Forrás: Az Országos Környezeti Kármentesítési Programot bemutató Tájékoztató, 2002

Forrás: BGT Hungária Kft.

Forrás: BGT Hungária Kft.

6.1.3.3-1. ábra

A szerkesztési szabályok szerint készített áramkép

6.1.3.4-1. ábra

A szennyezőanyagok izokoncentrációs térképe

A biodegradációra hajlamos vegyi anyagok esetén (pl. klórozott alifás szénhidrogének) a keletkezett bomlástermékek koncentrációjának térképi ábrázolása is szükséges. Például perklór-etilén szennyezettség reduktív deklorinációja során a keletkező triklór-, diklór-etilén, vinil-klorid, etilén és klorid koncentrációkat is hasznos az izokoncentrációs térképen feltüntetni.

Az egymás utáni vizsgálati periódusok eredményeit térképen ábrázolva a szennyezőanyag koncentrációk térbeli és időbeli változásának (transzport, biodegradáció) értékelése valósítható meg. Az egyes időszakokra vonatkozó izokoncentrációs térképek alap információként használhatók a felszín alatti környezetben feltárt szennyezőanyagok terjedésének modellezésekor.

A paraméter-értékek térképi ábrázolásánál ügyelni kell arra, hogy milyen ábrázolási módot alkalmaznak. Gyakran elkövetett hiba, hogy a talaj szennyezettségét úgy ábrázolják izovonalas térképen, mintha a talajban mért koncentráció-értékek eloszlása folytonos volna, holott a legtöbb esetben ez nincs így: a talajban nem történik diffúzió, nincs keveredés, amely a koncentráció-eloszlást folytonossá teszi. Különösen igaz ez a szennyezettség területének szélén, ahol a tiszta és szennyezett talajtestek éles határfelülettel érintkeznek. Izovonalas térképet csak ténylegesen folytonos eloszlású paraméterek (képződményhatárok, képződményvastagságok, talajvízszint, talajvíz szennyezettsége, stb.) esetében szabad szerkeszteni. Egyéb esetekben csupán tájékoztató jellegű, terepi megfigyelésen és ésszerű megfontolásokon alapuló határvonalakat lehet megadni. Talajszennyezettség ábrázolásánál lehetőleg kerülni kell az izovonalas ábrázolást.

Az izovonalas térképek szerkesztéséhez számos módszer és számítógépes programcsomag áll rendelkezésre. A statisztikai becslési módszerek azonban csak akkor használhatóak kielégítő eredménnyel, ha megfelelő számú mérési ponton ismert a paraméterek értéke. Amennyiben a szükséges mennyiségű információ nem áll rendelkezésre, akkor ezen módszereket nem lehet alkalmazni. Ügyelni kell arra, hogy a számítógépes programokkal előállított izovonalas térkép könnyen értelmezhető, és a valóságos helyzetet jól tükröző legyen. Előfordulhatnak olyan esetek, mikor bizonyos paramétereket nem lehet a programnak megadni. Ilyenkor a számítógép által készített kép csak tájékoztató jellegű lehet, azt a paraméter fizikai-kémiai-biológiai viselkedésének függvényében felül kell bírálni.

		6.1.3.5 Az elektron donorok, szervetlen elektron akceptorok és anyagcseretermékek izokoncentrációs térképen való megjelenítése

Izokoncentrációs térkép készíthető bármely szerves anyagra vonatkozóan, amely biokémiai folyamatokban elektron donorként funkcionál. Ilyen anyagok például a természetes eredetű szerves szén (TOC), vagy az ásványolaj eredetű szénhidrogének. Ezen anyagok koncentráció-eloszlását térképen ábrázolva közvetett, könnyen érthető formában választ adnak arra a kérdésre, hogy a felszín alatti környezetben mennek-e végbe spontán biológiai lebontó folyamatok a területen, vagyis rendelkezésre áll-e olyan anyag, mely a redox reakcióban elektronját leadhatja. Az elektron akceptorok közül az oldott oxigén (O₂), nitrát- (NO₃ ^- ) és szulfátion (SO₄ ^2- ) eloszlását, a mikrobiológiailag katalizált redox reakciókban keletkező metabolikus termékek közül a mangán- (Mn ²⁺ ), vasionok (Fe ²⁺ ), metán (CH₄) és kloridion (Cl ^- ) koncentrációk eloszlását szokás ábrázolni. De a pH, hőmérséklet, redox potenciál, KOI és lúgossági fok értékek ábrázolása során kapott térképek is gyakran összefüggést mutatnak a fenti paraméterek és az elektron donorok területi eloszlásával.

