabály egyben rögzíti a mintavételi módszereket (talaj, földtani közeg, felszíni és felszín alatti víz, talajlevegő stb.), a kémiai analitikai vizsgálatok módszereit, és az adatkezelés eljárásait is.

		3.3 Hollandia

Hollandiában a talajszennyeződés megelőzését és a szennyezett területek kármentesítését a “Talajvédelmi Törvény” szabályozza (1987). A megelőzés értelmében a talajt tilos elszennyezni, ezért a jogszabály hatálybalépését követően kialakult talajszennyeződéseket fel kell számolni, tekintet nélkül annak kockázatára. Az ALARA elv (As Low As Reasonably Achievable; az ésszerűen elérhető legalacsonyabb) és a BAT (Best Available Techniques: az elérhető legjobb technika) elveinek eszközeivel szabályozzák a talajszennyezési eseteket. A gyakorlatban csak ritkán lehetséges vagy reálisan megvalósítható minden szennyezés megelőzése vagy teljes körű felszámolása. Ezért a jogszabály kimondja, hogy a kibocsátások és a kialakuló talajszennyezés addig tolerálható, amíg az nem okozza a befogadó talajközeg minőségének romlását és a talaj multifunkcionalitása nincs veszélyeztetve. A gyakorlatban ez célértékek alkamazását jelenti, vagyis mindaddig, amíg a kockázatos anyag koncentrációja a célérték alatt marad a talaj multifunkcionálisnak tekinthető, azaz – a természetes talajminőség figyelembe vétele mellett – bármilyen célú földhasználatra alkalmas.

Súlyos szennyezések esetében – amelynek tényét a mintegy 100 kémiai komponensre kidogozott intervenciós (beavatkozási) határértékhez viszonyítva állapítják meg – a beavatkozás szükségessé válhat. A beavatkozás stratégiáját a helyszín-specifikus körülmények határozzák meg, de minden esetben szem előtt kell tartani a szennyeződés terjedésének megelőzését, a kockázati tényezők csökkentését és a talajminőség általános javításának igényét. Ezen túlmenően a gazdasági és társadalmi körülmények szintén befolyásolják az intézkedéseket. Ez a szabályozás megköveteli, hogy a szennyező, vagy ha az nem lehetséges, a terület tulajdonosa viselje a kármentesítés költségeit. Vétlen tulajdonosoknál a mentesítés költségeit közpénzekből fedezik.

Az illetékes minisztérium (VROM) felelős a “Talajvédelmi Törvény”, illetve az ahhoz kapcsolódó eszközök (rendeletek, talajminőségi kritériumrendszerek valamint kockázatfelmérési eljárások) általános rendszeréért, míg a regionális és helyi hatóságok feladata az egyes szennyezett területeknél a fenti eszközök gyakorlati alkalmazása. Az Országos Közegészségügyi és Környezetvédelmi Intézet (RIVM) szolgáltatja a tudományos hátteret a talajminőségi kritériumok és a kockázatfelmérési eljárások meghatározásához és fejlesztéséhez. A holland rendszer eredményességében több tényező is szerepet játszik. Egyik jellemző vonása a tudományos szempontok és a politikai szempontok egymástól elkülönült kezelése. A tudományos módszerekkel meghatározott objektív vizsgálati eredmények értékelését minden esetben egy társadalompolitikai-gazdaságossági elemzés is kíséri. A környezetpolitikai eszközrendszer hatékony működtetésének egyik alapvető feltétele az, hogy széles körben elfogadott legyen, ezért a kritériumok és követelmények kialakítása az összes érdekelt fél bevonásával történik. Ezért az egyes projekteknél már a kezdeti fázisban bevonják a szakhatóságok, az önkormányzatok, a társadalmi szervezetek és az ipar képviselőit egyaránt. Az egyes intézkedések általános elfogadottságának egyik meghatározója az abból fakadó financiális következmények mértéke, ezért a gazdasági elemzések nélkülözhetetlenek az intézkedések meghozatala előtt.

Talán Hollandia rendelkezik a legrégebbi tapasztalatokkal a talaj és felszín alatti víz- védelem, illetve a kármentesítés területén, ahol a döntéshozatali mechanizmusba is beépült a környezeti és a humán egészségkockázat felmérés az alábbi célok megfogalmazásával:

• Általános kockázatfelmérés a beavatkozási érték és a célérték (ez a két talajminőségi kritérium van használatban) meghatározására.
• Helyszín-specifikus kockázatfelmérés a kármentesítés sürgősségének és a prioritások megalapozása érdekében.

Mindezen jellemzők a fokozatos megközelítés részét képezik. Abban az esetben, ha a mért szennyezőanyag-koncentráció nem éri el a célértéket, a talaj megfelelő, multifunkcionális állapotban van. Ha a célérték és a beavatkozási érték közötti koncentráció mérhető, kismértékben szennyezettnek minősül a talaj. Amikor a beavatkozási értéket meghaladja a szennyezettség mértéke, az azt jelenti, hogy a terület súlyosan szennyezett (és komoly potenciális veszélyt jelent). A súlyosan szennyezett minősítésnek feltétele az is, hogy a mérési eredmények átlaga egy minimálisan 25 m ³ -es talajtestnél meghaladja a beavatkozási értéket. Talajvíznél ez 100 m ³ térfogatra érvényes. Ebben az esetben helyszín-specifikus kockázatfelmérést kell elvégezni, hogy az aktuális kockázat alapján meg lehessen határozni a beavatkozás sürgősségét és a kármentesítés kezdetének időpontját.

A beavatkozási érték azt a szintet reprezentálja, ami fölött intézkedés szükséges, mivel nem zárható ki, hogy a feltárt szennyezettség elfogadhatatlan mértékű kockázatot jelenthet mind az emberre, mind a környezetre. A beavatkozási érték feletti szennyezettség esetén sürgősségi szempontból két kategóriát különböztetnek meg: a nem sürgős eseteket, ahol nem határozzák meg a műszaki beavatkozás vagy kockázatcsökkentés kezdetének időpontját, illetve a sürgős eseteket, ahol a beavatkozást egy emberöltőn – mintegy húsz éven – belül meg kell kezdeni.

Hollandiában mintegy 100 anyagra létezik kockázati alapon meghatározott beavatkozási határérték talajra, üledékre és felszín alatti vízre egyaránt. A 2001. februárban közzétett 711701 023 számú RIVM jelentésben [7] a beavatkozási értékek ötödik generációja található meg, Az emberi egészség és a környezet védelmét biztosító beavatkozási értéket visszafelé haladó kockázatfelmérés segítségével határozták meg a következő feltételezések mellett:

• toxikus vegyi anyagokra az expozíció mértéke nem haladhatja meg a maximális megengedhető kockázati szinthez (MPR; Maximum Permissible Risk) tartozó “elviselhető napi bevitelt” (TDI; Tolerable Daily Intake),
• daganatképző anyagokra a maximális megengedhető daganatkockázat értéke
  10 ^-6 /év (kb. 10 ^-4 a teljes élettartamra),
• a beavatkozási értékek képzésekor a realisztikus eseteket (átlagos szituáció és viselkedés) vették alapul és a biomagnifikációval nem számoltak.

A beavatkozási értéket a szennyezett talajok hatására kialakuló expozíciókat becslő (CSOIL), valamint a szennyezett üledékek miatt kialakuló expozíciókat becslő (SEDISOIL) modellek alkalmazásával határozzák meg. A modellekben figyelembe vett expozíciós utak: a szennyezett talaj-, talajvíz-, felszíni víz és üledék közvetlen lenyelése, bőrkontaktus a szennyezett talajjal, talajvízzel, felszíni vízzel és üledékkel, szennyezett gabonafélék és halak fogyasztása, valamint a szennyezett levegő belégzése. Mind gyermekekre, mind felnőttekre kiszámították az expozíciós dózist, majd az eredményeket összegezték.

Az ökológiai védelem szempontjából a maximálisan megengedhető kockázati szintet a HC50(5) (Hazardous Concentration) koncentráció határozza meg. Ez az érték arra utal, hogy az ökoszisztéma fajainak és a benne zajló folyamatoknak legfeljebb 50 %-a (5%-a) szenvedhet káros hatást a vegyi anyagok expozíciója miatt. A HC50 értéket a káros hatást még nem mutató vegyi anyag koncentrációkból (NOEC; No Observed Effect Concentration) származtatják. Amennyiben a krónikus vizsgálatokból nyerhető NOEC adat nem áll rendelkezésre, úgy az akut vizsgálatokból származó, bizonyos százalékú (pl. 50%) halálozási arányhoz (Lethal Concentration; LC₅₀), vagy káros hatáshoz tartozó (pl. Effective Concentration; EC₅₀) koncentrációkat használják fel a HC50 érték meghatározásához. Az ökotoxikológi kockázat mértékét számottevően befolyásolja a biológiai hozzáférhetőség, amelyet elsősorban a szerves anyag- és az agyagtartalom határoz meg.

A talaj célértéke a multifunkcionális használathoz tartozó “tiszta” állapotot jelenti, mely szoros összefüggésben van az ökotoxikológiai kívánalmakkal. A célértékek képzésekor az alábbiakat veszik figyelembe:

• elhanyagolható a kockázat, amennyiben a HC5 1 %-át nem lépi túl a kockázat. A HC5 az a koncentráció, amely mellett az ökoszisztéma egyes fajainak 95 %-a védett,
• a nehézfémekre a mentesítési célérték igen közel van a háttérértékhez.

A legtöbb esetben ez a célérték, a mentesítéshez rendelt hosszú távú, ideálisnak tekinthető minőségi célt jelenti, mintsem a rövidtávon elérendő koncentrációt. Mindent egybevetve a multifunkcionalitást tükröző célérték mellett igen gyakran talaj-használati kármentesítési célértéket adnak meg, elsősorban az immobilis szennyezőanyagokra, amelyek a talaj felsőbb rétegeiben (0,5-1,5 m) találhatók. Ezt az értéket kockázati alapú eljárás keretében és – a mezőgazdasági gyakorlathoz és természetvédelemhez kapcsolódó – ökotoxikológiai kritériumok alapján kell meghatározni.

A talajhasználatokat az alábbiak szerint osztályozzák:

1. Lakó és üdülési zöld területek.
2. Nem lakó jellegű közösségi zöld területek.
3. Beépített, burkolt területek.
4. Mezőgazdasági és természetvédelmi területek.

Hollandiában a helyszín-specifikus kockázatfelmérést a kármentesítés sürgősségének meghatározásához használják. Ekkor az emberi egészséget és az ökoszisztémát veszélyeztető tényleges hatás, valamint a szennyezőanyagok mobilitásának figyelembe vételével számítják az aktuális kockázatot. Az előzetes koncepciómodell alapján a helyszínen ellenőrzik a expozíciós utak meglétét, vagy hiányát. Ezt követően a talaj szennyezettségét összehasonlítják a talajhasználati alapon megadott határértékekkel. Ezt a CSOIL és a SEDISOIL modelleket használva végzik úgy, hogy csak a helyszínen azonosított tényleges expozíciós utakon becsülnek kockázatokat. Az ökoszisztémát érő kockázat felmérésére vonatkozó helyszín-specifikus eljárások részleteit még nem dolgozták ki, de a döntéshozatalnál betöltött szerepe meghatározó. A kármentesítés sürgősségét gyakorlatias eljárással értékelik a következők figyelembe vételével:

a) ökológiailag mennyire érzékeny a terület,

b) a talaj szennyezettségét a 10 x HC50 értékkel vetik össze,

c) a területre jellemző biodiverzitást figyelembe veszik.

Ezt az eljárást helyszín-specifikus biológiai vizsgálatokkal teszik teljes értékűvé.

A felszín alatti vízben lévő szennyezőanyag terjedés kockázatának értékelésére egyszerű módszert használnak; mérik a szennyezőanyag fluxust. A beavatkozás sürgősségét egyfelől a szennyezőanyag csóva tér- és időbeli jellemzőinek változása, másfelől a mért érték felszín alatti vízre vonatkozó beavatkozási értékkel való összehasonlítása szabja meg. Ezt a komplex értékelési módszert az ún. SUS (Methodology to evaluate urgency for soil remediation) számítógépes programban ötvözték.

