A szennyező forrás és hatásviselő közötti terjedési úton zajló folyamatok

		1. A transzport folyamatokról általában

A környezetbe került szennyezőanyagokat terjedési útjukon számos olyan természetes folyamatból eredő hatás érheti, amely a koncentráció csökkenésével jár. A szennyező forrás és a hatásviselő expozíció helye közötti terjedési úton a szennyezőanyagokat ért hatások mértékét a természetes koncentráció-csökkenés nagyságának (Natural Attenuation Factor; NAF) becslésével lehet megadni. Az egyes terjedési utakra számított természetes koncentráció-csökkenési faktor és a szennyező forrásban mért koncentráció ismeretében pedig kiszámítható az előre jelezhető környezeti koncentráció (PEC).

A természetes koncentráció-csökkenés az a jelenség, amikor a szennyezőanyagok koncentrációjában, tömegében vagy mobilitásában csökkenés áll be a távolsággal és az idővel a természetben előforduló folyamatok hatására. Ezek a folyamatok lehetnek fizikai (diszperzió, diffúzió, hígulás, kipárolgás), kémiai (megkötődés, kémiai vagy abiotikus reakciók) vagy biológiai (biodegradáció) folyamatok. A fizikai és kémiai szorpciós folyamatok csökkentik a szennyezőanyag koncentrációját és/vagy mobilitását, de nem csökkentik a szennyezőanyag mennyiségét, ezért ezeket nem destruktív folyamatoknak nevezzük. A kémiai és biológiai reakciók a teljes szennyezőanyag mennyiségét csökkentik a rendszerben, ezért hívják ezeket destruktív folyamatoknak. A PEC értékét növelő folyamatokat, mint például a rendszeres vagy folyamatos kibocsátásokat (szennyezéseket) vagy a légköri lerakódások okozta környezeti koncentráció növekedést a számítások során a háttérkoncentráció értékekkel veszik figyelembe.

		1.1 Fizikai folyamatok

A fizikai koncentráció csökkentő folyamatok általában az oldott szennyezőanyagok hígulását okozzák, formái: a hidrodinamikus diszperzió (diffúzió és mechanikai diszperzió), a hígulás és a kipárolgás.

A hidrodinamikus diszperzió az a folyamat, ahol a szennyezőanyag csóva szétterjedése a felszín alatti víz áramlás irányával megegyezően vagy átlósan történik.

		1.2 Kémiai folyamatok

A természetes koncentráció-csökkenést okozó kémiai folyamatok közé a szorpciót és az abiotikus kémiai folyamatokat sorolják. A szorpció olyan kémiai kölcsönhatások által szabályozott folyamat, amely nemcsak a vegyületek mobilitására hat, hanem egyéb terjedési- és átalakulási folyamatokat is befolyásol. A szorpciót figyelembe lehet fizikai koncentrációcsökkentő folyamatként is, mert a szennyező vegyi anyagokban nem okoz visszafordíthatatlan elváltozást. Az abiotikus kémiai reakciók olyan reakciók, amelyekben nem vesznek részt metabolikusan aktív mikroorganizmusok.

		1.3 Biológiai folyamatok

A biológiai folyamatok destruktív koncentrációcsökkentő folyamatok. Számos tanulmány bizonyítja, hogy a honos mikrobák metabolikus tevékenységének köszönhető biodegradáció jelentősen hozzájárulhat a szerves szennyezőanyagok lebontásához. A vegyi anyagok biodegradálhatósága nagy változatosságot mutat, egyes vegyi anyagok teljesen ellenállnak a biodegradációnak. A biodegradáció olyan elektronátadási folyamat, melyben a szerves anyagok táp- és energiaforrásként hasznosulhatnak, az oxidációjukból nyert energia pedig a sejtek felépítéséhez és azok fennmaradásához járul hozzá. Az elektronátadáshoz és az anyagcseréhez azonban szükség van terminális (végső) elektron-akceptorra is, mely az elektront fogadja. Az aerob respiráció a leggyorsabb degradációs folyamat. Ekkor a bontást aerob mikroorganizmusok végzik. A fakultatív anaerob mikroorganizmusok képesek elektron-akceptorként oxigént felhasználni, ha az jelen van. Képesek alternatív elektron-akceptort is használni, illetve fermentálni, alternatív elektron-akceptorok: a nitrát, szulfát, redukált vas, mangán, és egyes esetkben a szerves anyag, amelyek felhasználásra kerülnek, ha az oxigén nincs jelen. Oxigén hiányában az obligát anaerob mikrobák kerülnek túlsúlyba. Ilyen körülmények között a biodegradáció sebessége viszonylag lassú.

A szerves- és szervetlen vegyi anyagok jellemző természetes koncentráció-csökkenési folyamatait, monitoringját és felhasználását az OKKP Kármentesítési útmutató 6.: Tényfeltárás és monitoring c. kötet, II. rész 5. fejezete (129-161. old.) tárgyalja részletesen.