Ha ezeket a paramétereket a szennyezett- és háttér-területen is vizsgáljuk, és koncentrációjukban számottevő területi eltérést tapasztalnak, akkor az már jelzi, hogy a területen biológiai lebontás zajlik. Az elektron akceptorok – a redox reakcióban redukálódó vegyületek, melyek az elektront fogadják – és a biodegradáció során keletkező metabolikus termékek térképi ábrázolása alapján az uralkodó (redox viszonyoknak megfelelő) biodegradációs folyamatokról is képet lehet alkotni (6.1.3.5-1. ábra).

6.1.3.5-1. ábra

Geokémiai paraméterek eloszlása

		6.2 A szennyezőanyagok mennyiségének becslése

A tényfeltárási munka eredményei alapján meg kell jelölni a tényleges, illetve feltételezett szennyező forrásokat (pl. veszélyes anyag raktár, felszín alatti tartályok, veszélyes anyagokat használó technológiák, stb.), azok elhelyezkedését, a szennyezőanyagokat: fajtáit, minőségét, kémiai, fizikai jellemzőit (összetétel, veszélyesség, halmazállapot, sűrűség, viszkozitás, illékonyság, oldhatóság, szorpciós tulajdonság, stb.). Utalni kell a szennyezettség, károsodás ismert vagy valószínűsíthető eredetére, okára, a lefolyás jellegére (egyszeri, szakaszos, folyamatos), a felszín alá került szennyezőanyag feltételezhető mennyiségére.

A kutatások és az Együttes rendelet határértékei (A, B, C_i) alapján meg kell adni a szennyeződéssel terhelt környezeti elemeket (talaj, felszín alatti földtani közeg, felszíni és felszín alatti vizek, stb.) horizontális és vertikális irányban le kell határolni a szennyezett talaj és víz elterjedését.

A fenti adatok alapján meg kell határozni a szenyezett térfogatot, és abból a szennyezőanyag mennyiségét. Ehhez a földtani kutatási és bányászati gyakorlatban már jól ismert készletszámítási módszereket használják fel. Ismertetni szükséges a szennyeződések összetételét, a komponensek arányát, koncentrációját. Meg kell adni a szennyezettséget okozó szennyezőanyagok tömegét. Ismertetni kell a készletszámítások módszerét. A vizsgált terület sajátosságainak és a gazdaságossági szempontoknak figyelembe vétele mellett a feltárásoknak és vizsgálatoknak olyan optimális ismertségi fokot kell biztosítania, amely mellett a készletszámítások elvégezhetőek. A készleszámítások mellett közölni kell a kimutatott mennyiség relatív hibáját. Ennek ismeretében meghatározható, hogy a nagyobb pontosság elérése milyen feltárási és vizsgálati többletet von maga után, és szükséges-e a további pontosítás.

A szennyezőanyag mennyisége kedvező esetben anyagmérleg felállításával is meghatározható.

A szennyező forrásokat, a talaj, illetve víz szennyezettségének területi elterjedését, vastagságát, koncentrációját (izovonalas) térképeken, összetételét, mélységi eloszlását környezetföldtani szelvényekhez kapcsolt grafikonokon célszerű megjeleníteni.

		6.3 Szennyeződésterjedés modellezés

A tágabb környezetre vonatkozó kutatás és a felszínközeli földtani közeg, a felszíni befogadók (árok, patak, stb.) vizére, iszapjára vonatkozó vizsgálatok alapján eldönthető, hogy a levegő, illetve felszíni vizek közvetítésével terjedt-e a szennyezettség.