Az új irányelv szerint, a talajhasználati kritériumok alapján két különböző célt kell teljesítenie a kármentesítésnek:

1. A régi és immobilis szennyezőanyagok esetén a terület- illetve talajhasználat alapján meghatározott kármentesítési célértéket kell elérni. Ez a megközelítés a költséghatékony kármentesítést segíti.
2. Az új és mobilis szennyezés bekövetkeztekor a talajt és talajvizet az elérhető legtisztább állapotra (az ALARA = As Low As Reasonable Achieveable elv alapján) kell megtisztítani.

A szennyezett területek kockázatfelmérését háromlépcsős (három szinten megvalósítható), egyre növekvő komplexitású és részletességű szerkezetben kell végezni, beleértve egyaránt az emberi egészség és az ökoszisztéma védelmét. Az említett célok úgy érhetők el, ha az előzetes fázisban, amikor csak korlátozott információk állnak rendelkezésre, konzervatív feltételezésekkel és magas biztonsági tényezőkkel végzik a számításokat. A magasabb szinten elvégzett kockázatfelmérés alkalmával a bizonytalanságok és a konzervativizmus csökkenthető, mivel a további adatgyűjtésből származó helyszín-specifikus információk beépülnek a számításokba.

		3.4 Anglia

Az Egyesült Királyságban a szennyezett területekkel kapcsolatos környezeti politikában megfogalmazott legfőbb központi cél a jövőbeli szennyeződések megakadályozása, az elővigyázatosság elvén alapuló fenntartható fejlődés és a hatályos vagy tervezett “területhasználatnak megfelelő” kármentesítések alkalmazása. A káros környezeti hatások okozta kockázatok meghatározása integrált módon, minden környezeti elemre a lehető legtöbb és legjobb adat beszerzésével történik, illetve a beavatkozásokra irányuló döntéseket a becsült kockázat alapján hozzák meg.

A szennyezett területekre vonatkozó jogi szabályozás forrásai elsősorban a

• a Környezetvédelmi Törvény (1990) II./A része (amelyet az 1995 évi Környezeti Törvény 57. szakasza léptetett életbe).
• a Városfejlesztési és Területfejlesztési Törvény (1990).

A talaj- és vízszennyezés kérdését más jogszabályok is érintik:

• az 1990-es Környezetvédelmi Törvény I. része,
• hulladékkezelési Törvény,
• a víztisztasági törvények, amelyek az EU direktívákkal összhangban vannak,
• a Vízkészlet Törvény (1991) 161 A szekciója.

Az Egyesült Királyságban nem alkalmaznak általános és kötött határértékrendszereket, csak orientációs értékek. A szennyezett területek kezelésére vonatkozó alapelv a szennyező forrás-terjedési út a hatásviselő rendszerben, a rendszer elemei közötti kapcsolatok feltárása és az ezen alapuló intézkedések meghozatala. A Környezetvédelmi Törvény (1990) II./A része a kockázatfelmérés eredményeire alapozva szabályozza a szükséges intézkedéseket a szennyezett területeken.

A döntéshozatali mechanizmus során az összes érdekelt felet bevonják a folyamatba: a területtulajdonosát, a területhasználót, a hatóságokat, a tervezőket és szakértőket, a biztosítótársaságokat és befektetőket, a helyi közösségi szervezeteket és a környezetvédelmi NGO-kat. Ennek során közösen kialakított stratégiát dolgoznak ki, mindenki számára érthető megfogalmazásban, annak érdekében, hogy a szennyezett terület kezelésére hozott intézkedések széleskörű egyetértéssel szülessenek, és azt a közvélemény és az érdekelt felek egyaránt elfogadják. A fő irányítók a helyi hatóságok, amelyeknek feladata a szennyezett területek okozta környezet- és egészségkárosodás vizsgálata, valamint a szennyezett területeken illetve azok közelében végzett beruházások ellenőrzése.

Az Egyesült Királyságban a szennyező forrás–terjedés–hatásviselő fogalomrendszerre alapozott kockázatfelmérési megközelítést használják. A környezeti kockázat mértékét – és ennek megfelelően a szükséges intézkedések típusát – az határozza meg, hogy a rendszer egyes elemei között milyen kapcsolat áll fenn. Az intézkedések eredményeképpen pedig a szennyezőforrás–terjedés–hatásviselő rendszer elemei közötti kapcsolat ellenőrzését, módosítását vagy megszüntetését kell elérni a felszín alatti környezetben.

Ez a többfokozatú eljárás kezdetben a területről gyűjtött adatok felhasználásával egy elméleti kockázati modell kidolgozását teszi szükségessé, majd ezt a későbbi fokozatokban adatgyűjtéssel és finomítással továbbfejlesztik. Először csak azonosítják, később számszerűsítik kockázat mértékét. Az Egyesült Királyságban különböző kockázatfelmérési eljárásokat alkalmaznak a különböző hatásviselő csoportokat ért kockázat meghatározására. A főbb hatásviselők az ember, a vízi környezet, flóra, fauna, ökoszisztéma és az épületek. Ha több hatásviselő kockázata becsülhető egyidejűleg, akkor egyedi, terület-specifikus döntést kell hozni a prioritás felállítására, és az alkalmazandó módszert ennek megfelően kell megválasztani. Következetes eljárást alkalmaznak, amelyben a kockázat megbecsülhető azáltal, hogy a szennyezettséget általános irányadó értékekhez viszonyítják, vagy terület-specifikus jellemzésre alkalmas modelleket használnak. Néhány esetben mindkét eljárás használható, de az elemzést végző feladata kiválasztani az alkalmas módszert.

A humán egészségkockázat becslésére egyes, gyakori talaj-szennyezőanyagok esetében évek óta az ún. elővigyázatossági határértékeket használják. Részletes expozíció és toxicitás becslésen alapuló hely-specifikus kockázatfelmérést alkalmaznak akkor, amikor nincsenek határértékek az adott szennyezőanyagra, vagy nem megfelelőek. Közvetlen humán egészségkockázatnál az elővigyázatossági értékeket irányértékekre (“guideline value”) cserélik, amelyeket a terület-specifikus felméréseknél használt algoritmusokkal állapítanak meg. A specifikus expozíciós feltételeket tipikus területhasználatokra (lakossági, üdülő, ipari-kereskedelmi) alkalmazzák. Az irányértékek meghatározásakor figyelembe veszik a talaj jellemzőit (típus, pH, TOC, stb.) is.

Az ökológiai kockázatot az Európai Közösség vadvilágról szóló 1981-es törvényével, valamint a vad madarakról (79/409/EEC) és élőhelyekről (92/43/EEC) szóló direktíváival összhangban terület-specifikus módon becsülik. Ezzel szemben az épített környezetet ért kockázatot a fenn említett általános/irányadó értékek segítségével veszik fel, bár ismert, hogy ezen értékek között kevés használható adat található az egyes szennyezőanyagok épületekre, vagy anyagi javakra gyakorolt hatásának leírására.

A vizek védelmére kockázati alapon talajszennyezettségekre vonatkozó irányadó célértékek meghatározása igen nehéz feladat, mert a legtöbb kulcstényező (a talajvastagság, a talaj megkötő képessége, a talajvíz mélysége, a felszíni vizek vagy vízkivételek helyének távolsága a forrástól, stb.) amely a vizek szennyezettségét befolyásolja erősen hely-specifikus. A talajszennyezettségek felszín alatti és felszíni vizekre gyakorolt hatásával, valamint a vizek szennyezettségének terület-specifikus mentesítésével kapcsolatban már több útmutató született. A talajszennyezettségek felszíni és felszín alatti vizekre gyakorolt hatását kockázati alapon, lépcsőzetes eljárásban megközelítő módszert az alábbiak ismertetik részletesen. Az eljárás kihangsúlyozza a helyi és regionális hidrogeológiai viszonyok, valamint a szennyezőanyagok terjedési folyamatait befolyásoló tényezők (áradások, borítottság, vízkivételi pont távolsága, felszíni víz vízhozama, stb.) fontosságát.

Az Egyesült Királyság Környezetvédelmi Hivatala Environment Agency) a Skót Környezetvédelmi Hivatallal együtt 1999 októberében szerkesztett útmutatójának címe “Methodology for the Derivation of Remedial Targets for Soil and Groundwater to Protect Water Resosurces” [9]. Az útmutató a talajra és felszín alatti vízre meghatározott mentesítési célértékek származtatásának módszerét tartalmazza a vízbázisok minőségének megőrzése érdekében. Az eljárás a szennyezett területekre talajra és felszín alatti vízre vonatkozó mentesítési célértékeket határoz meg, a vízbázisok védelme érdekében a fennálló angol, skót és EU szabályozásokkal. A célértékek rendszere standardizált, praktikus és ésszerű. Az útmutató csak azt a transzport útvonalat tárgyalja, amely során a talajban kötött szennyezőanyagok kimosódással a felszín alatti vízbe juthatnak. A felszín alatti víz transzportjával elszennyeződhetnek a felszíni és felszín alatti vízbázisok és a szennyeződésre érzékenyebb talajok.

A módszer segítségével meghatározható a szennyezett talaj és felszín alatti víz okozta egészségi és környezteti kockázat mértéke, és segítségével meghatározható a felszín alatti, vagy a felszíni vizek védelme érdekében végzendő mentesítések szükségessége is. Az eljárás lépcsőzetes felépítésű, melyben a talajra és felszín alatti vízre vonatkozó célértékeket strukturált döntéselőkészítési, költség-hatékonysági és egymásra épülő adatgyűjtési eljárásban állapítják meg. Mentesítési célértékek minden kockázatfelmérési lépcsőben számíthatók, és az egymást követő lépcsőkben ezek az értékek kevésbé lesznek konzervatívak, mert a forrás és a hatásviselő közötti terjedési úton a szennyezettségre hatást gyakorló folyamatok koncentrációcsökkentő hatásaival is számolnak. Az egymást követő lépcsőkben nő az adatigény és az analízis bonyolultsága, valamint a becsült hatások megbízhatósága. Következésképpen a forrás–transzport útvonal–hatásviselő összefüggés egyes elemei a lépcsők számának növekedésével jobban definiáltak. A lépcsőzetes kockázatfelmérés segítségével a kisebb kockázatú területek kiszűrhetők, így nagyobb figyelmet lehet fordítani azokra a területekre, ahol nagyobb kockázat várható.

A szennyezettség forrásterületére meghatározandó terület-specifikus mentesítési célkoncentrációk számításához először is a hatásviselőnél, vagy egy megfelelőségi pontban (“compliance point”) az elérendő célkoncentrációt (C_T) kell meghatározni. A célkoncentráció egy megfelelőségi pontban (vagy hatásviselőnél) meghatározott olyan szennyezőanyag-koncentráció, melyet nem lehet meghaladni. Ezek az értékek felszín alatti vizek, ivóvizek vagy felszíni vizek minőségére vonatkozó vízminőségi standardok, környezetminőségi standardok (pl. vízi élőlényekre) vagy a háttér-koncentráció értékei. Az egyes szennyezőanyagokra vonatkozó vízminőségi standardok értékeit attól függően választják ki, hogy a hatásviselő felszíni víz, felszín alatti víz, potenciális vízbázis vagy annak védőterülete, vagy érzékeny vízi élőhely, stb. Ezek az EU vagy a norvég direktívákban szereplő, vagy a területet jellemző háttérértékek.

Ha a szennyezőanyagok mért koncentrációja a forrásterületen meghaladja a mentesítési célértéket, akkor el kell dönteni, hogy az első felmérési lépcső iteratív finomítása további felmérési lépcsővel (2., 3. vagy 4. lépcső) alkalmas megoldás-e, vagy műszaki beavatkozás elvégzése szükséges. A döntés szempontjai: az elfogadhatónak ítélt kármentesítési idő, szemben egy további felmérés időigényével, további adatok beszerzése, illetve költség-hatékonyság analízis, úgymint a magasabb szintű felmérés költségeinek összefüggése a kármentesítési eljárás költségeinek csökkenésével.