		2. A természetes koncentráció-csökkenés mértékének (NAF) becslése

Konzervatív megközelítéssel élve, a kockázatfelmérések első lépésében feltételezhetők, hogy a “biotikus” hatásviselők (humán vagy ökológiai hatásviselők) közvetlenül a szennyező forrásban mérhető szennyezőanyag koncentrációval találkoznak, közvetlenül azt lélegzik be, nyelik le, vagy kerülnek azzal bőrkontaktusba. Ebben az esetben az expozíció mértéke (a bevitt dózis) úgy számítható ki, hogy a szennyező forrásban mért szennyezőanyag koncentrációból az expozíciós faktorok (testtömeg, napi bevitel, expozíciós időtartam, stb.) használatával dózist képeznek. Ha a kitettség belégzés útján is valószínűsíthető, az első kockázatfelmérési lépésben a szennyező forrásban a póruslevegőben mért szennyezőanyag koncentráció felhasználásával állapítják meg átlagos napi bevitel értéket. A szennyezett felszín alatti víz, szennyezett földtani közeg, valamint talaj miatt kialakuló expozíciók (lenyelés, bőrkontaktus) becslésekor az átlagos napi dózist közvetlenül a szennyező forrásban a felszín alatti vízben és földtani közegben mérhető szennyezőanyag koncentrációból kell képezni. E megközelítéssel a valós emberi egészségkockázatok és a környezeti kockázat is túlbecsülhető. Így az esetek többségében szükség van közegváltást és horizontális irányú terjedést leíró faktorok (lásd 1. táblázat) becslésére, amelyek használatával az expozíció tényleges helyére nézve határozhatók meg az expozíciós koncentráció, majd a dózis.

A közegváltást leíró faktorok (lásd 1. táblázat VF és LDF értékek) a szennyezőanyagok egyik környezeti elemből a másik környezeti elembe történő átjutást írják le az egyensúlyi körülményekre vonatkozóan. A horizontális irányú terjedést leíró koncentráció-csökkenési faktorok (lásd 1. táblázat DAF és ADF értékek) számítására pedig akkor van szükség, amikor a forrásterületen kívül is fennállhat egyes hatásviselők kitettsége. Így elsőként a szennyező forrás és az expozíciós pont közötti terjedési úton végbemenő koncentrációcsökkentő folyamatoknak csak egy részét (pl. csak szorpció) veszik figyelembe, majd minden jellemző destruktív és nem destruktív koncentrációcsökkentő folyamatot figyelembe lehet venni a terjedési utakon. Az iteratív finomítás során kezdetben egyszerűbb, egyensúlyi szennyezőanyag terjedési modelleket bonyolultabb – az inhomogenitásokat és nem egyensúlyi állapotokat is kezelő – numerikus modellekkel válthatják föl. A vízáramlási és terjedési modelleket monitoring eredmények felhasználásával ajánlott kalibrálni.

Az 1. táblázat a PEC számításához a második kockázatfelmérési szinten szükséges koncentráció-csökkenési faktorok (Natural Attenuation Factor; NAF) számítási módját tünteti fel. A táblázat tartalmazza az egyes terjedési utakra vonatkozó közegváltást leíró, valamint a horizontális irányú terjedést leíró koncentráció-csökkenési faktorok számításához szükséges egyenletek számát is. A számítások elvégzéséhez szükséges egyenleteket a melléklet további fejezetei mutatják be (2.2.2 -2.3.4 fejezetek).

Ha a kockázatfelmérés egyes iterációs lépéseiben – egyre nagyobb pontossággal –meghatározott NAF értékével megszorozzuk a hatásviselő expozíciójának helyén megengedett még elfogadható szennyezőanyag koncentrációt (C_exp), akkor a szennyező forrásra vonatkozó mentesítési koncentráció értékét kapjuk:

Mentesítési koncentráció = NAF×C_exp (1)

Másképp megfogalmazva, ha a szennyező forrásban mérhető szennyezőanyag koncentrációt elosztják NAF értékével, akkor az expozíció helyén előre jelezhető környezeti koncentrációt (PEC) kapják.

1. táblázat

NAF számítási módok az egyes terjedési utakra (Connor et al., 1996)