A földtani közegben, felszín alatti vízben kimutatott szennyezettség – mind nagyságát, mind kiterjedését tekintve – mindig pillanatfelvétel, a vizsgálat időpontjához kötődik, az időben lejátszódó folyamatok révén (bomlás, párolgás, oldódás, stb.). A szennyezettség térbeli és időbeli terjedése esetenként önmagában, de általában a helyben beszivárgó felszíni- illetve csapadékvizek, valamint a felszín alatti vízmozgások közvetítésével megy végbe.

Feltétlenül vizsgálni kell a szennyezettség mozgását, tér- és időbeli lefolyását, különös tekintettel a környező befogadókra, vízkivételekre, területhasznosításokra.

A terjedés vizsgálata során figyelembe kell venni a természetes koncentráció-csökkenési folyamatokat, amelyek esetenként jelentős mértékben befolyásolják a szennyező komponensek területi elterjedését, és a beavatkozás tervezése szempontjából meghatározó jelentőségűek lehetnek. A koncentráció-csökkenési folyamatok végbemehetnek nem destruktív úton, amikor a szennyezőanyag összes mennyisége nem változik, csak nagyobb térrészben oszlik el (konvekció, diszperzió, adszorpció stb. útján), illetve a szennyező komponens kémiai lebomlása utján, azaz destruktív módon (mikrobiológiai bomlás).

A szennyeződésterjedési modell felhasználható:

• az oldott szennyeződés talajvíz rendszeren keresztüli migrációjának szimulálására, figyelembe véve olyan koncentrációt befolyásoló folyamatokat, mint a diszperzió, a szorpció és a lebomlás;
• a szennyeződés koncentrációjának és a receptor elérési idejének előrejelzésére, kiszámítására;
• a szennyeződés mozgásának előrejelzésére: legyen szó akár növekvő, stabil vagy csökkenő csóváról;
• a csóva nagyságának és ebből kifolyólag a szennyeződött víz mennyiségének előrejelzésére;
• segíti a talajvíz áramlási rendszer és a szennyeződés mozgásának megértését (ez az elméleti modell);
• a mért adatokkal történő kalibrációval a lebomlás sebességének meghatározására;
• a receptorok védelme érdekében a mentesítési célértékek meghatározására;
• segít a monitoring kutak helyének kiválasztásában.

A szennyeződés terjedési modell használatának alapesetei:

• A modellek felhasználhatók a várható környezeti koncentráció (PEC) előrejelzésére és ezáltal a receptorokra vonatkozó kockázat becslésére. Ez a becslés a legtöbb esetben konzervatív adatok felhasználásával történik, melyek gyakran nem kerülnek kalibrálásra a terepi adatokkal. Ez a tipikus eljárás egy vizsgálat kezdeténél, amikor az adatok csak korlátozott mértékben állnak rendelkezésre. Ilyenkor általában a természetes koncentráció-csökkenéssel nem számolnak, de megfelelően nagy számú terepi adat esetén a természetes koncentráció-csökkenési állandó értéke számítható.
• A terjedési modellek bizonyítékot szolgáltathatnak a különböző koncentráció-csökkentő folyamatok jelentőségére és mértékére nézve is. A kalibrált terjedési modellek tehát az előrejelzés hasznos eszközei lehetnek.

A terjedési modellek két változata: az analitikus és a numerikus terjedési modell.

– Azanalitikus terjedési modelleka szennyezőanyag terjedését leíró matematikai összefüggések egzakt megoldását adják, általában figyelembe véve az advekció, diszperzió, szorpció és lebomlás folyamatait is. Ezek a modellek általában csak egyszerű áramlással jellemezhető rendszerek esetén alkalmazhatóak. Az analitikus terjedési modellek használatakor számos feltételezéssel kell élni:

• a víztartót egy viszonylag egyszerű modell írja le;
• a víztartó homogén és izotróp;
• állandósult vízáramlási viszonyok jellemzik;
• a diszperzió, a sűrűség és a viszkozitás értéke konstans;
• a szorpció lineáris, pillanatszerű és reverzibilis;
• a bomlás elsőrendű kinetikát követ.

A modellnek megfelelően további feltételek is alkalmazhatók. A valóságban a fenti feltételezések közül is csak nagyon kevés fog teljesülni, ezért fontos a modellezés során a bemenő adatok eredményekre gyakorolt érzékenységének/bizonytalanságának vizsgálatát elvégezni. Fontos megérteni a feltételezésnek a modellezésre gyakorolt hatását.