A módszer a célértékek képzését két részre bontja, talaj- illetve felszín alatti víz szennyezettségekre. A talajszennyezettségekre vonatkozó mentesítési célértékek megállapításakor az eljárás azzal a feltételezéssel él, hogy a felszín alatti víz szennyezettsége a vizsgálat idején nem észlelhető, de a későbbiekben potenciálisan lehetséges. Vagyis a szennyezett területen beszivárgó csapadék, vagy felszíni vizek hatására a telítetlen zónából a szennyezőanyagok a felszín alatti vízbe is bejuthatnak, majd hatásviselőket veszélyeztethetnek. A felszín alatti víz szennyezettsége esetén azt feltételezik, hogy a szennyezőanyag pillanatszerűen a felszín alatti vízbe jutott, a talaj nem szennyeződött, vagy a korábbi talajszennyező forrást már eltávolították.

A szennyezett talajokra négy kockázatfelmérési lépcsőben végzett vizsgálat lehetséges a vízkészletek védelme érdekében:

A kockázatfelmérés 1. lépcsője azt veszi figyelembe, hogy a szennyezett talaj “pórusvizében” a szennyezőanyag koncentrációja elegendő-e ahhoz, hogy a szennyezettség érzékelhető káros hatást gyakoroljon a hatásviselőkre, elhanyagolva a terjedési úton bekövetkező a hígulást, diszperziót és lebomlást. Gyakorlatilag ez azt jelenti, hogy a megfelelőségi pont, vagyis a hatásviselő helyileg a szennyező forrásba kerül és a hatásviselőt közvetlenül a “pórusvíz”-ben mért szennyezőanyag koncentráció éri. A “pórusvíz” koncentráció meghatározását háromféle módon végzik. Közvetlenül mérik a pórusvíz szennyezőanyag koncentrációját, a szennyezett talajból laboratóriumban kimosódási tesztet végeznek, vagy a szennyezőanyag talaj/víz egyensúlyi megoszlási hányadosa alapján elméleti számítással határozzák meg a pórusvíz koncentrációt.

A kockázatfelmérés 2. lépcsője figyelembe veszi a szennyezettség felszín alatti víz-, vagy felszíni víz okozta hígulást is a telített zónában, és azt hogy ez elegendő mértékű csökkenést jelent-e ahhoz, hogy a szennyezőanyag koncentrációja az elfogadható szintre csökkenjen a hatásviselőnél (az expozíció helyén). A hígulási-bemosódási faktor értéke ebben a lépésben egyrészről kifejezi a szennyezőanyagok talajból a – vele azonos térrészben lévő – pórusvízbe, majd a pórusvízből függőlegesen lefelé, a felszín alatti vízbe történő bejutási folyamatának leírását is. A kármentesítési célértékeket ebben a lépcsőben a célkoncentráció hígulási faktorral (LDF; Leaching-Dilution Factor) való szorzása útján lehet előállítani. A hígulási faktort a felszínről történő beszivárgás és a felszín alatti víz áramlási jellemzői alapján lehet becsülni, de a módszer ilyen adatok hiányában is megadja a hígulási tényező számításának módját, felhasználva a hatásviselőnél történő vízkivétel mértékét, vagy a felszín alatti vízzel érintkező felszíni víz jellemzőit.

A kockázatfelmérés 3. és 4. lépcsője azt vizsgálja, hogy a telített és telítetlen zónában lejátszódó természetes koncentrációcsökkenési folyamatok (diszperzió, retardáció, és biodegradáció) mértéke elégséges-e ahhoz, hogy a szennyezettségi koncentráció az elfogadható szintre csökkenjen. A kármentesítési célértékek ebben a lépcsőben a célkoncentráció – függőleges irányú terjedésre értelmezett – hígulási faktorral (LDF), valamint – a horizontális irányú terjedést befolyásoló folyamatokat leíró – koncentrációcsökkenési faktorral (DAF; Dilution Attenuation Factor) való szorzás útján állnak elő. A koncentrációcsökkenési faktor számításának alapegyenletei a Domenico-féle, illetve az Ogata-Banks féle összefüggések, melyek a szennyezőanyagok biológiai úton történő lebomlására, szorpciójára és diszperziójára is megközelítéssel szolgálnak. A 3. lépcsőben egyszerű analitikus szennyezőanyag terjedési modell segítségével, míg a 4. lépcsőben igen kifinomult numerikus modell segítségével állapítják meg a természetes koncentrációcsökkenés mértékét mind a telített, mind a telítetlen zónában. A 4. lépcsőben végzett kockázatfelmérésnél tranziens viszonyok is becsülhetők.

A felszín alatti víz szennyezettségre vonatkozó becslés a kockázatfelmérés 2. lépcsőjével kezdődik, mert a szennyezőanyagok már átjutottak a talajzónán, úgyhogy csak azoknak a folyamatoknak van jelentősége, melyek a szennyező forrástól a hatásviselőig terjedő úton zajlanak le. Ezért a szennyezett felszín alatti vízre vonatkozó kockázatfelmérési lépcsők a következők:

A 2. lépcsőben a terület alatt a felszín alatti vízben észlelt szennyezőanyag koncentrációt közvetlenül össze kell vetni a célértékekkel.

A kockázatfelmérések 3. és 4. lépcsőjénél a terület alatt a felszín alatti vízben észlelt szennyezőanyag koncentrációt össze kell vetni a koncentrációcsökkenési faktorral (DAF) megszorzott célértékekkel. Hasonlóképpen a talajra elvégzett becsléshez, a 3. és 4. lépcsőjű kockázatfelmérések sokkal bonyolultabb és összetettebb modelleket használnak, mint a 2. lépcsőjű kockázatfelmérés. A felmérés minden lépcsőjében érzékenységi/bizonytalansági vizsgálatot kell végezni. Ez a vizsgálat a bemenő paraméterek változtatásának mentesítési célkoncentrációra gyakorolt hatásait vizsgálja, melynek során kiválaszthatók az érzékeny paraméterek.

A módszer célja, hogy megállapítsa az alábbiak szükségességét:

• nincs szükség kármentesítésre, mert a szennyeződés nem okozza, vagy valószínűleg nem okozza a felszín alatti víz vagy felszíni víz elszennyeződését;
• szükség van a műszaki beavatkozásra, vagy további vizsgálatokra ahhoz, hogy a hatásviselőt érő kockázat mértékét megállapíthassák.

A kármentesítés befejezését követően felszín alatti víz monitoring pontokat kell létesíteni a megfelelőség időbeliségének nyomon követésére úgy, hogy az időszakosan megvett vízminták jellemezzék a szennyezett csóva középpontját, a peremi és a közbenső pontjait, a felszín alatti víz áramlási pályáit és az érintett hatásviselőket. Ezen kívül szükség van a háttérterület jellemzésére is. Az időszakos felszín alatti víz mintavételeken túl talajminták vételével a talajszennyezettség idő- és térbeli alakulását is ellenőrizni kell.

		3.5 Norvégia

Norvégiában 1981 óta a “Szennyeződések Kezeléséről” szóló törvény szabályozza a talaj, a vizek és a levegő szennyezéseivel, a zaj- és a hulladék problémákkal kapcsolatos kérdéseket. A törvény értelmében a “szennyező fizet” elv az egyik legfontosabb szempont. A szennyezett területek kármentesítésével kapcsolatos ügyekben a Norvég Környezetvédelmi Minisztérium irányítása alatt működő “Szennyeződések Kezelésével foglalkozó Hatóság”; az SFT felelős.

Ha egy szennyezett területen az eredeti szennyező nem azonosítható, vagy nem vonható felelősségre, akkor a terület éppen bejegyzett tulajdonosa kötelezhető a környezetvédelmi vizsgálatok és a mentesítés költségeinek viselésére. Az építmények tervezésére és létesítésére vonatkozó törvény alkalmazói együttműködve a környezetvédelmi törvénnyel, már számos esetben ideiglenesen leállítottak olyan kivitelezéseket, ahol a munkálatok során talajszennyezettséget fedeztek föl. Azonban a mentesítési eljárások törvény szerinti engedélyeztetése Norvégiában igen bonyolult és időigényes folyamat. Ezért az SFT kidolgozta a szennyezett területek kezelésére vonatkozó általános szabályozást, mely lehetővé tette a magán és állami társaságok számára is a mentesítési eljárás lefolytatását részletes engedélyeztetés nélkül, ezzel időt és pénzt megtakarítva.

A szennyezett területek kezelésével kapcsolatos szabályozás támogatására az SFT kétlépcsős kockázati alapú döntési modellt dolgozott ki, mely 1995-ben lépett hatályba. A módszer igényei a szennyező forrás, a szennyezőanyag terjedési folyamatok és a szennyezettség különböző hatásviselőkre gyakorolt káros hatásának ismeretét. Ehhez több szennyezőanyag csoportra (fémek, BTEX, PAH, PCB, stb.) általános talajminőségi kritériumokat/célértékeket dolgoztak ki. Ezek az értékek a legérzékenyebb talajhasználatokra vonatkoztak, amelyeket a holland és svéd gyakorlat alapján alakítottak ki. Egyéb talajhasználati módoknál, illetve ha a talajminőségi kritériumokat meghaladták, hely-specifikus kockázatfelmérési eljárást alkalmaztak.

Az SFT 1998-ban megállapította, hogy a korábbi útmutatókat és kockázatfelmérési módszereket tovább kell fejleszteni annak érdekében, hogy a helyi környezetvédelmi hatóságok és a szakértők által használt kockázatfelmérési módszerek változatainak számát lecsökkentsék, vagyis a szennyezett területek kezelésével kapcsolatos kérdéseket egységesített eljárás szerint ítéljék meg. A nemzeti kutatás-fejlesztés (K+F) programok keretében több olyan útmutató készült, melyek a szennyezett területek felmérését, a szennyezettség okozta kockázat becslését és a mentesítési eljárásokat tárgyalja. Ezek legújabb átdolgozása 1999-ben jelent meg.

Az SFT 1999 júniusában angol nyelven is kiadta a “Guidelines Assessment of Contaminated Sites” című tanulmányát [8], mely a szennyezett területek kockázatfelmérési irányelveit foglalja össze. A tanulmány tisztázza a mennyiségi kockázatfelmérés általános elméleti alapjait és betekintést enged a norvég kockázatfelmérési gyakorlatba is.

Több norvég forrásanyagon kívül az útmutató alapját képzi az Európai Unió CARACAS programja keretében készült “Risk Assessment for Contamintated Sites in Europe” című kétkötetes tanulmány is. Az útmutató az általánosan elfogadott kockázat definícióját használja, mely szerint a kockázat kifejezi egy nem várt esemény bekövetkezési valószínűségét és azt, hogy az esemény bekövetkezése milyen következménnyel jár. A szennyezett területeknél a kockázatfelmérés az aktuális és feltételezett lehetséges jövőbeli tevékenység és a szennyezettség vizsgálatán alapszik. A kockázatfelmérés során kapott eredményeket összehasonlítják az elfogadható/megengedhető értékekkel, kritériumokkal.

Egy nem várt esemény kockázatáról akkor lehet beszélni, ha a környezeti koncentráció meghaladja a tolerálható szintet. A szennyezett területeknél az egyik legfontosabb aspektus annak a valószínűség értéknek a megállapítása, amely az elfogadhatónál nagyobb kockázati szintet írja le abban az esetben, ha a hatásviselők direkt expozíciónak, vagy terjedés útján kialakuló nagy szennyezőanyag koncentrációnak vannak kitéve. Ehhez a következő paramétereket kell meghatározni:

• minden releváns expozíciós útvonal,
• a különböző terjedési és expozíciós utakon várható (számítható) szennyezőanyag koncentrációk/dózisok,
• melyek a kitett hatásviselők (emberek, állatok, halak, kagylók, madarak, növények, gombák, algák, baktériumok, stb.) és milyen intézkedések bevezetése szükséges a védelmük érdekében,
• milyen tolerálható koncentrációk és dózisok (elfogadhatósági kritériumok) vonatkoznak a hatásviselőkre,
• annak a valószínűsége, hogy az esemény más hatásviselőket is érinthet, vagy további expozíciós útvonalak is lehetségesek.