Terjedési út	Forrás közeg	Közegváltást leíró átadási faktorok		Oldalirányú terjedést leíró faktorok	A terjedési útra vonatkozó teljes NAF
Transzport vizes fázisban
Talajszennye-zettség bemo-sódása felszín alatti vízbe és transzport felszín alatti vízzel	Szennyezett talaj	A talajból a pórusvízbe történő bemosódás és további hígulás faktora LDFgw 11. egyenlet ----- >		Hígulási-lebomlási faktor (DAF) 26. egyenlet	DAF/LDFgw
Oldott szennyező-anyag csóva terjedése	Szennyezett felszín alatti víz			Hígulási-lebomlási faktor (DAF) 26. egyenlet	DAF
Transzport légnemű fázisban
Felszín alatti vízből történő kipárolgás zárttérbe	Szennyezett felszín alatti víz	Kipárolgási faktor (VFwesp) 31. egyenlet ----- >	----- >	----- >	1/VFwesp
Talajból történő kipárolgás zárttérbe	Szennyezett talaj	Kipárolgási faktor (VFsesp) 32. egyenlet ----- >	----- >	----- >	1/VFsesp
Felszín alatti vízből történő kipárolgás szabadtérbe	Szennyezett felszín alatti víz	Kipárolgási faktor (VFwamb) 35. egyenlet ----- >	----- >	Diszperziós faktor (ADF) 41. egyenlet	ADF/VFwamb
Talajból történő kipárolgás szabadtérbe	Szennyezett talaj	Kipárolgási faktor (VFsamb) 36. egyenlet ----- >	----- >	Diszperziós faktor (ADF) 41. egyenlet	ADF/VFsamb
Felszínen lévő talajból történő kipárolgás és kiporzás szabadtérbe	Szennyezett felszínen lévő talaj	Kipárolgási faktor (VFss) 37. egyenlet ----- >	----- >	Diszperziós faktor (ADF) 41. egyenlet	ADF× 1/(VFss+PEF)
		Kiporzási faktor (VFp) 38. egyenlet ----- >
Egyéb transzportútvonalak
Felszín alatti víz szennyezettség transzportja felszíni vízbe	Szennyezett felszín alatti víz ----- >	----- >		Hígulási faktor (DFsw) 43. egyenlet	DFsw
Talajszennyezettség transzportja a növényzetbe	Szennyezett talaj ----- >	----- >		Növényi bio-koncentrációs faktor (Kpl) 47. egyenlet	Kpl

		2.1 A szennyező anyagok megoszlása az egyes környezeti elemek között

A felszín alatti vízbe történő bemosódás és a környezeti levegőbe történő kipárolgás az a két legjelentősebb transzportfolyamat, melyeket a vegyületek megoszlása irányít.

A megoszlást leíró összefüggések olyan egyszerűsítő feltételezésekkel élnek, hogy:

• nincs degradáció (biotikus és abiotikus) a földtani közegben és a felszín alatti vízben,
• egyszerű, lineáris egyensúlyi megoszlás van a fázisok között,
• egységes talajnedvesség van a mélységgel a kapilláris zónáig,
• nincs jelen önálló fázis (felúszó vagy alulúszó).

A szennyezőanyagok fázisok közötti megoszlása a talaj-víz és víz-levegő rendszerben legegyszerűbb formájában a tömegegyensúly összefüggéssel írható le (Gustafson et al., 1997):

Vízfázisú szennyezőanyag frakció = (2)

Gőzfázisú szennyezőanyag frakció = (3)

Talajhoz kötött szennyezőanyag frakció = (4), ahol:

A teljes “tömeg-frakció” egységnyinek tekinthető, ha nincs biodegradáció és egyéb veszteséggel járó folyamat sem.

		2.2 Vizes transzport folyamatok

		2.2.1 A szennyezőanyagok megoszlása a pórusvíz és a talaj között

A felszín alatti közegben a szennyezőanyagok vízzel történő terjedésekor először a talajszemcsékről a talaj pórusterében található pórusvízbe oldódnak be, és csak ezután lehetséges eljutásuk a pórusvízzel kapcsolatba kerülő felszín alatti víz közvetítésével a forrásterülettől távolabbra is. A pórusvízben mérhető szennyezőanyag egyensúlyi koncentrációja a laboratóriumban meghatározott kimosódási tesztek mellett a talajban mért szennyezőanyag koncentráció ismeretében a szennyezettség forrásterületén a következő összefüggéssel is becsülhető:

(5), ahol

		2.2.2 A szennyezőanyagok transzportja a felszín alatti vízzel

Az egyszerű “megoszlást” követően megbecsülhető a szennyezett pórusvíz további hígulásának mértéke is (1. ábra). Elegendő olyan egyszerű modelleket használni a bemosódási-hígulási faktorok számítására, amelyek figyelmen kívül hagyják a lebomlást. Elsőként a megoszlást leíró kimosódási faktort (LF_gw) kell képezni, amelynek segítségével a talajszennyezettség ismeretében a pórusvíz szennyezőanyag koncentrációja becsülhető a szennyezettség forrásterületén:

(6)

A szennyezőanyagok pórusvízből felszín alatti vízbe jutását a DF_gw faktorral lehet megadni, amely a hígulás mértékét írja le a szennyező forrás területe alatt a beszivárgó csapadék mennyiségtől és felszín alatti víz hígító hatásától függően szintén egyensúlyi esetben:

(7)

ahol:

(8)

1. ábra

A szennyezőanyagok bemosódása a felszínalatti vízbe (Connor et al., 1996)

(9)

ahol:

A keveredési zóna vastagságának meghatározása a víztartóban az alábbi empírikus összefüggéssel történik:

(10)

ahol:

A (6) és (9) összefüggések felhasználásával megadható az ún. hígulási-bemosódási faktor (LDF_gw). A hígulási-bemosódási faktor tartalmazza a szennyezőanyag földtani közegből-pórusvízbe, majd a pórusvízből a felszín alatti vízbe jutás folyamatának leírását is, vagyis ha a földtani közegre számított mentesítési célértéket megszorozzák LDF_gw értékével, a felszín alatti vízben megengedhető értéket kapjuk.