Az analitikus modellek előnye, hogy használatuk egyszerű, és kevés bemenő adatot igényelnek. A komplex hidrogeológiai rendszerek esetében azonban a koncentráció-csökkenés analitikus modellekkel történő becslése félrevezető lehet.

– Anumerikus modelleksegítségével összetett, inhomogén hidrogeológiai környezetben való szennyezőanyag terjedés is modellezhető. Azonban a komplex rendszerekben történő vízáramlás és szennyezőanyag terjedés jellemzésére részletesebb vizsgálatok elvégzése és gyakran szakértők bevonása szükséges. Az adatigény ilyen esetekben jóval nagyobb, mint az analitikus modelleknél, gyakran ismerni kell a víztartó tulajdonságainak tér- illetve időbeli változékonyságát és meg kell adni a víztartóval kapcsolatban álló források és nyelők jellemzőit is.

A szennyezés terjedési modell választás/használat függ:

• a tanulmány céljától,
• a vizsgált terület összetettségétől és
• az adatok elérhetőségétől.

A nem megfelelően kiválasztott modell használata hibás következtetésekhez vezethet. Meg kell azonban jegyezni, hogy egy adott modell esetében is a bemenő paramétereknek számos olyan kombinációja lehetséges, amely ugyanazt az eredményt adja. Ezért nagyon fontos a modell terepi adatokkal történő kalibrálása, hiszen így a lehetséges kombinációk száma lecsökken. A modellek lehetnek determinisztikusak illetve sztochasztikusak.

Adeterminisztikusmodellek bemenő paramétereit egyetlen diszkrét értékkel adják meg, így az eredmény is egyetlen szám.

A valószínűségi (sztochasztikus) modell esetében minden bemenő paramétert egy tartomány vagy eloszlás ír le, így a modell eredménye is egy értéktartomány. A leggyakrabban használt sztochasztikus modellezési eljárás a Monte Carlo módszer. A valószínűségi alapú modellek segítségével figyelembe lehet venni a bemenő paraméterek változékonyságát (pl. egy anizotróp víztartó változó szivárgási tényező értékei). A valóságban azonban a bemenő paraméterek változékonysága pontosan nem adható meg, ahol kevés adat áll rendelkezésre a módszer bizonytalan.

Az egyszerűsített modell a szennyeződés mozgását a vízmozgással (önálló folyadék fázisú szennyeződés esetén annak mozgásával) közelítheti, a – hidrodinamikai térkép és szelvény alapján megszerkesztett – mértékadó horizontális és vertikális áramvonalak menti szivárgási sebességek, elérési idők számítása és megadása mellett. Az eljárás elfogadható a szakirodalomból ismert egyszerű hidraulikai összefüggések és az útmenti differenciális szakaszokon belüli átlagos hidrológiai adatok (vízszint, nyomásszint, hidraulikus esés) és vízföldtani paraméterek (szivárgási tényező, porozitás, stb.) alkalmazása mellett.

A részletes modellel a felszín alatti vízmozgáson túl a szennyeződés transzportot időben és térben, de a mértékadó vízemeletekre legalább területileg nyomon kell követni. A vizsgálatok a rendelkezésre álló, a helyi adottságoknak leginkább megfelelő analitikus, vagy numerikus szoftverek megválasztásával és használatával hajthatók végre (a szoftvereket több gyártótól is be lehet szerezni pl. Waterloo Hydrogeologic Inc., Golden Software Inc., GAEA Technologies) A peremfeltételek, szennyező források, valamint a fúrások és kutak hidrológiai, települési, vízföldtani, víztermelési input adatai mellett szükség lehet a szennyeződés diffúziós, diszperziós, lebomlási, késleltetési, stb. paramétereinek ismeretére és bevitelére. A kimenő adatok (elérési utak, idők, koncentrációk stb.) alapján meg kell becsülni, hogy a szennyeződésből (szükség esetén komponensenként) mennyi, mióta, honnan és hova mozog, illetve milyen anyag, hol és mennyi marad vissza és milyen formában.