Az útmutató összefoglalja a szennyezőanyagok talajbeli koncentrációjának megállapításához szükséges mintavétel tervezésére, a mintavélre, az analitikai programra és az eredmények értelmezésére vonatkozó általános ismérveket is. Ezek figyelembe vételével akár ismeretlen összetételű, és a szennyezett területen belül azonosítatlan elhelyezkedésű szennyező forrás helyzete és a kockázatos anyagok maximális koncentrációja is nagy biztonsággal meghatározható.

A norvég kockázatfelmérési módszer – hasonlóan egy általános lépcsőzetes felépítésű módszerhez – három lépcsőre (Tier 1., 2. és 3.) bontható, ahol a lépcsők számának növekedésével a kockázatfelmérés részletezettsége és összetettsége növekszik. A lépcsőzetes felépítés egyszerűbb esetekben lehetővé teszi a relatív, gyors kockázatfelmérés elvégzését minimális helyszín-specifikus adat felhasználásával, míg a kockázat meghatározása komplex, és potenciálisan súlyos esetekben csak a nagyobb “felbontás” és ezáltal a nagyobb mennyiségű és megbízhatóbb helyszín-specifikus adatok ismeretében lehetséges. A lépcsőszámmal fokozatosan növekvő mennyiségű információ csökkenti a kockázatfelmérés bizonytalanságát, és tökéletesíti, illetve megkönnyíti a racionális döntéshozatalt.

A védelem mértéke az emberi egészségre és az ökoszisztémára minden kockázatfelmérési lépcsőben azonos, bár a bizonytalanság mértéke az 1. lépcsőben nagyobb, mint a további felmérési lépcsőkben.

Azonban a döntést korlátozott mennyiségű információ birtokában is gyakran meg kell hozni. Ezekben az esetekben a kockázat alulbecslésének elkerülése érdekében nagyobb biztonsági tényező alkalmazása szokásos (a nagyobb bizonytalanságot konzervatív feltételezésekkel kompenzálva tartható fenn a védettség ugyanolyan foka az emberi egészségre és az ökoszisztémára). A növekvő lépcsőszámmal csökken a bizonytalanság mértéke, mint ahogy csökken a biztonsági “ráhagyás” mértéke is. Ez abból adódik, hogy csökken az úgynevezett “default”; az előre megadott általános vagy irodalmi adatok mennyisége, és ezzel párhuzamosan növekszik a terület-, és probléma-specifikus információk hányada. A kockázatfelmérések általában a “Tier 2” lépcsőig jutnak el, ahol a számítások annyiszor ismételhetők, ahányszor új adathoz jutnak.

A lépcsőzetes kockázatfelmérési eljárás egységes alapot ad a döntéshozatalhoz, amely során egy adott szennyeződéssel érintett területen a műszaki beavatkozás/kármentesítés szükségességét és annak mértékét vizsgálják. A probléma leírásához szükség van a területre vonatkozó információk begyűjtésére, áttekintésére, vizsgálatára és azok felhasználására a kockázatfelmérés során. Ezek az információk a terjedési útvonalakra, a hatásviselőkre, a területhasználatokra és a környezeti célokra vonatkoznak. A probléma leírásához a következő adatok szükségesek:

• a lehetséges szennyező források típusa, elhelyezkedése és kiterjedése csakúgy, mint a kockázatos anyagok tulajdonságai,
• a lehetséges terjedési útvonalak jellemzői,
• az expozíciós jellemzők vizsgálata a területhasználatok és a hatásviselők jellemzői alapján,
• a lokális/helyi környezetvédelmi irányelvek azonosítása.

A probléma leírását követően kerülhet sor a vizsgálatok szükségességének és módjának megállapítására.

A legérzékenyebb területhasználatra vonatkozó talajminőségi irányértékek képzik a kockázatfelmérés első lépcsőjének (“Tier 1.”) az alapját. Egy adott területre vonatkozó specifikus vizsgálat során határozzák meg a talajban általában a szennyező forrás környezetében található kockázatos anyagok koncentrációját. A szennyezett területen végzett vizsgálatoknál a mért legnagyobb szennyezőanyag koncentrációt azokhoz a talajminőségi irányértékekhez hasonlítják, amelyeket a legérzékenyebb területhasználatra állapítottak meg.

A talajminőségi irányértékek egy általános területre vonatkoznak, számításukhoz felhasználják a tolerálható napi bevitelt (emberekre) és a tolerálható koncentrációkat (szárazföldi ökoszisztémákra). Az ökoszisztémákra és emberekre kapott talajminőségi értékek közül mindig a kisebb értéket használják figyelembe véve a háttérértéket és az analitikai kimutatási határt. A talajminőségi értékek számításakor használt általános talajra vonatkozó adatok az 1% szerves széntartalom, 0,2 (dm ³ víz, vagy levegő / dm ³ talaj) a pórusok víz- és levegőtartalma, 0,4 a permeábilitás és a sűrűség 1,7 kg/dm ³ .

A norvég útmutatóban használt talajminőségi értékek képzésekor azt a legérzékenyebb területhasználatot választották ki, melynél azt feltételezik, hogy az emberek a szennyezőanyagokkal a következő expozíciós utakon érintkezhetnek:

• a szennyezett talaj, vagy por közvetlen lenyelése,
• a szennyezett talaj vagy por bőrfelülettel való érintkezése,
• a por belégzése,
• az illékony szennyezőanyagok belégzése a szennyezett területen lévő épületek belterében,
• a szennyezett területeken létesített ivóvíz kutak vizének közvetlen fogyasztása,
• a szennyezett területen termelt gabonafélék, vagy zöldségek fogyasztása,
• halak fogyasztása szennyezett talajvízzel terhelt befogadóból.

A talajminőségi értékek képzésekor az ezeken az útvonalakon (a legérzékenyebb területhasználatra vonatkozó expozíciós paraméterek felhasználásával) megengedhető egyedi környezeti koncentrációk összege adja az 1. lépcsőben humán expozíciókra megállapítható szennyezőanyag koncentrációkat. Az alábbi expozíciós utakat a talajminőségi értékek megállapításakor azonban általában nem használják fel, mert a becsülhető teljes expozíció kevesebb, mint 5%-át adják:

• a bőrfelület érintkezése a szennyezett felszín alatti vízzel (zuhanyzás),
• az illékony szennyezőanyag gőzök belégzése zuhanyozás közben,
• szabadtérben történő fürdés közbeni szennyezőanyag gőzök belégzése.

A szennyezett területeken tenyésztett állatok húsának és tejének fogyasztásakor számítható expozíciókhoz szintén nagy bizonytalanság rendelhető, így ezen expozíciós útvonalakat sem használják a legérzékenyebb területhasználatra vonatkozó talajminőségi értékek képzésénél.

Az ökoszisztémákra vonatkozó talajminőségi irányértékeket laboratóriumban végzett ökotoxikológiai vizsgálatok során állapítják meg, tiszta vegyi anyagokat használva. Az ökotoxikológiai vizsgálatok elvégzésének módját a későbbiekben tárgyalja az útmutató (ökológiai kockázat). Amikor a legérzékenyebb területhasználatra vonatkozó talajminőségi értékeket meghatározzák feltételezik, hogy az expozíció bekövetkezik, tehát a valószínűség számértéke 1.

• ha egyetlen mintában sem nagyobb a mért szennyezőanyag koncentráció, mint a talajminőségi irányérték, akkor a vizsgálatok lezárhatók, és nincs szükség megszorításokra a területhasználatoknál,
• ha egy, vagy több talajmintában nagyobb a mért szennyezőanyag koncentráció, mint a talajminőségi irányérték, akkor először meg kell vizsgálni, hogy a mért nagy koncentráció érték szennyezésnek, vagy a nagy helyi háttérértéknek a következménye. Ha egy, vagy több talajmintában a mért szennyezőanyag koncentráció nem a háttérértékből adódik, szükséges a második lépcsőben (“Tier “2) vegzett felmérés, vagy kockázatcsökkentő beavatkozás elvégzése.

A kiterjesztett, részletesebb kockázatfelmérés egy terület aktuális, vagy tervezett területhasználatára vonatkozik. Míg a talajminőségi kritériumok a legérzékenyebb területhasználatra vonatkoznak, a kiterjesztett kockázatfelmérés csak azokat az expozíciós utakat és területhasználatokat veszi figyelembe, melyek az adott szituáció esetében relevánsak. A még éppen elviselhető hatásokra megállapított tolerálható koncentrációk meghatározása tehát csak ezekre az expozíciós útvonalakra történik meg. Ezekhez a számításokhoz azonban már olyan információk szükségesek, amelyeket a helyi viszonyokhoz adaptáltak. Többek között szükséges a kockázatos anyagok koncentrációjának és összetételének ismerete a szennyező forrásban, a talajtípus, és az expozíciós lehetőségek figyelembe vétele. A forrásterület és területhasználat analízise, valamint a terjedés vizsgálata az eszköze annak, hogy megvizsgálják egy nem várt esemény bekövetkezésének valószínűségét. Kármentesítésre van szükség abban az esetben, ha a meghatározott expozíció mértéke nagyobb, mint az elfogadhatósági szint. Ha jó esély van arra, hogy további helyszín-specifikus információk megismerése után más következtetés vonható le, a felmérést meg kell ismételni. Ha kicsi az esély arra, hogy pontosabb információk esetén más következtetés vonható le, akkor célszerű a műszaki beavatkozás végrehajtása vagy a megállapított elfogadható területhasználat kijelölése.

A kockázatfelmérés 3. lépcsője expozíciómérésen alapuló vizsgálat, mely gyakorlatilag ugyanazt a kockázatfelmérési módszert használja, mint a 2. lépcső. A felméréshez használandó adatokat, amilyen mértékben csak lehetséges terepi mérésekkel kell képezni, lehetőleg kisebb mértékben modellezés útján, mint azt a 2. lépcsőnél tették. Ezért a 3. lépcsőjű kockázatfelmérés részletekbe menő terület-specifikus vizsgálatok elvégzését igényli, melyek a konkrét helyi viszonyokról adnak tájékoztatást. A különböző környezeti elemekben (talaj, víz, levegő) figyelembe vett mobilitás, szorpció vagy mikrobiológiai lebomlás mértékét is terepi és laboratóriumi vizsgálatokkal kell meghatározni, illetve az alkalmazott terjedési modellt ezen adatokkal kell kalibrálni. A különböző környezeti elemekben (talaj, víz, levegő, hatásviselő, növény) a szennyezőanyag koncentrációkat méréssel kell meghatározni. A szennyeződések következményének megállapítására – amennyire ez lehetséges – ökotoxikológiai vizsgálatokat kell végezni a területen. A 3. lépcsőjű kockázatfelmérés keretében elvégzett ökotoxikológiai vizsgálatoknak fontos része az egyes szennyezőanyagokra vonatkozó esetleges megnövekedett biológiai hozzáférhetőség vizsgálata, a lehetséges ismeretlen vegyi anyag jelenléte vagy a szinergikus hatás jelenlétének megállapítása, valamint a bioakkumuláció vizsgálat is. A vizsgálatok eredményei méréseken alapuló környezeti koncentrációk. A környezeti koncentrációkat össze kell vetni a különböző hatásviselőkre vonatkozó tolerálható szintekkel.

A humán egészségkockázat becslése dózis-válasz összefüggések segítségével határozza meg szennyezőanyag expozíció következményét a hatásviselőre. A toxikus vegyi anyagokra vonatkozó referencia értékeket a megengedhető küszöbkoncentráció értéke jelzi. A genotoxikus rákkeltő anyagokra nem lehet megfelelő megbízhatósággal referencia koncentrációt megadni. Ezért ezekre a vegyi anyagokra extrapolációs modelleket használnak, amelyek az egész élettartamra vonatkozóan kis koncentráció-tartományban egyenes segítségével írják le az elfogadható kockázatot rendszerint állatokkal végzett toxikológiai vizsgálatok eredményei alapján. A daganatképző hatású vegyi anyagokra Norvégiában a 10 ^-5 daganatkockázat értéket használják elfogadható kockázatnövekmény szintként.