(11)

Amennyiben nem csak a forrásterületen találhatók hatásviselők, hanem a felszín alatti víz áramlási irányában attól távolabb is, akkor az oldott szennyezőanyagok horizontális irányú terjedése leírására a hígulási-lebomlási faktor (Dilution Attenuation Factor; DAF) szolgál. A természetes koncentráció-csökkenési faktor (NAF) számszerűsítéséhez (1. táblázat) tehát ilyen esetben az LDF_gw ismeretén túlmenően túl szükség van az oldalirányú terjedést leíró DAF értékének ismeretére is. Ha a kezdeti iterációs lépésben az oldalirányú szennyezőanyag terjedést leíró modellek analitikus megoldásakor a biodegradáció koncentrációcsökkentő hatásával nem számolnak, akkor biztosan túlbecsülik a várható környezeti koncentrációkat. Ezt követően a terepi adatok alapján meghatározott biodegradáció mértékének figyelembe vételével (kalibrálás) tovább növelhető a becslés pontossága, vagyis finomítható a modell. Az adott időszakra vonatkozó koncentráció-csökkenési állandó és a biodegradáció értékét többféle eljárással lehet kiszámítani a szennyezett területen mért adatok felhasználásával.

		2.2.2.1 Grafikus és regressziós technikák a természetes koncentráció-csökkenés (DAF) mértékének becslésére

A biodegradációra hajlamos szerves anyag csóvák mérete csökkenhet az egyensúlyi állapot elérését követően a szennyezőanyag koncentrációk csökkenésével. Csökkenő csóva esetén a természetes koncentráció-csökkenés aránya nagyobb, mint a szennyeződés utánpótlódása. Az elsőrendű bomlást a következő egyenlet írja le:

C(t) = C_i e ^-(kt) (12)

ahol:

A természetes koncentráció-csökkenési faktor meghatározására alkalmas exponenciális időbeli regressziós technika a (12) összefüggést használja, amelyben a koncentrációt az idő függvényében fejezik ki. Ekkor a szennyezőanyag koncentrációjának logaritmusát az idő függvényében ábrázolják egy ponton (monitoring kútra) több vizsgálati időpontban. A logaritmikus koncentráció–idő összefüggés exponenciális regressziója során kapott egyenes meredeksége a (12) összefüggésben található “k” értéke. A bomlási egyenlet általánosabb formáját a (13) egyenlet mutatja be:

C(t) = (C_i - C_a)e ^-(kt) + C_a (13)

ahol:

A stabil csóvát úgy lehet jellemezni, hogy az egyes monitoring kutakban az oldott szennyezőanyag koncentrációja az időben állandó marad. Az időt a szivárgási sebességgel (v) és a megtett úttal (x) írható le:

t = x/v (14)

Az x/v kifejezés a felszín alatti víz tartózkodási ideje, amely alatt a felszín alatti víz a szennyező forrástól x távolságra jut. Kemblowski a (12) bomlási egyenletbe helyettesítette be ezt az idő kifejezést, így az elsőrendű bomlás kifejezésben a koncentrációt a távolsággal adja meg:

C(x) = C₀ × e ^-(k) (15)

ahol:

A térbeli regressziós technika alapja a (15) egyenlet. A felszín alatti víz áramlási pályája mentén legalább három monitoring kutat kell kiválasztani, és a szennyezőanyagok koncentrációját logaritmikus skálán kell ábrázolni a szennyező forrástól való távolság függvényében. Ha egy stabil csóva esetén a többszöri mintázás eredményei is rendelkezésre állnak, akkor minden kútra az átlagos koncentrációt kell felvenni az idő függvényében. Az exponenciális kifejezés a (15) összefüggésben a távolság–log–koncentráció összefüggésre exponenciális regresszióval illesztett egyenes meredeksége k/v [távolság ^-1 ]. Ha ezt a meredekséget megszorozzuk a felszín alatti víz áramlási sebességével (v), akkor megkapják a koncentráció-csökkenési állandót, “k”-t.