A modellezéshez az OKKP Kármentesítési Kézikönyv 1. kötete: a “Szennyeződésterjedési modellek alkalmazása” nyújthat segítséget.

		6.4 Veszélyeztetettség felmérés, kockázatfelmérés

A kockázatfelmérés eredményének szerepelnie kell a tényfeltárási záródokumentációban, a (D) határértékre tett javaslattal. Ennek alapján a (D) kármentesítési szennyezettségi határértéket a felügyelőség állapítja meg határozatban, és írja elő a kármentesítésért felelős részére.

A feltárási fázisban megfelelő részletességű kockázatfelmérést szükséges végezni annak megállapítására, hogy a környezet elemeit (levegő, talaj, felszín alatti víz) ért szennyezések, károsítások valójában mekkora kockázatot jelentenek az ökoszisztémára – ezen keresztül az emberre – és más környezeti elemekre nézve. Egyrészről meg kell becsülni azt a szennyezőanyag koncentrációt, amely az adott természeti adottságok (földtani, vízföldtani helyzet) és területhasználat mellett még biztosan nem hat károsan az említett környezeti elemekre. Másrészről pedig terjedési modelleket használva a hatásviselők expozícióinak helyén (a kitettség helyén) meg kell becsülni az egyes környezeti elemekben várható szennyezőanyag koncentrációkat. Az így kapott, károsan még nem ható, és várható környezeti koncentrációk ismeretében már becsülhető a környezeti kockázat mértéke, és eldönthető a beavatkozások szükségessége.

A kockázatfelmérés folyamata:

– Veszélyazonosítás:a folyamat első lépése arra a kérdésre ad választ, hogy a helyszínen jelenlévő anyag veszélyes-e? Ha igen, miért? Ez a meghatározott anyag vagy más terhelés káros egészségügyi vagy ökológiai hatására vonatkozó hozzáférhető bizonyítékok összegyűjtéséből és a veszélyesség megállapításából áll.

– Kitettség felmérés:expozíció, vagyis kitettség áll fenn, amikor emberek vagy az élőlények kockázatos anyagokkal kerülnek kölcsönhatásba, fizikai kapcsolatba lépnek azokkal. Expozíció léphet fel lenyelés, belégzés vagy bőrkontaktus révén. A szennyező forrás és a szennyezőanyagok azonosítását követően meg kell mérni a szennyezettség forrásában a szennyezőanyagok koncentrációit a környezeti elemekben. A mért koncentrációkat felhasználva modellezni kell a környezeti elemekben adott távolságban és adott idő múlva kialakuló, várható környezeti koncentrációkat (PEC).

Humán hatásviselőkre vonatkozó kockázatfelmérés során az előre jelezhető környezeti koncentráció (PEC) értékből egységnyi testtömegre és időre vonatkozó dózist (ÁND=átlagos napi dózis) kell képezni az expozíció, a területhasználat és a hatásviselő jellemzőinek függvényében. Ökológiai hatásviselők esetében az egyes környezeti elemekre vonatkozóan a várható koncentráció (PEC) értékét adják meg. Szennyezett területek környezeti kockázatfelmérése során humán és ökológiai, valós vagy feltételezett (potenciális) hatásviselőket/receptorokat lehet figyelembe venni.

– A hatásoldal és a kockázat számítása: A kockázatos anyagok élő szervezetre gyakorolt hatásvizsgálatának célja, hogy megadja azt a koncentrációt, amely még nem hat károsan a célszervezetre. Különbséget tesznek a vegyi anyagok rákkeltő és mérgező tulajdonsága között. Ugyanaz a vegyi anyag lehet rákkeltő és mérgező hatású is. Humán hatásviselők esetén a nem rákkeltő vegyi anyagokra a tolerálható napi bevitelt (Tolerable Daily Intake: TDI) vagy a referenciadózist (Referece Dose: RfD) tekintik viszonyítási alapnak. Általában a TDI (RfD) annak a napi expozíciónak a becsült mértéke,amely embercsoportoknál valószínűleg nem jár egy életen keresztül az ártalmas hatások értékelhető kockázatával. Ökológiai receptoroknál ökotoxikológiai tesztelés alapján a koncentráció-hatás görbe jellegzetes pontjainak (L(E)C₅₀, NOEC, LOEC..stb.) kiválasztása után extrapolációval határozzák meg az ökoszisztémára előre jelezhetően még nem károsan ható koncentrációkat (PNEC) a környezeti elemekben. Rákkeltő anyagok esetén küszöbdózisról nem lehet beszélni, mert akármilyen kicsi többletdózis is fokozhatja a rák előfordulás és a genetikai károsodás valószínűségét, illetve okozhat életkor-rövidülést. Egy vegyi anyag rákkeltő potenciálja (Slope Factor: SF) 1/(mg/kg×nap) egységben fejezik ki.