A módszer feltételezi, hogy a talajban – mint természetes élettérben – élő fajok védelme egyben azt is biztosítja, hogy a talaj különböző funkciói is védve lesznek. Közismert tény, hogy a talajnak, ellentétben az ökoszisztéma egyes részeivel, nagyfokú önszabályozó képessége van mindaddig, míg élő mikroszervezetek lakják. Tehát ökológiai szempontból a talajban még elfogadható szennyezőanyag koncentrációt a különböző vegyi anyagok szárazföldi élőlényekre gyakorolt hatásait becsülve határozzák meg. Az útmutató alapján ehhez legalább egy táplálkozási lánc három egymást követő szintjének (mikroorganizmusok, növények és állatok) egyedeire vonatkozó ökotoxikológiai vizsgálatok elvégzése szükséges. A talajminőségi standardokat tehát úgy fejlesztették ki, hogy – a tolerálható humán kockázatok érdekében meghatározott talajminőségi irányértékek mellett – meghatározták az ökológiai hatásviselőkre vonatkozó, még károsan nem ható szennyezőanyag koncentrációkat is (PNEC; Predicted No Effect Concentration) a környezeti elemekben. A PNEC értékét a korlátozott fajszámon elvégzett ökotoxikológiai vizsgálatok eredményeiből származó küszöbkoncentrációkból (NOEC, LC50) extrapolálva kapták meg. A vizsgálatok során mindhárom említett táplálkozási szint hatásviselőinek védelme cél volt. A PNEC érték képzéséhez általában a vizsgálati eredmények minőségtől függő biztonsági faktorokat használnak. A kockázatfelmérés 3. lépcsőjében az ökotoxikológiai vizsgálatokat a szennyezett területről származó mintákkal kell elvégezni.

Ha a kockázatfelmérés során a forrás és a hatásviselők expozíciós helye közötti terjedési úton lezajló koncentrációcsökkenési folyamatok figyelembe vételével számított, vagy az expozíciós pontban mért koncentráció (PEC; Predicted Environmental Concentracion) értékét a származtatott PNEC értékhez viszonyítjuk, akkor megállapítható az ökológiai hatásviselők veszélyeztetettségének mértéke. Az említett PEC érték az a hatásviselőnél mért vagy számított szennyezőanyag koncentráció, amelyet a humán egészségkockázat becslésekor – az expozíciós faktorok felhasználásával (testtömeg, expozíciós gyakoriság és időtartam, stb.) – az átlagos napi szennyezőanyag bevitel (ADI; Average Daily Intake) mértékének meghatározásához használnak. Az első kockázatfelmérési lépcsőben közvetlenül a PEC/PNEC (humán egészségkockázat becslésekor az ADI/RfD) arány képzésével megállapítják az ökológiai kockázatot. Ennek megfelelően a kockázatfelmérés első lépcsőjében az útmutatóban javasolt főbb vegyi anyagok, úgymint a nehézfémek, PAH-ok, BTEX-ek, alifás szénhidrogének és halogénezett szénhidrogének tolerálható humán-toxikológiai (RfD, TDI) és ökotoxikológiai (NOEC, PNEC, biokoncetrációs faktorok) értéket is megadják.

Az eredmények értelmezése

A módszer a talajminták kémiai vizsgálatának eredményét a következőképpen értelmezi:

• Ha a szennyezőanyag koncentrációja egyetlen mintában sem haladta meg az elfogadhatósági kritériumot a vizsgálatok lezárhatók, és a meglévő, vagy tervezett területhasználatnak nincs akadálya. Amennyiben a területhasználat a jövőben beállt változások miatt a vizsgált szcenárióknál is sokkal érzékenyebbé válik, újabb kockázatfelmérési eljárás során kell megvizsgálni, hogy az új területhasználat során nem alakulhat-e ki a megengedettnél nagyobb expozíció.
• Ha a szennyezőanyag koncentrációja egy, vagy több mintában nagyobb, mint az elfogadható érték vizsgálni kell, hogy ez a szennyezőanyag koncentrációjából, vagy a természetes háttérértékből adódik-e. Ez főként a szervetlen szennyezőanyagoknál lehet döntő tényező. Ehhez a vizsgálathoz azonban vagy ismerni kell, vagy meg kell határozni a természetes háttérértéket.

Amennyiben egy vagy több mintában a kockázatos anyag koncentrációja nem felel meg a háttérértéknek, az alábbi teendők végezhetők:

1. Növelni kell a terület-specifikus adatok mennyiségét és ezáltal csökkenteni lehet a bizonytalanságot. További kiegészítő adatok beszerzése szükséges kiterjesztett terepi vizsgálatokkal, majd az új információk birtokában új kockázatfelmérést kell végezni.
2. A szennyezettségből eredő kockázat csökkentésére vagy felszámolására kármentesítési eljárás szükséges.
3. Újabb kockázatfelmérési lépcsőt kell végrehajtani.

		3.6 Németország

Németországban a szennyezett területek hatásos kezeléséhez egységes jogi szabályozásra volt szükség, ezért a Szövetségi Talajvédelmi Törvény (Bundesbodenschutzgesetz (1998) és a Szövetségi Talajvédelmi Rendelet (Bundesbodenschutzverordnung) határozták meg a szennyezett területek vizsgálatára, kockázatfelmérésére és remediálására vonatkozó követelményeket.

Az 1999-ben hatályba lépett törvény értelmében a talajremediációra vonatkozó követelmények és standardok sokaságát Németország különböző részein egységes nemzeti kockázatfelmérési és kárelhárítási kritériumokkal helyettesítik.

Egyik fontos célja a Szövetségi Talajvédelmi Törvénynek [6], hogy szorgalmazza a szennyezett területek használatát, mely által kevesebb zöldmezős beruházást kell végrehajtani. A “szennyező fizet elv” alapján a szennyezést okozó személy a felelős, és a tartományilag illetékes környezetvédelmi hatóságok felelősek minden elhagyott, feltehetőleg szennyezett terület nyilvántartásáért, vizsgálatáért és kockázatfelméréséért. A két jogszabály meghatározza a feltételezett szennyezett hely vizsgálatára és a kockázatfelmérésére vonatkozó követelményeket, valamint a tisztítási intézkedéseket, és előírja az újabb szennyezések megakadályozásának követelményeit. A végrehajtási utasításban meghatározzák a mintavétellel, minőségbiztosítással, az analitikai módszerekkel kapcsolatos követelményeket és megadnak számos irányértéket is. A törvény szerint (30., 83. bekezdés) a tartományok feladata az adott talajszennyezettség azonosítása, a szennyeződés okozta kockázat becslése és a mentesítés.

Bár a részletek az egyes tartományok adminisztratív felépítésétől függően jelentősen változhatnak, az általános eljárások nagyon hasonlóak és a következő lépésekből állnak:

• a feltételezett szennyezett helyek azonosítása és számbavétele,
• vizsgálatok és kockázatfelmérés,
• remediáció és/vagy monitoring.

A vizsgálatok célja, hogy elegendő adat legyen egy szennyezettség okozta humán egészségkockázat és környezeti kockázat mértékének megbecsüléséhez. A kockázatfelmérés alapja egy lépcsőzetes vizsgálati és becslési stratégia. A mennyiségi kockázatfelméréseknél esetről-esetre ismerni kell a területhasználatot, a szennyezettség fokát, a releváns hatásviselőket és a fennálló expozíciós útvonalakat. A vizsgálatok pontossági szintjének megfelelően különbséget tesznek a kockázatfelmérés tájékozódó és részletes vizsgálati fázisai között.

A tájékozódó fázis célja, hogy az irányadó (“trigger”) értékek felhasználásával az elfogadhatatlan kockázati szint megcáfolható legyen. Ha az első lépcső értékeit (screening/trigger) meghaladták, egy sokkal részletesebb vizsgálat elvégzése szükséges, amely jobb képet ad a szennyezettség mennyiségét-minőségét, mobilitását, térbeli eloszlását illetően, valamint meghatározza a hatásviselőket ért kockázat nagyságát és természetét. A módszer lehetővé teszi, hogy a kockázatfelmérést és kezelést szisztematikus és költség-hatékony lépésekben végezzék.

Annak érdekében, hogy a jogi szabályozás és a talajszennyezettségi határértékek közötti különbségeket kiküszöböljék, közös szövetségi/állami munkacsoportot hoztak létre, amely javaslatokat fogalmazott meg egy egységes, kockázati alapú tudományos határérték-rendszer felállítására. A törvény végrehajtási rendeletének 2. mellékletében megadják a javasolt, egységesített értékeket:

• a talajra vonatkozó áttekintő irányértékek (“screening, trigger”) a közvetlen talaj-ember expozíciós utakon különböző területhasználati kategóriákra (játszóterek, lakossági övezet, parkok és üdülőövezetek, ipari-kereskedelmi zónák),
• irányértékek (“screening”) a talaj–ehető növény–ember expozíciós útra,
• kimosódási irányértékek (“screening”) a talaj–felszín alatti víz útra, amely független a területhasználattól,
• beavatkozási értékek (“action value”) a közvetlen talaj–ember és talaj–növény–ember expozíciós utakra,
• elővigyázatossági értékek az új talajszennyezettségek elkerülése érdekében.

Az irányadó/áttekintő és beavatkozási/intézkedési szennyezőanyag koncentrációkat egyaránt kockázati alapon határozzák meg. A beavatkozási értékeket pedig – amikor lehetőség van rá – az adott szennyezőanyagok biológiailag hozzáférhető talajkoncentrációi szerint állapítják meg.

A meghatározás során figyelembe kell venni:

• a szennyezőanyag tulajdonságait: a környezetben való terjedését és a felvétel mértékét,
• a talajtípust, amely befolyásolja a szennyezőanyag hatásait és környezetbeli viselkedését,
• a különböző emberi tevékenységeket (játék, munka, pihenés, stb.),
• a hozzáférhető adatok minőségét és számát (statisztikai adatok, epidemiológiai tények).

Az említett legérzékenyebb területhasználati kategóriákat pontosan definiálják, és olyan esetekben, amikor a szennyezett területen az uralkodó területhasználattól eltérően igen érzékeny használattal érintett területrész is található, a becslést külön is elvégezik.

A kockázati alapú célérték megállapításának humántoxikológiai alapja nem rákkeltő anyagokra a lenyelésből-, belégzésből- és bőradszorpcióból eredő expozícóra meghatározott tolerálható felvehető dózis (TRD; “Tolerable Resorbed Dose”). Ez a dózis egy olyan testtömegre megállapított megengedhető napi szennyezőanyag mennyiség, amely valószínűleg élettartamra szóló expozíciónál, valamint érzékeny személyekre nézve sem okoz egészségkárosodást. Különböző szennyezőanyagok együttes hatását ez a dózis nem veszi figyelembe. A toxikus anyagoknál a tolerálható/referencia dózis 80%-át fenn kell tartani az általános szennyezőanyag felvételi utakra (táplálékból-, vízből- és levegőből eredő felvétel) és a megengedhető dózis csupán 20%-a irányozható elő a talajszennyezettségből eredő expozíciókra. A TRD értékeket a legérzékenyebb állatfajokra vonatkozóan a kísérleti eredményekből extrapolálják. Hosszú expozíciót használva határozzák meg a LOAEL és NOAEL értékeket. A TRD érték képzésekor extrapolációra használt bizonytalansági faktor (UF; Uncertainty Factor) értéke függ, a rendelkezésre álló toxikológiai küszöbértéktől és az érték adott esetre vonatkozó megfeleltségétől. Az UF képzésénél az is fontos, hogy a rendelkezésre álló adatok akut-, krónikus- vagy szubkrónikus vizsgálatokra, csak állatokra vagy emberekre, illetve érzékeny csoportokra is vonatkoznak-e.

Rákkeltő anyagoknál két fontos szempont létezik:

• van-e az anyagnak rákkeltő hatása?
• ha van, akkor milyen rákkeltő képességgel jellemezhető az anyag?