		2.2.2.2 A biodegradáció mértékének meghatározása, egydimenziós analitikus megoldás stabil csóvára

A bemutatott grafikus/regressziós technikák, nem tesznek különbséget a szorpció, a diszperzió és a biodegradáció között, szemben a következő analitikus megoldással, mely használatával a biodegradáció teljes koncentráció-csökkenéshez viszonyított aránya is megadható. A koncentráció távolsággal történő regresszióját az általános egydimenziós szennyezőanyag terjedést leíró egyenlet megoldással Buscheck és Alcantar kombinálta. Az elsőrendű bomlást is tartalmazó általános egydimenziós szennyezőanyag terjedést leíró egyenlet a következő:

(16)

ahol:

A (16) egyenlet feltételezi, hogy az x irányú diszperzió állandó és független a távolságtól. Míg a zárójelben lévő kifejezések egyenként leírják a diszperziót és az advekciót, addig a retardációs faktor a szorpció mértékét jellemzi. Az egyenlet ezen formája feltételezi, hogy a degradáció a vizes fázisban és a földtani közegben egyforma mértékű. Ha a szennyezők átalakulása főként vizes fázisban történik, a l C kifejezést is a zárójelen belül kell megjelentetni. Empirikus összefüggés (17) alapján az x irányú diszperzió a longitudinális diszperzivitás a _x és a lineáris vízáramlási sebesség szorzataként adható meg:

D_x = a _x v_x (17)

Az x, y és z irányú diszperzivitások a következők szerint számíthatók (ASTM E-1739):

a _x= 0,10x , a _y= 0,33×a _x, _{a z}= 0,05×a _x (18)

Bear szerint az egydimenziós szennyezőanyag terjedés elsőrendű bomlással:

(19)

ahol:

C(x,0) =	0
C(0,t) =	C0
C(¥ ,t) =	0.

Állandósult állapotról lehet beszélni, ha a (19) egyenletben a hibafüggvény komplementerének (erfc) változója +2, ahol a megfigyelési pont x, az advektív front (vt(1+4l a _x/v_c) ^1/2 ) mögött van. Állandósult állapot (“steady-state”) esetén a (19) egyenlet megoldása:

(20)

A szennyezőanyag koncentrációjának távolsággal történő regresszióját felhasználva a regressziós egyenes meredeksége k/v_x:

(21)

A (21) egyenletnek egy másik formája:

C(x) = C₀ exp(mx). (22)

A log-lineáris összefüggés meredeksége adja az m-et. Az egydimenziós állandósult állapotra vonatkozó transzport egyenlet megoldása során a meredekség m:

(23)

A k/v_x kifejezés és a (23) egyenlet is a log-lineáris összefüggés meredekségét írja le, amelyből a bomlási állandóra (l ) kifejezhető:

(24)

Abban az esetben, amikor a bomlás vizes fázisban történik, v_c helyettesíthető v_x-el.

		2.2.2.3 Egy, két és három-dimenziós analitikus modellek

Az analitikus modellek számos célból használhatók. Az állandósult állapotra vonatkozó (“steady-state”) szennyezőanyag terjedés modellezéssel – amely folyamatos utánpótlódással rendelkező állandó forrásbeli szennyezőanyag koncentrációt feltételez – az határozható meg, hogy az expozíció helyén (a forrástól adott távolságban) egyáltalán előállhat-e a tolerálható szintnél nagyobb szennyezőanyag koncentráció. Ez a megközelítés igen konzervatív és gyakran a természetes koncentrációcsökkentő folyamatok alulbecslését eredményezi, ezáltal pedig egyes kevéssé biodergadálódó kockázatos anyagoknál a forrástól igen nagy távolságban jelölhető ki a “steady-state” állapothoz tartozó “B” izokoncentrációs front.

2. ábra

Az oldott szennyezőanyagok horizontális irányú terjedése (Connor et al. 1996)

A szennyezőanyag terjedést leíró általános differenciálegyenlet állandósult transzport folyamatokra vonatkozó analitikus megoldását Domenico írta le:

(25)

Az összefüggés segítségével megbecsülhető egy szennyezőanyag csóva jövőbeli legnagyobb kiterjedése és az elsőrendű bomlási állandó értéke is. A “steady-state” modell azonban két paraméterre igazán érzékeny, a bomlási állandóra és a felszín alatti víz áramlási sebességére. Ezért ha “steady-state” modellt használják, akkor fontos a modell területről származó adatok felhasználásával végzett kalibrációja a kapott eredmény megerősítésére. A (25) egyenlet a középvonalmenti megoldását adja a differenciálegyenletnek, véges víztartó méretet és konstans forráskoncentrációt feltételezve. A megoldás figyelembe veszi a felszín alatti víz x irányú áramlását, három-dimenziós diszperziót és az elsőrendű bomlást. A (25) összefüggésben a C(x,0,0,¥ ) a szennyezőanyag koncentrációja a csóva legfőbb áramlási irányában, C(0,0,0,0) az állandósult állapotú forrásban mérhető koncentráció és x a felszín alatti víz áramlási irányba eső távolság. Az a _x, a _y és a _z a longotudinális, tranzverzális és vertikális diszperzivitások, l az elsőrendű bomlási állandó, v_c a szennyezőanyag felszín alatti víz áramlási irányába eső terjedési sebessége, S_w a forrásterület tranzverzális irányú szélessége (a felszín alatti víz áramlási irányára merőlegesen) és S_d a forrásterület vastagsága vertikálisan. A laterális transzportból eredő hígulási-lebomlási faktor értéke:

(26)

Tranziens szennyezőanyag terjedés modellezéssel – szemben az állandósult állapotra vonatkozó megoldással – az is megadható, hogy mennyi idő kell ahhoz, hogy egy bizonyos távolságban a szennyezőanyag koncentráció elérje a tolerálható szennyezőanyag koncentrációt, vagy a “steady-state” állapotot jelölő értéket. Éppen ezért a tranziens szennyezőanyag terjedés modellezéssel a kockázatcsökkentő beavatkozások sürgőssége is meghatározható. Vagyis a szennyezőanyag csóvák időbeli viselkedésének ismeret igen fontos a mentesítési célérték becsléséhez, a monitoring gyakoriságának megválasztásához

és a csóva állapotának meghatározásához.