A karcinogén hatásoknak kitett receptorokra a célkockázatot a rákos eredetű halál bekövetkezési valószínűségével szokás kifejezni. Ez mértékegység nélküli szám, általában 1:1.000.000-nak szokás felvenni (TR – Target Risk). Nem karcinogén komponens(ek) esetén a célkockázat (több hatóanyag és/vagy több expozíciós útvonal) esetén is THQ=0,8-1, ahol

A kockázat számítását a 6.4-1. táblázat foglalja össze.

6.4-1. táblázat

A kockázat számítása

	Kitettség oldal	Hatás oldal	Humán	Ökológiai
			kockázat
Rákkeltő vegyi anyagokra	ÁND	SF	TR=ÁND´SF
Nem rákkeltő vegyi anyagokra	ÁND	TDI (RfD)	HQ=ÁND/TDI
	PEC	PNEC		RQ=PEC/PNEC

Jelölések:

ÁND = Átlagos napi dózis (bevitel) [mg/(kg´nap)]

PEC = Előrejelezhető környezeti koncentráció [mg/l, mg/kg]

TDI = Tolerálható napi bevitel [mg/(kg´nap)]

RfD = Referencia dózis [mg/(kg´nap)]

PNEC = Előre jelezhetően még károsan nem ható koncentráció [mg/l, mg/kg, mg/m ³ ]

SF = A rákkeltő potenciál meredekségi tényezője [1/(mg/kg´nap)]

HQ, RQ = Kockázati hányados [-]

TR = Rák kockázat [-]

Különbséget kell tenni a kockázat számítása és a kockázati alapú célérték meghatározás között.

• A környezeti koncentrációból és a helyspecifikus hatásból adódó kockázat felmérésekor az adott szennyezőanyagoknak a hatásviselőre gyakorolt hatását, az expozíciójukból adódó kockázat mértékét számítják. A számított kockázat értékét pedig (TR és/vagy THQ) összehasonlítják a megengedhető kockázati szinttel (pl.: THQ< 1, TR< 10 ^-6 ).

• Az elfogadható kockázathoz tartozó környezeti koncentráció képzésekor a hatásviselőnél megengedhető kockázathoz tartozó dózisból/koncentrációból visszafelé haladva határozzák meg a szennyező forrás oldalon még megengedhető koncentrációt az adott környezeti elemben. A kapott értéket összehasonlítják a szennyezett területen mért értékekkel, így határozható meg a Korm. rendeletben leírt (D) kármentesítési szennyezettségi határérték (célérték).

A szennyezett területek költség-hatékonysági vizsgálatát kockázatfelméréssel, míg a kockázatkezelést költség-hatékonysági műszaki beavatkozással lehet megvalósítani. Ez a megközelítés egy iterációs ciklusokat és döntési csomópontokat tartalmazó folyamatsort foglal magába, kezdve a szennyezés tényének megállapításától, egészen a terület utóellenőrzéséig. A veszélyazonosítás, kockázatfelmérés és kockázatcsökkentés segítséget nyújtanak a szennyezett terület adott állapotának értékeléséhez a folyamat elejétől a végéig. A kockázatfelmérést döntéselőkészítő/döntéstámogató eszköznek lehet tekinteni, amelynek a folyamatban elfoglalt helyét a 6.4-1. ábra szemlélteti.

6.4-1. ábra

A kockázatfelmérés további részleteiről az OKKP Kármentesítési Kézikönyv 3.: Szennyezett területek részletes mennyiségi kockázatfelmérése (Dura Gyula et al., 2001.) c. kiadványban lehet olvasni.