A rákkeltő hatású anyagok “mérgezőképességét” az EU, az USEPA és a német szervezetek osztályozásának megfelelően ítélik meg. A rákkeltő képesség jellemzésére az “egységnyi kockázat” (UR, Unit Risk) fogalmát használják. Az UR számításakor a szennyezőanyagra vonatkozó dózis-válasz összefüggések nagy dózistartományáról kis dózistartományra történő extrapolációja szükséges. Ez az extrapoláció, valamint az állatkísérletek eredményének alkalmazhatósága emberekre bizonytalanságokkal jár, ezért az UR értékének számításakor minőségi kategóriákat alkalmaznak.

Az egyedi rákkeltő anyagok irányadó koncentrációinak számításánál a statisztikailag elfogadható 10 ^-5 élettartamra vonatkozó elméleti rák kockázatnövekmény értékét alkalmazzák. Annak érdekében, hogy a toxikus anyagoknál alkalmazott TRD értékkel ekvivalens szennyezőanyag-specifikus rákkeltő anyag dózis (“hazard oriented body dose”) meghatározható legyen, a statisztikailag elfogadható kockázatnövekményt 5-tel szorozzák, vagyis az 5×10 ^-5 értéket használják. A rendelet értelmében azonban igen fontos dolog a rákkeltő anyagok okozta kockázat elkülönítése a “háttérzajoktól”, az egyéb tényezők kiváltotta háttérkockázatoktól. Az anyagok toxikológiai tulajdonságait leíró mennyiségi mutatókat a német (LAI, UBA) valamint nemzetközi szervezetek (WHO, ASTDR, NOISH, IRIS, HEAST, EPA, Toxline, stb.) adatbázisaiból veszik.

A rendelet kitér a talajszennyezettség okozta lehetséges expozíciók pontos kiszámítására, a használandó expozíciós faktorokra és felhívja a figyelmet a számítások során az egyes hatásviselő csoportokra (pl. a gyermekek fokozott érzékenységére), évszakos időjárási jellemzőkre vonatkozó fontos kivételekre, ismérvekre. A megengedhető koncentrációk kiszámítása az 1. táblázatban megadott szcenáriókra történik.

1. táblázat: Az egyes területhasználatoknál figyelembe vett expozíciók

A Németországban használatos expozíciós paraméterek egyik legfontosabb forrása US EPA “Exposure Handbook” (1997) kiadványa. Az expozíciós paraméterek változatosságának a végeredményre (célértékek) gyakorolt hatását a nemzetközileg is alkalmazott “Monte-Carlo” eljárással veszik figyelembe.

Az 1. táblázatban szereplő szcenáriókon kívül a rendelet 2. melléklete a szennyezett talajok megműveléséből, a szennyezett területeken végzett kertészkedésből, házi fogyasztásra szánt zöldség- és gyümölcsfogyasztásból, valamint legeltetésből származó megengedhető expozíciók becslésére ad útmutatást. Felhívja a figyelmet a szennyezőanyagok növényekben okozott fitotoxikus hatásainak elkerülésére, valamint bemutatja a fontosabb forrásanyagokat, amelyek vizsgálatával becsülik a maximális megengedhető szennyezőanyag koncentrációt.

Az irányadó értékeknél kisebb szennyezőanyag koncentrációk a törvény értelmében azt jelentik, hogy a területen található szennyezettség nem jelent veszélyt az emberi egészségre és a környezetre.

Az irányérték és a beavatkozási érték közé eső koncentrációknál az illetékes hatóság dönt a veszély mértékéről, és a részletesebb vizsgálat szükségességéről (pl. helyszín-specifikus mennyiségi kockázatfelmérés), figyelembe véve a talajtípust, a veszélyes anyag mobilitását és egyéb tényezőket.

Ha a mért koncentrációk meghaladják a beavatkozási szintet úgy általában remediálási eljárást kell lefolytatni. Az elvégzendő kármentesítés nagyságát és típusát az adott eset határozza meg. A kármentesítés függ az aktuális vagy tervezett területhasználattól, és/vagy az érintett hatásviselőtől.

A talajhasználati módokat és a hatásviselő-specifikus hatásszinteket jól definiálták. Az irányadó célértékeket ezek figyelembe vételével képzik. A terület-specifikus kockázatfelmérés módszertanát még nem standardizálták. A törvényben előírt merev módszerek nem veszik figyelembe a szennyezett területek speciális jellemzőit. Az egységesen kialakított elvek alkalmazásával terület-specifikus kockázatfelmérések is készíthetők. Németországban többféle expozíciós utat is magába foglaló modelleket dolgoznak ki: közülük az egyik egy toxicitási értékeken alapuló kockázatfelmérés a talaj–ember expozíciós útvonalra, a másik a talajból a felszín alatti vízbe történő kimosódást szimuláló modell.

A talajszennyezettségek okozta kockázattal szemben a felszín alatti vizek szennyezettsége okozta kockázat megítélése kisebb hangsúlyt kap. Minden szövetségi államnak saját, tájékozódást szolgáló (“orientation”) határérték rendszere van felszín alatti vízre, de a szennyezettségre vonatkozó részletes kockázatfelmérési eljárások nincsenek. Ha a szennyezettségi szint a jelzett határérték alatt van, nincs szükség további teendőkre. Ha a felszín alatti víz szennyezettsége az “orientation” értéket meghaladja, akkor az elvégzendő intézkedések típusa az adott helyzettől, az ügyfél érdekérvényesítő képességétől, a hatóságtól és egyéb, részben társadalmi-politikai tényezőktől függ. A törvény csak azt mondja ki, hogy ilyen esetekben egyedi vizsgálat elvégzése szükséges. A részletesebb vizsgálat során felhasználható általános expozíciós és szennyezőanyag terjedési paraméterek, valamint toxikológiai értékek nem hozzáférhetőek a német adatbázisokban. A felszín alatti vizekre vonatkozó mennyiségi kockázatfelméréseket itt is az általánosan használatos eljárások és paraméterek (vízhasználat mértéke és módja, a felszín alatti víz mélysége a felszíntől, koncentrációcsökkenés, stb.) felhasználásával készítik.

		3.7 Franciaország

Franciaországnak jelenleg nincs a szennyezett területekre vonatkozó jogi szabályozása. Két, a környezetvédelemért felelős hatóságnak címzett és a szennyezett területek kezelésével foglalkozó állásfoglalást lehet kulcsfontosságú iránymutatásnak tekinteni (1993 decemberében, illetve 1999 decemberében bocsátottak ki).

Mindkét állásfoglalás, mint a jogszabályi keret része, a környezetvédelem szakszerű megvalósításáról szól, meghatározza a reális talajtisztítás irányelveit is. Az állásfoglalások megállapítják, hogy az emberi egészségre és/vagy a környezetre kockázatot jelentő szennyezett területeket mentesíteni kell a területhasználatnak való megfelelőség elvét (“fit for use”) követve. A francia gyakorlat egyik kulcseleme, a múltbeli ipari tevékenységek okozta környezeti károk nyilvántartása és annak megismertetése a lakossággal. Két nyilvántartást vezetnek:

• A múltbéli ipari tevékenységek felmérése és nyilvántartásba vétele 2005-re készül el. Várhatóan, kb. 400 000 helyszín fog szerepelni a nyilvántartásban.
• A szennyezett és potenciálisan szennyezett területek nyilvántartása, amelyek kármentesítést vagy egyéb, a kockázatot megakadályozandó intézkedést igényelnek. Ez a nyilvántartás már kb. 3000 helyszínt tartalmaz.

A kármentesítés céljának meghatározásához kockázatfelmérési megközelítést használnak. Kezdő lépése a terület előzetes bejárása: a sürgős beavatkozást igénylő, közvetlen kockázatot jelentő helyszínek (pl. szivárgó tartályok, gyúlékony anyagok) azonosítása. Amennyiben nincs azonnal jelentkező kockázat, illetve a szennyezés kezelhető, úgy egy diagnosztikai fázis következik.

A diagnosztikai fázis célja:

• A potenciális szennyezőanyagok azonosítása és az emberi egészségre és a környezetre gyakorolt valószínű hatások áttekintő értékelése.
• Egy egyszerűsített kockázatfelmérés adatigényét kielégítő információgyűjtés, a beavatkozás szükségességének megállapítására.

A diagnosztikai fázis két fő lépésből áll:

• Először a rendelkezésre álló információkat és a helyszíni bejárási tapasztalatokat foglalják össze egy dokumentációban,
• majd néhány terepi feltáró vizsgálat készül a korábban be nem szerzett információk kiegészítésére.

A diagnosztikai fázis második lépésében kell azokat az adatokat begyűjteni, amelyek az első lépés végén még nem álltak rendelkezésre, de szükségesek az egyszerűsített kockázatbecslés alapján történő helyszínminősítéshez. A minősítés általában a különböző környezeti elemek szennyezettségének meghatározására korlátozódik. Az egyszerűsített felmérésnek figyelembe kell vennie az első lépés végén kidolgozott koncepciómodellt, a terület kiterjedésének megfelelően a természeti erőforrások használatát, a személyi biztonságot és a környezet védelmét. Az egyszerűsített kockázatfelmérés során fel kell használni a diagnosztikai fázis első lépésében begyűjtött összes információt, de ennek a fázisnak nem célja: a szennyezettség lehatárolása, a közegváltások (a szennyezettség egyik környezeti elemből a másikba kerülésének mechanizmusa) pontos meghatározása, a kockázat teljes felmérése és a mentesítési technológia kidolgozása.

Az egyszerűsített kockázatbecslés célja, hogy megismerjék az emberi egészségre és a környezetre kockázatot jelentő helyszíneket. Ezért az emberi egészséget és a vízbázisokat, mint elsődleges hatásviselőket kell figyelembe venni. Az egyszerűsített kockázatbecslés pontozásos rendszerű, a klasszikus kockázatfelmérési mintát használja: forrás–terjedési útvonal–hatásviselő.

Minden kockázatos anyagra műszaki kritériumokat határoztak meg úgy, hogy a diagnosztikai fázis során nyert információk alapján jellemezni lehessen a kockázatos anyagokat. Összesen 49 kritérium szerepel a rendszerben, melyeket 4 csoportba osztanak:

1. a szennyező forrás okozta potenciális veszély,
2. a szennyezőanyagok transzfer és transzport mechanizmusa,
3. hatásviselők és
4. megfigyelt hatások.

2000-ben útmutató készült a részletes feltárási és kockázatfelmérési fázishoz, alapelvei a következők:

• A kockázatfelmérés során a helyszín és környezetének meglévő és jövőbeni területhasználatát figyelembe kell venni.
• Hatásviselők: az emberek, a vízbázisok, az ökoszisztéma és az épületek.
• A kármentesítési célértéket a humán egészségkockázat meghatározásával kell számítani. Elméleti daganatkockázati határérték a 10 ^-5 , míg a 10 ^-4 -nél nagyobb érték elfogadhatatlan.
• A felszín alatti vizek szennyezettségének értékelése során figyelembe kell venni a jelenlegi és a jövőbeni használatot. Különösen a helyi vízgazdálkodás rendszere határozza meg azon területeket, amelyek a jövő vízellátása szempontjából védendőek.
• Az ökoszisztémára és az épületekre vonatkozó kockázatfelmérést a legújabb módszerek (nemzetközi szinten) ismeretében esetről esetre kell elvégezni.
• A kockázatfelmérés viszonylag nagy bizonytalansága miatt közvetlen mérésekkel kell igazolni annak megfelelőségét, a kármentesítés előtt és után egyaránt.

A részletes kockázatfelmérés feladata, hogy meghatározza azokat a helyszíneket, melyek elfogadhatatlan kockázatot jelentenek az emberek egészségére, vagy a környezetre és amelyek emiatt beavatkozást igényelnek. A kitűzött kármentesítési céloknak összhangban kell lenniük a helyszín és környezet területhasználatával, egyben műszakilag és gazdaságilag megvalósíthatónak kell lennie.

Helyszíntől függő, javasolt módszertan alapján a részletes kockázatfelmérést két fázisban kell végrehajtani:

1. A humán expozícióhoz tartozó általános szcenáriók használatával, amelyeket a nemzeti “egészségügyi és környezetvédelmi” munkacsoport készít és az ivóvízbázisokat fenyegető kockázat figyelembe vételével (a bonyolult közegváltási modellek alkalmazása nélkül).
2. Helyszín-specifikus expozíciós szcenáriók alkalmazásával: a helyszín és környezetére jellemző paraméterek lehető legpontosabb megadása mellett.