A szennyezőanyag terjedést leíró általános differenciálegyenlet tranziens körülményekre vonatkozó analitikus középvonalmenti megoldást szintén Domenico dolgozta ki:

(27)

A (26) és (25) egyenleteket összehasonlítva megállapítható, hogy az állandósult állapotra vonatkozó koncentráció fele akkor érhető el, ha

(28)

Ha ezt az egyenletet t-re kifejezik, megkapjuk a “steady state” koncentráció felének eléréséhez szükséges időt a csóva bármely felszín alatti víz áramlási irányába eső pontján.

(29)

		2.3 A szennyezőanyagok transzportja légnemű fázisban

		2.3.1 A szennyezőanyagok megoszlása a környezeti közegek között

A felszín alatti környezetbe került illékony szennyezőanyagok elsőként kilépnek az érintett közegből (földtani közeg, felszín alatti víz) a talaj póruslevegőjébe, majd a talajgázból lépnek ki a légkörbe, vagy zárt terekbe. A környezeti levegőbe került szennyezőanyagok horizontális irányú terjedése csak ezt követően megy végbe a légmozgások által. A szennyezettség forrásterületén feltételezik, hogy az illékony vegyületek póruslevegőbeli koncentrációja lineáris egyensúlyt tart a pórusvízbeli koncentrációval. Az adott vegyületre jellemző gőz/folyadék megoszlási állandó, a Henry konstans ír le:

(30)

ahol:

		2.3.2 A szennyezőanyagok transzportja a földtani közegből és a felszín alatti vízből zárt térbe

A szennyezettség forrásterületén a várható (egyensúlyi) beltéri szennyezőanyag koncentráció meghatározására a kockázatfelmérések első lépéseiben empírikus modelleket szoktak használni. A szennyezőanyagoknak földtani közegből és felszín alatti vízből a levegőbe jutását leíró érték az ún. kipárolgási faktor (VF). A földtani közegre és felszín alatti vízre számított VF érték képzésekor a (2), (3) és (4) egyenletben leírt tömegegyensúly összefüggést, valamint a (30) egyenletet is felhasználják.

3. ábra

A szennyezőanyagok párolgása a felszín alatti vízből zárt térbe (Connor et al., 1996)

(31)

4. ábra

A szennyezőanyagok párolgása földtani közegből zárt térbe (Connor et al., 1996)

(32)

ahol:

LGW=	a felszín alatti víz mélysége, = hcap+hv, [cm],
hcap =	a kapilláris zóna vastagsága [cm],
hv =	a vadózus zóna vastagsága [cm],
LB =	a zárttér térfogatának és alapterületének hányadosa [cm],
LS =	mélység a szennyezett felszín alatti talajréteg tetejéig [cm],
Lcrack =	a zárttér aljzatának vastagsága [cm],
D eff ws =	effektív diffuzivitás a felszín alatti víz és a földtani közeg között [cm 2 /s],
D eff s =	effektív diffuzivitás az aljzat repedésein keresztül [cm 2 /s],
D eff crack	effektív diffuzivitás az aljzat repedésein keresztül [cm 2 /s],
ER=	az épület levegőjének kicserélődési aránya, szellőztetés mértéke [1/s],
h =	a repedések aránya az aljzaton [cm 2 /cm 2 ].

Az effektív diffuzivitás meghatározható:

(33)

ahol:

Da=	a szennyezőanyag diffuzivitása tiszta levegőben [cm 2 /s],
Dw=	a szennyezőanyag diffuzivitása tiszta vízben [cm 2 /s],
Q T=	a talaj teljes porozitása [-].

Abban az esetben, ha a kapilláris zónán keresztüli diffuzivitást (D ^eff _cap) becsülik a kapilláris zóna, ha pedig a földtani közegben számítható diffuzivitást (D ^eff _s) becsülik, akkor a vadózus zóna pórusterének vízzel és levegővel telített hányadát kell a 33. egyenletben felhasználni. Ha egy épület aljzatán keresztüli diffúziót (D ^eff _crack) számítják a (33) összefüggés segítségével, akkor az aljzat repedezettségének levegő- és víztartalma használandó. A kapilláris zónán, valamint a felszín alatti talajon (vadózus zónán) keresztüli effektív diffuzivitást felhasználva kapják meg a felszín alatti víz és a talajfelület közötti effektív diffuzivitás, D ^eff _ws értékét:

(34)

		2.3.3 A szennyezőanyagok transzportja a földtani közegből és a felszín alatti vízből a környezeti levegőbe

A szennyezettség forrásterületén a szabadtérben várható (egyensúlyi) szennyezőanyag koncentráció meghatározására a kockázatfelmérések első lépéseiben empirikus modelleket szoktak használni. A szennyezőanyagoknak földtani közegből és felszín alatti vízből a levegőbe jutását leíró érték az ún. kipárolgási faktor (VF). A földtani közegre és felszín alatti vízre számított VF érték képzésekor a (2), (3) és (4) egyenletben leírt tömegegyensúly összefüggés, valamint a (30) egyenlet is felhasználásra került.

5. ábra

A szennyezőanyagok párolgása a felszín alatti vízből szabadtérbe (Connor et al., 1996)

(35)

ahol:

Uair=	szélsebesség a talajfelszín felett a keveredési zóna magasságában [cm/s],
d air =	a környezeti levegő keveredési zónájának magassága [cm],
W =	a szennyezett terület szélessége szélirányban [cm].

6. ábra

A szennyezőanyagok párolgása földtani közegből szabadtérbe (Connor et al., 1996)

(36)

ahol:

Ls =	mélység a szennyezett felszín alatti talaj tetejéig [cm].

7. ábra

A szennyezőanyagok párolgása felszíni talajból szabadtérbe (Connor et al., 1996)

(37)

ahol:

d =	a szennyezett felszíni talaj legnagyobb mélysége [cm],
t =	a gőzfluxus átlagos kipárolgási ideje [s].

8. ábra

A szennyezőanyagok felszíni talajból történő kiporzása (Connor et al., 1996)

(38)

ahol:

Pe =	a részecske-emisszió mértéke [g/cm 2 ×s].

A szabadtérbe jutott szennyezőanyagok a szennyező forrás területéről a szél által oldalirányban (laterális) tovább terjednek. Tehát az esetben, ha hatásviselők nem csak a forrásterületen találhatók, akkor az oldalirányú terjedést követően kialakult immissziós koncentráció meghatározására szükség van. A természetes koncentráció-csökkenési faktor (NAF) számszerűsítéséhez (1. táblázat) ilyen esetben a kipárolgási faktorok (VF) ismeretén túlmenően túl szükség van az oldalirányú terjedést leíró állandó (ADF) értékének ismeretére is. A légszennyező anyagok terjedésének modellezésekor ilyen esetekben a Gauss-eloszlás használata szokásos. A forrásterülettől adott távolságban lévő, receptornál várható szennyezőanyag koncentrációjának becslési folyamata két részre osztható:

• a környezetbe jutott szennyezőanyag fluxusának (emissziójának) becslése,
• és a megfelelő diszperziós modell kiválasztása.

Felszín alatti szennyeződések esetén a kipárolgást folyamatos szennyezőanyag utánpótlással rendelkező diszperziós modellel kell közelíteni, mert a felszín alatti szennyeződés a környezeti levegőbe kerülő szennyeződés folyamatos utánpótlódási forrása. Az emittálódott szennyezőanyag diszperzióját számos transzmissziós paraméter befolyásolja. Ilyenek a szélsebesség és szélirány, a levegő vertikális keveredése, a szennyező forrás körüli terepviszonyok (épületek, erdősáv, stb.), stb. A légköri diszperzió leírására számos modell született, amelyek közül a Pasquill-Gifford modell viszonylag könnyen kezelhető. A modell alapja, hogy a szennyező forrást egy háromdimenziós koordináta rendszer középpontjába helyezik, ahol az x és y a vízszintes, míg a z a függőleges terjedési irány. Az x irány a szélirány. A modell a légköri állapotok függvényében – amely magában foglalja a szélsebességet, a napszakot és a meteorológiai viszonyokat – hat besorolási osztályt definiál:

Szél-	Nappal			Éjszaka
sebesség	A napsugárzás erőssége			Felhőzettel való fedettség
m/s	Erős	Közepes	Gyenge	Felhős	Felhőtlen
< 2	A	A-B	B
2-3	A-B	B	C	E	F
3-5	B	B-C	C	D	E
5-6	C	C-D	D	D	D
>6	C	D	D	D	D

ahol:

A,B =	instabil légállapot,
C,D =	neutrális légállapot,
E,F =	stabil légállapot.

A besorolási osztályokban (A-F) az egyes koordináták irányába eső diszperziós koefficiensek (s _x, s _y, s _z) kiszámítását a következő táblázatok tartalmazzák:

A szélirányba eső távolság x.