Nyilvánvaló azonban, hogy ez a megközelítés a komplexitás miatt bizonytalan.

Összegezve, a kockázatfelmérés használata során két lényeges ajánlás van:

• A kockázatfelmérés hatékonysága érdekében rendkívüli fontosságú a résztvevők (területtulajdonos, szakértő, hatóság) közötti együttműködés.
• A begyűjthető adatok megbízhatóságát figyelembe kell venni a kockázatfelmérés során. Amennyiben az információk nem elegendőek a végső kockázati érték meghatározásához, úgy a diagnosztikai fázis 2. lépésében a feltárásokat ennek figyelembe vételével kell kibővíteni.

A francia határérték-rendszer kidolgozása folyamatban van. Az értékek függnek a területhasználat jellegétől: lakókörnyezeti, ipari, stb. Az ideiglenes határérték-rendszert a külföldi gyakorlat alapján állították, hogy a kb. 1500 jelenleg működő helyszín hatósági feldolgozása megtörténjen.

		3.8 Egyéb szervezetek

		3.8.1 ASTM (USA)

Az American Society for Testing and Material (ASTM) szervezet 1995-ben kiadta az E-1739 szabványt [1], amely a szénhidrogén szennyezettséggel érintett területek humán egészségkockázatának becslésével, valamint a mentesítési célértékek meghatározását szolgáló módszer bemutatásával foglalkozik. (ASTM E-1739; Risk Based Corrective Action Applied at Petroleum Released Sites). Ezt a kockázatfelmérési eljárást már évek óta alkalmazzák az USA-ban. A módszer dózis alapú számításokon nyugszik. Az egészségkockázatok meghatározásakor a hatásviselő expozícióját és a tolerálható expozíciós szintet vetik össze, figyelembe véve a vegyi anyagok toxikus és daganatképző tulajdonságait, a szennyezőanyagok terjedését befolyásoló felszín alatti koncentrációcsökkentő folyamatokat és az adott terület-, a hatásviselő-, valamint a hatás-utak egyedi sajátságait. A kockázatfelmérés célja, hogy a területhasználatokhoz tartozó expozíciós utak figyelembe vétele mellett határozzon meg a szennyezettség forrásánál elérendő mentesítési célértéket és az ennek elérését biztosító kockázatcsökkentő eljárást. A kockázatcsökkentés történhet a szennyező forrásnál a kockázatos anyagok eltávolításával/kezelésével, vagy az expozíciós útvonalakon, a terjedési útvonal megszakításával-módosításával vagy lassításával, illetve a hatásviselőknél bevezetett korlátozó, tiltó intézkedésekkel egyaránt.

Az ASTM eljárás lépcsőzetes felépítésű, iteratív kockázatfelmérési eljárás, mely a kezdetben felülbecsült kockázati szint folyamatos finomításával közelíti a valóságot, a hatásviselők tényleges kockázatát. A kockázatfelmérés elvégzése egy kezdeti területi állapotfelvételt (tényfeltárást) feltételez, amely során az összegyűjtött adatok szolgáltatják a bemenő paramétereket az első lépcsőben végzett felméréshez. Ha kockázatfelmérés második és harmadik lépcsője is szükséges, akkor újabb, kiegészítő terület-specifikus adatok beszerzése válhat szükségessé. Az állapotfelvételt követően a vizsgált területet érzékenységi-, valamint az emberek egészségét és a környezetet fenyegető veszélyek szerinti osztályba kell sorolni, így lehetővé válik már a kockázatfelmérés megkezdése előtt átmeneti állapotjavító intézkedés bevezetése. Ha átmeneti állapotjavító intézkedés történik, akkor azt követően újbóli osztályba sorolás szükséges.

Egy aktív ivóvízkivételi kút súlyosan szennyezett, ezért átmeneti állapotjavító beavatkozás lehet az ivóvízhasználók értesítése, alternatív vízkivételi helyek kijelölése, a szennyezett víz hidraulikai kontrollja vagy akár víztisztítás a felhasználás helyén.

A veszélyességi osztályba sorolást a kockázatfelmérés 1. lépcsője követi, mely nem igényel terület-specifikus adatokat, többnyire irodalmi és korábbi adatok segítségével konzervatív kockázatbecslés végezhető ebben a lépcsőben. Csak a közvetlen (direkt) expozíciós utakon kitett, a szennyezettség forrásterületén található hatásviselők kockázatát kell meghatározni. A közvetett, médiaváltással lezajló transzportfolyamatokat, s ezáltal a szennyezőanyagok destruktív és nem destruktív koncentrációcsökkenési folyamatait ebben a fázisban nem lehet, és nem is szükséges becsülni. Ebben a lépcsőben a receptorokat gyakorlatilag a forrásba “tolják”.

A konzervatív bemenő adatokkal különböző expozíciós utakra és forgatókönyvekre kapott áttekintő értékeket (RBSL; Risk Based Screening Level) a szennyezettség forrásánál mért értékekkel összevetve mérlegelhető a további vizsgálatok vagy a kockázatcsökkentés szükségessége. Azoknál a kockázatos anyagoknál, melyeknél a forrásnál mért értékek nem haladják meg az adott expozíciós esetre számolt mentesítési célértéket, az előírt kockázati szintet biztosan nem lépik túl, hiszen igen nagy biztonsággal, többszörös biztonsági szorzóval megadott értékekről van szó. Tehát ezen szennyezőanyagoknál nincs szükség további számításokra, míg azoknál, amelyeknél meghaladás tapasztalható, meg kell vizsgálni egy átmeneti állapotjavító intézkedés lehetőségét vagy a kockázatfelmérés 2. lépcsőjű terület-specifikus lépését.

A kockázatfelmérés 2. lépcsője (Tier 2. Evaluation) helyszín-specifikus célértékeket (SSTL; Site Specific Target Level) ad, mert ez a lépcső már közvetett és közvetlen expozíciós esetekre, a forrásterületen kívül, vagy a forrásterületen elhelyezkedő “off-site” és “on-site” hatásviselők kitettségével is számol, az adott területen szerzett, terület-specifikus adatok felhasználásával. A terjedésre vonatkozó számításoknál figyelembe veszik a szennyezőanyagok természetes koncentrációcsökkenését.

A kockázatfelmérés 3. lépcsőjében a második kockázatfelmérési lépcsőnél felhasznált bemenő adatokon túl további terület-specifikus adatok szükségesek, valamint az adott médiákban történő szennyezőanyag terjedésének, koncentrációcsökkenésének, utánpótlódásának tér- és időbeli változását modellezve pontosítható a humán egészségkockázat mértéke. A kockázatfelmérés harmadik lépcsőjét követő cél a kapott mentesítési érték elérése a legmegfelelőbb módon, legyen az aktív beavatkozás, a természetes koncentrációcsökkenési folyamatok nyomon követése, vagy akár adminisztratív kockázatcsökkentő intézkedések bevezetése. Végül a terület időszakos monitoringja, majd a terület lezárása következik.

A kockázatfelmérés a probléma megfogalmazásánál, az expozíciós forgatókönyv (elméleti kockázati modell) felállításánál kezdődik, mely tartalmazza az elsődleges és másodlagos szennyező forrásokat, a terjedések mechanizmusát és az expozíciós utakat (expozíciós kapukat), valamint az érintett hatásviselőket. Ezt követi a kockázatos anyagok vizsgálata, mely az általános fizikai–kémiai–toxicitási jellemzők meghatározásából áll, majd a hatásviselők kitettségének felmérése az összes lehetséges expozíciós út figyelembe vételével, végül a különböző terjedési útvonalakon figyelembe vett koncentrációcsökkenési (destruktív és nem destruktív) mechanizmusok számszerűsítése, valamint a kitettség és az elfogadható napi bevitelek összevetésével a kockázat jellemzése és a szükséges beavatkozási mód megadása.

A kockázatfelmérés elvégzéséhez igen sok bemenő adatra, információra van szükség, amelyeket a következők szerint lehet rendszerezni:

• a terjedési utakat és expozíciós helyeket leíró adatok, melyek tartalmazzák a hatásviselők meghatározását, a transzport és expozíciós utakat és a terjedési utak hosszát,

• a hatásviselőkre vonatkoztatott expozíciós faktorok megadása, amelyek többek között az adott kockázatos anyagra vonatkozó kitettség számításából (nap/év), a hatásviselő jellemzőiből (testtömeg, életkor, stb.), az egységnyi időre vonatkoztatott elfogyasztott víz és belélegzett levegő mennyiségéből állnak,

• az elfogadható kockázati szintek meghatározása, amely a védendő értékek egészségének megóvásához szükséges értékek megadását foglalja magában a daganatképző és toxikus vegyi anyagokra egyaránt:

• Toxikus anyagok esetében egyedi vegyi anyagoknál a maximális megengedhető emberi egészségkockázat (THQ; Target Hazard Quotient) értéke általában 1,0, míg több alkotó esetén a kockázat értékek összegződnek, de az összegük sem lépheti túl az egyet. A kockázati hányados a hatásviselőt ténylegesen ért expozíciós szint, és a toxikológiai alapon – dózis-válasz (hatás) összefüggés vizsgálattal – meghatározott referencia dózis arányát fejezi ki.

• Daganatképző vegyi anyagoknál az útmutató a 10 ^-6 -10 ^-4 élettartamra vonatkoztatott haláleset tartományát jelöli ki a daganatkockázat elfogadható tartományának (TR; Target Cancer Risk). Habár társadalmilag elfogadható kockázat nincs, statisztikai adatokból kiindulva megállapítható, hogy az emberek többsége rendszeres hétköznapi tevékenysége során hasonló, vagy nagyobb kockázatnak teszi ki magát, vagy van kitéve. Az EPA által elfogadott csoportosításnak megfelelően az A – az emberre bizonyítottan rákkeltő –, és B – az emberre valószínűleg rákkeltő – karcinogenitási osztályokba tartozó vegyi anyagoknál 10 ^-6 , míg a C – lehetséges rákkeltő anyag – osztályba tartozó vegyi anyagoknál a 10 ^-5 kockázati szint növekményt adhatjunk meg.

• A szennyezettség kiterjedésének, összetételének, az alkotók jellemző (reprezentatív vagy maximális) koncentrációinak, fizikai–kémiai–toxikológiai tulajdonságainak meghatározása,
• terület-specifikus geológiai-, hidrogeológiai paraméterek megadása a terület részletes feltárása alapján (a víztartó réteg vastagsága, hidraulikus gradiens, szivárgási sebesség, a kapilláris zóna vastagsága, porozitás, stb.), a környezeti levegő (légállapotok, szél-sebesség) és a területen található épületek jellemzői,
• a hígulási-lebomlási folyamatokat jellemző paraméterek. A felszín alatti környezetbe került szennyezőanyag koncentrációja – amennyiben nem rendelkezik utánpótlással – időben csökkenő tendenciájú. Léteznek destruktív, a szennyezőanyag mennyiségét abszolút módon csökkentő természeti folyamatok, illetve nem-destruktív, a szennyezőanyag mennyiségét nem, csak annak eloszlását és koncentrációját csökkentő folyamatok is. A kockázatfelmérés során mindkét jelenségcsoport figyelembe vehető, pl. diszperzió, a felszín alatti víz utánpótló-, hígító hatása, adszorpció-deszorpció, ioncsere, párolgás, biológiai degradáció.