A légkör állapota	s x = s y (m)
A	0,493x 0,88
B	0,337x 0,88
C	0,195x 0,90
D	0,128x 0,90
E	0,091x 0,91
F	0,067x 0,90

A légkör állapota	x (m)	s z (m)
A	100-300	s z=0,087x 1,10
	300-3000	lgs z= - 1,67+0,902lgx+0,181(lgx) 2
B	100-500	s z=0,135x 0,95
	500-2×10 4	lgs z= - 1,25+1,09lgx+0,0018(lgx) 2
C	100-10 5	s z=0,112x 0,91
D	100-500	s z=0,093x 0,85
	500-10 5	lgs z= - 1,22+1,08lgx-0,061(lgx) 2
E	100-500	s z=0,082x 0,82
	500-10 5	lgs z= - 1,19+1,04lgx-0,070(lgx) 2
F	100-500	s z=0,057x 0,80
	500-10 5	lgs z= - 1,91+1,37lgx-0,119(lgx) 2

Mindezek ismeretében az immissziós koncentráció, x-irányban fújó állandó sebességű szél mellett:

(39)

ahol:

Cs=	a forrásterület fölötti szennyezőanyag koncentráció a levegőben [mg/m 3 ],
Cx=	a szennyezőanyag koncentráció a levegőben a forrástól x m távolságban [mg/m 3 ],
Qm=	egységnyi idő alatt a környezetbe került szennyezőanyag mennyisége [cm 3 /s],
d air=	a keveredési zóna magassága a környezeti levegőben [cm].

Általában a szélirányba eső koncentrációeloszlás legfontosabb, mivel ebben az irányban jelentkeznek a legmagasabb szennyezőanyag koncentráció.

9. ábra

Az illékony szennyezőanyagok horizontális irányú terjedése a levegőben (Connor et al. 1996)

(40)

ahol:

A =	a szennyezett terület nagysága [cm 2 ],
L =	a szennyezett terület hossza szélirányba [cm].

Ebben a felmérési lépésben a hígulási-koncentráció-csökkenési faktor értéke:

ADF=C_s/C_x (41)

		2.3.4 A szennyezőanyagok transzportja a felszín alatti vízből felszíni vizekbe

A számítás során feltételezések, hogy a felszín alatti víz a folyóba, vagy tóba egy adott elméleti retenciós időt követően ömlik be. Ezért a felszíni vízbeli szennyezőanyag koncentráció becslése a következőképpen alakul:

(42)

ahol:

Csw=	a szennyezőanyag koncentrációja a felszíni vízben [mg/l],
DFsw=	a felszín alatti vízből a felszíni vízbe kerülés hígulási faktora [-].

A hígulási faktor DF_sw meghatározása a következő:

(43)

ahol:

Qdi=	a szennyezett területről származó felszín alatti víz bejutási aránya a felszíni vízbe [cm 3 /s],
Qsw=	vízhozam a felszíni vízben kisvízi állásnál [cm 3 /s],
Lsw=	a szennyezett terület szélessége merőlegesen vízáramlás irányára [cm].

A vízhozam számítása tavakban:

(44)

ahol:

VSW=	a tó térfogata [cm 3 ],
kt=	a víz elméleti tartózkodási ideje a tóban [1/s].

		2.3.5 A szennyezőanyagok transzportja a talajból a növényekbe

Szerves vegyi anyagokra a következő számítási eljárás használatos:

(45)

ahol:

BCFstem=

a növény szárának bioakkumulációs faktora egy adott szerves vegyi anyagra [cm 3 /g nedves súlyra],

és

(46)

ahol:

BCFroot=

a növény gyökerének bioakkumulációs faktora egy alkotóra [cm 3 /g] nedves tömegre].

A teljes növény biokoncentrációs faktort K_pl (mg/kg növény/mg/kg talaj) – a szennyezőanyag növénybeli és talajbeli koncentrációja közötti összefüggést adja –, a következőképpen számítják:

(47)

ahol:

froot=	a gyökér aránya a teljes növényben,
fstem=	a szár/levélfelület aránya a teljes növényben.

		Irodalom

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

American Society for Testing and Materials, Standard Guide for Remediation of Ground Water by Natural Attenuation at Petroleum Release Site, ASTM E 1943-98, West Conshohocken, PA. 1998

Domenico, P.A. - Schwartz, F. W. (1990) Physical and Chemical Hydrogeology, Wiley, New York

Connor, J.A. - Newell, C.J. - P.E., Malander, M.W. (1996): Parameter Estimation Guidelines for Risk-Based Corrective Action (RBCA) Modeling, Groundwater Services Inc., NGWA Petroleum Hydrocarbons Conference 1 Parameter Estimation Guidelines Houston, Texas

Gustafson, J.B. - Tell, J.G. – Orem, D. (1997): Selection of Representative TPH Fractions Based on Fate and Transport Considerations., Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group Series, Amherst Scientific Publishers., Amherst, Massachusetts

Carey, M.A. - Finnamore, J.R. - Morrey, M.J. - Marsland, P.A. (2000): Guidance on the Assessment and Monitoring of Natural Attenuation of Contaminants in Groundwater, Environmental Agency R&D Publication 95, Bristol

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

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

Varga, Z. (1995): Biztonságtechnika, Veszprémi Egyetem Ásványolaj- és Széntechnológiai Tanszék, Veszprém (Egyetemi jegyzet)