Az elfogadhatónak minősített kockázati szinthez mentesítési célértéket (RBSL, SSTL) rendelnek, amely a kockázatfelmérés végeredménye. A kapott mentesítési célérték a szennyezőanyag egy adott expozíciós útjára vonatkozik (több útvonal esetén minden expozíciós útra és környezeti elemre külön célérték vonatkozik), amelyet a hatásviselőtől visszafelé számolva a vonatkozó egészségügyi határértékek figyelembevételével számítanak ki:

RBSL = (THQ × RfD) / E nem karcinogén, toxikus vegyi anyagokra,

RBSL = TR / (E × SF) daganatképző tulajdonságú vegyi anyagokra,

SSTL = NAF × (THQ × RfD) / E nem karcinogén, toxikus vegyi anyagokra,

SSTL = NAF × TR / (E × SF) daganatképző tulajdonságú vegyi anyagokra,

ahol:

A kockázatfelmérés végeredményeként az összes lehetséges expozíciós útra meghatározott mentesítési célérték közül a legkedvezőtlenebbet tekintik mérvadónak, ezzel a fokozottabb biztonság javára döntve. A mértékadó RBSL vagy SSTL érték az a talajban vagy felszín alatti vízben megengedhető maximális szennyezőanyag koncentráció, amely sem az emberek egészségi állapotában, sem pedig a környezet más biotikus elemében nem okoz kedvezőtlen elváltozásokat.

Az elméleti kockázati modell felállítása az egyik legfontosabb lépése a kockázatfelmérési eljárásnak (USEPA, 1989), a legfontosabb eszköze annak, hogy a potenciális expozíciós utakat (a meglévő és jövőbeli hatásviselők a szennyezettséggel kapcsolatba kerülhetnek) azonosítsák.

• Felszíni szennyezettségnél a szennyezőanyag közvetlen tápcsatornába jutása, bőradszorpciója és a kipárolgó szennyezőanyag gőzök belégzése számításba vehető expozíciós utak. A felnőttek és a gyermekek, valamint az ipari–kereskedelmi és lakossági receptorok átlagos napi bevitele között különbséget kell tenni.
• A talaj pórusterében felhalmozódó, valamint a felszín alatti vízben oldott formájú szennyezőanyagok – illékony szennyezőanyagoknál különös tekintettel a szennyezettség kialakulásának korai szakaszára –, a vadózus zónán keresztül kipárologva a levegőbe jutnak. Ha a szennyezettség forrásterületén található iroda-, lakó-, szociális vagy egyéb épület, akkor a lakosoknak illetve dolgozóknak a kitettségével kell számolni a gőzök zárt térben történő felhalmozódása miatt. Ezen kívül számolni kell a szabadtérben munkát végzők és a szabadtérben tartózkodók expozíciójának lehetőségével is a szabadtérbe kerülő illékony szennyezőanyag-gőzök belégzés miatt.
• A szennyezettséggel érintett terület elhelyezkedése, vízföldtani viszonyai, a szennyezettség kiterjedése és felszín alatti vízzel történő mozgása alapján megállapítható, hogy az ismert vízhasználatok mellett a szennyezettség érint-e ivóvízbázist.
• A szennyezőanyagok, széllel történő szállítódása esetén, a forrásterülettől távolabbi lakossági vagy ipari területek hatásviselőit kell figyelembe venni, ha az uralkodó szélirány pontosan a hatásviselők irányába mutat, Gauss-eloszlást feltételezve különböző légstabilitási állapotok mellett.

f) A kockázatfelmérés eredménye

A kockázatfelméréssel talajra (felszín közeli talaj és földtani közeg) és felszín alatti vízre kapott egyedi kockázatos anyagokra vonatkozó mentesítési célértékeket (RBSL, SSTL) – minden egyes expozíciós esetre – össze kell hasonlítani a forrásban mért értékekkel. A kapott mentesítési célértékek ismeretében megállapítható a kockázatcsökkentő eljárás szükségessége, módja és mértéke. Ha egy adott kockázatos anyag esetén a különböző expozíciós lehetőségekre kapott célértékek közül a legkisebbet, vagyis a legszigorúbbat választjuk ki mentesítési célértékként, akkor a biztonság javára döntünk.

Az ASTM 1998-ban kiadta az E-1739 sz. útmutató folytatásaként, annak társtanulmányaként értelmezhető, ugyancsak kockázati-alapú döntéshozatalról szóló tanulmányát. Ez az útmutató (PS 104 Standard Provisional Guide for Risk-Based Corrective Action [2]) már nemcsak szénhidrogén szennyeződésekre és humán hatásviselőkre vonatkozik, hanem egyéb, nem nyersolaj eredetű szennyeződésekkel (fémek, szerves-oxovegyületek, halogénezett szénhidrogének, stb.) és ökológiai hatásviselőkkel, érzékeny élőhelyekkel is foglalkozik. Az útmutató felépítése, az alkalmazott kockázatfelmérési eljárás és a kockázati alapú döntés-előkészítés módszere (ezen belül az kockázatfelmérési lépések, az alkalmazott modellek és fogalmak) gyakorlatilag ugyanaz, mint az E-1739 szabványban, azzal a különbséggel, hogy az ökológiai hatásviselőkre vonatkozó leíró kockázatfelmérés alapelveit is ismerteti.

Az egyes szennyezőanyag csoportoknál szemi-quantitatív jellemzéssel állapítják meg, hogy a környezet egyes elemeiben különböző fizikai–kémiai–biológiai tulajdonságokkal jellemezhető vegyi anyagok közegváltási (párolgási faktor, bemosódási faktor) hajlama és ebből eredően az expozíciója milyen mértékű (kicsi–közepes–nagy) lehet. A tanulmány a közegváltást leíró értékek, és általános emberi populációt jellemző expozíciós paraméterek alapján konzervatív RBSL értékeket is megállapít. Az ökológiai hatásviselőkre vonatkozó kockázatfelmérés a humán kockázatfelméréshez hasonlóan lépcsőzetes módon közelíthető meg a leghatékonyabban. Az útmutató azonban csak arra ad javaslatot, hogy a kezdeti területi állapotfelvétel és az 1. lépcső során hogyan érdemes megközelíteni a leíró ökológiai kockázatbecslést. A kockázatbecslés 1. lépcsőjében végzett kockázatfelmérés célja annak megállapítása, hogy a területen, vagy annak közelében találhatók-e releváns ökológiai hatásviselők, vagy érzékeny élőhelyek. Ha ilyen hatásviselők találhatók, akkor 2. lépcsőben azt kell megvizsgálni, hogy ezen hatásviselők expozíciója lehetséges-e, vagyis vannak-e potenciálisan komplett expozíciós útvonalak. Ha ezeknek a lépéseknek negatív eredményei vannak, további vizsgálatokra nincs szükség. Amennyiben vannak exponált ökológiai hatásviselők és a költséghatékonyság vizsgálat alapján is javasolt, akkor további kockázatfelmérési lépcső elkészítése szükség. Ha a további felmérési lépcsők nem költséghatékonyak, kockázatcsökkentő eljárás alkalmazása szükséges.

		3.8.2 CONCAWE

Az elmúlt években Európában az ipar, a törvényhozás és a lakosság figyelme is erőteljesen a szennyezett területek felé fordult. Éppen ezért 1997-ben az Európai olajtársaságok (CONCAWE) részére is kifejlesztettek egy módszert, melynek segítségével a mentesítési beavatkozások szükségessége becsülhető egy olajfinomítótól kezdve egy egyszerű benzinkútig. A módszer segítségével megbecsülhető, hogy egy szennyezettség kiterjedése, viselkedése és várható hatása jelentős avagy jelentéktelen.

A módszer alapja az előzőekben már ismertetett lépcsőzetes felépítésű ASTM-RBCA eljárás. De az ASTM kockázatfelmérési eljárását az USA-ban vezették be, mely az amerikai kontinenst jellemző geológiai–, hidrogeológiai–, meteorológiai paramétereit használva készült. A CONCAWE éppen ezért az európai és amerikai kontinens közötti különbségeket figyelembe véve az európai viszonyokhoz alkalmazkodva fejlesztett ki az RBCA-hoz hasonlatos eljárást. A CONCAWE útmutatója [3] a korábban már ismertetett háromlépcsős eljárást javasolja a kockázatcsökkentő beavatkozás szükségességének eldöntésére a klasszikus szennyező forrás–terjedési útvonal–hatásvislő rendszerben. A felmérés itt is állapotfelméréssel kezdődik, mely a lehetséges szennyező források azonosítását, a nyilvánvaló szennyezettségeket, a területhasználatot és az ivóvízként használt felszín alatti vizet, érzékeny ökológiai élőhelyek jelenlétét, stb. azonosítja. Ezek határozzák meg azon transzport közegeket (környezei elemek) és expozíciós útvonalak, amelyeken az azonosított hatásviselők vagy populációk veszélyeztetettségét számolni kell.

Az ASTM-RBCA és a CONCAWE módszere között az az egyik legfontosabb különbség, hogy a CONCAWE eljárása már az első felmérési lépcsőben “Monte Carlo” szimulációt (valószínűségi kockázatfelmérést) használ az áttekintő mentesítési célérték (RBSL) képzéséhez, azaz explicit módon veszi figyelembe a bizonytalanságot. Ezzel szemben az ASTM módszere a 3. lépcsőig nem használja a valószínűségi kockázatfelmérést. A CONCAWE módszere kerüli a “feltételezhető legrosszabb eset” és az ehhez tartozó expozíciók használatát. További különbség a két módszer között, hogy a CONCAWE módszere a 2. és 3. lépcsőben is használja az “előre haladó” számítási módot, amely – gyakorlatilag az expozíció helyén becsült kockázat értékek meghatározását jelenti – lehetővé teszi a kockázatok statisztikai és térbeli értékelését és figyelembe vételét is a döntési folyamatban. Ez a megközelítés összhangban áll az európai szabályozással. Kisebb különbség még a két módszer között, hogy a CONCAWE alapértelmezett értékként európai geológiai-hidrogeológiai-, toxicitási- és expozíciós alapadatokat használja, valamint a becslés során érzékeny alcsoportokkal (pl. gyermekek) is számol, míg az RBCA “amerikai” értékeket használ. A CONCAWE eljárással az ASTM módszerben használt expozíciós lehetőségeken kívül egyéb expozíciós lehetőségeket (táplálkozási láncba került vegyi anyagok, zuhanyzás közbeni expozíciók) is figyelembe lehet venni, illetve a CONCAWE az RBSL (1. lépésben) képzésekor az egyes expozíciós utakon kialakuló expozíciókat összeadhatónak tekinti.

		Irodalom

[1] American Society for Testing and Materials (ASTM), Standard Guide for Risk-Based Corrective Action Applied at Petroleum Release Sites, ASTM E 1739-95, West Conshohocken, PA. 1995

[2] American Society for Testing and Materials (ASTM), Standard Provisional Guide for Risk-Based Corrective Action, ASTM PS 104-98, West Conshohocken, PA. 1998

[3] CONCAWE: European Oil Industry Guideline for Risk-Based Assessment of Contaminated Sites, report no. 2-97, Brussels 1997

[4] Ferguson, C: Assessing Risks from Contaminated Sites: Policy and Practice in 16 European Countries, EPP Publications LQM Press, Nottingham, 1999

[5] Ferguson, C., Kasamas, H.: Risk Assessment for Contaminated Sites in Europe, Volume 2 - Policy Frameworks, LQM Press, Nottingham 1999

[6] Federal Soil Protection Act of 17 March 1998 (Federal Law Gazette I p. 502), Federal Ministry for the Environment. Nature Conservation and Nuclear Safety, Bonn 1998 and Federal Soil Protection and Contaminated Site Ordinance (BbodSchV) 1999

[7] J.P.A. Lijzen, A.J. Baars, P.F. Otte, M.G.J. Rikken, F.A. Swartjes, E.M.J. Verbruggen and A.P. van Wezel: Technical evaluation of the Intervention Values for Soil/sediment and Groundwater, RIVM report 711701 023, Bilthoven, February 2001

[8] Norwegian Pollution Control Authority: Guidelines for the risk assessment of contaminated sites, TA-1691/1999, Report 99:06, Oslo-Norway 1999

[9] P.A. Marsland, M. A. Carey: Methodology for the Derivation of Remedial Targets for Soil and Groundwater to Protect Water Resources, Environmental Agency R&D Publication 20, Bristol 1999

[10] U.S. EPA. 1989a. Risk Assessment Guidance for Superfund (RAGS): Volume 1: Human Health Evaluation Manual (HHEM), Part A, Interim Final. Office of Emergency and Remedial Response, Washington, DC. EPA/540/1-89/002. NTIS PB90-155581/CCE.