Dr. Clement Adrienne, Kardos Máté Krisztián, Dr. Szilágyi Ferenc BME Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék

Átírás

1 Felszíni vizek minősítése az ökológiát támogató fizikai-kémiai jellemzők szerint - az állapotértékelés tanulságai az intézkedési programok tervezése szempontjából Dr. Clement Adrienne, Kardos Máté Krisztián, Dr. Szilágyi Ferenc BME Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék 1. Bevezetés Az Európai Unió 2000/60/EK irányelve, azaz a Víz Keretirányelv (VKI) a felszíni vizek jó ökológiai és kémiai állapotának elérését és annak megőrzését tűzi ki célként. Ennek biztosításához ökológiai alapokon nyugvó, a vízi ökoszisztémák védelmét és funkciójának megőrzését előtérbe helyező állapotértékelési rendszert vezetett be. A felszíni vizek állapotértékelését a VKI V. melléklete határozza meg, további részletes útmutatásokat az ökológiai állapotértékelés metodikáját és a víztípusokra jellemző referencia feltételek kidolgozását segítő, kapcsolódó útmutatók [3,4] adnak. A kémiai minősítés alapját a 2008/105/EK irányelv képezi, melyben közösségi szinten szabályozzák az élővizekben előforduló, legveszélyesebbnek bizonyult elemek és vegyületek (elsőbbségi anyagok) megengedhető koncentrációját. A víztestek fizikai és kémiai jellemzőinek csoportja az ökológiai állapot támogató elemei között szerepel a minősítésben. A minősítés során azt vizsgáljuk, hogy ezek a jellemzők mennyiben térnek el az antropogén mentes állapotot tükröző természetes referencia viszonyoktól, mely eltérések az emberi hatások okozta szennyezőanyag terhelések jelenlétét mutatják. A fizikai-kémiai minősítés a jó állapot eléréséhez, azaz a célkitűzések teljesítését biztosító intézkedési programhoz is fontos információt rejt azáltal, hogy közvetlen kapcsolatot teremt a szennyezőanyag bevezetéséből származó terhelés és annak vízminőségi, ökológiai hatása között. Így egyúttal a terhelések hatáselemzésén alapuló DPSIR metodika [5,6] kulcselemévé válik. Az intézkedések tervezésének módszertani alapját ugyanis az úgynevezett DPSIR elemzés képezi, amely a hajtóerő (Driver), a terhelés (Pressure), az állapot (Status), a hatás (Impact) értékelése alapján jut el az intézkedésig (Response). Cikkünk a hazai Vízgyűjtő-gazdálkodási Terv 2015-ös felülvizsgálatának készítése során nyert eredményeket és tapasztalatokat ismerteti, a terv 2015 májusában társadalmi vitára közzétett változatán alapulva [1]. 2. A fizikai-kémiai minősítés módszere A minősítés vízfolyásokra és állóvizekre is öt osztályos skálán történik, négy elemcsoport alapján: - oxigén háztartás jellemzői és szerves terhelés, - növényi tápanyagok, - sótartalom és - savasodási állapot. A minősítéshez típusonként, típus specifikus minősítő rendszer készült, melynek kiindulási alapja a 2010 évi Vízgyűjtő-gazdálkodási tervben rögzített fizikai-kémiai minősítő rendszer [2]. Tekintve hogy a tipológia a két tervezési időszak között jelentősen megváltozott, a

2 határértékek újragondolására is szükség volt. Az osztályhatárok megállapításánál a tagországok gyakorlatát (és a korábban is alkalmazott hazai módszert) követtük, melynek két fő pillére az alábbi: - Vízminőségi adatok statisztikai elemzése, melynek során a közötti időszak összes vízkémiai mérési eredményét egy adatbázisba integráltuk, és a mintavételi helyeket a víztestekhez rendelve, a víztesteket víztípusonként csoportosítva meghatároztuk az éve átlag koncentrációk különböző percentilis érétkeit. A kiváló állapot határát kiindulásként a 10-30% között, a jó állapot határát a 30-50% közötti értékhez igazítottuk. - Statisztikai vizsgálatok a biológiai minőségi elemek és az azoknak megfeleltethető vízkémiai környezeti változók között. Az elemzések célja a vízkémiai jellemzők azon tartományának kijelölése, mely az egyes élőlénycsoportok szempontjából a jó ökológiai állapot elérését nem akadályozza. A VKI ajánlása szerint a fizikai-kémiai elemek osztályhatárait úgy kell megállapítani, hogy azok megfeleljenek az azonos osztályt képviselő biológiai állapotnak. A legfontosabb szempont tehát a biológiai relevancia, ezért is hívják ezeket a kémiai komponenseket támogató jellemzőknek. A biológiai állapotot azonban a kémiai környezeten kívül számos egyéb tényező alakítja, mely tényezők együttes, integrált hatása tükröződik az élőlény alapú biológiai minősítés végeredményében. Az ökológiai minősítésben szerepet játszó élőlény csoportok nem azonos módon érzékenyek a különböző kémiai jellemzők változékonyságára. Ezért célszerű az adott szennyező szempontjából leginkább érzékeny indikátor szervezetet használni a minősítő rendszer kidolgozásához. A stresszor- válasz kapcsolatokra azonban néhány kivételtől eltekintve (pl. például állóvizek esetében a növényi tápanyagok és a fitoplankton biomasszája és szerkezete közötti összefüggések) a tervezést, vagy akár csak az osztályhatárok meghúzását lehetővé tevő szignifikáns összefüggések nem állnak rendelkezésre Mindazonáltal számos kutatásból ismert, hogy mely élőlénycsoportok mely stresszorok szempontjából érzékenyebbek, milyen esetekben van egyáltalán értelme a kémiai környezet és az adott élőlény együttes közötti kölcsönhatásokat vizsgálni [7]. Széleskörű irodalmi tapasztalatok alapján például a vízi makrogerinctelenek elsősorban a szervesanyag terhelésre érzékenyek, a tápanyag terhelés szempontjából pedig tavakban ás nagyobb folyókban jó indikátor a fitoplankton, folyóvizekben (beleértve a kisebb vízfolyásokat is) pedig a fitobentosz és a makrofita. A felvázolt kapcsolatok azonban nem olyan szorosak és olyan mértékben függhetnek a víz típusától, az egyéb (pl. hidromorfológiai) hatásoktól, hogy ezeket az elméleti alapok és a szakirodalomban fellelhető információk alapján általános érvénnyel alkalmazni nem lehet. A hazai víztípusokra vonatkozó fizikai-kémiai minősítés kidolgozásához szükség volt arra, hogy az elméleti megfontolásokat a hazai vizekre elvégzett típus-specifikus viszonyokat tükröző adatelemzéssel is alátámasszuk. Mindezek érdekében az alábbi vizsgálatokat végeztük el a biológiai minősítésért felelős szakértők közreműködésével: - szakirodalmi áttekintés (elsősorban ismert tartalmú szakirodalom összefoglalása, és hazai adaptációjának lehetősége, összevetése a hazai adatokkal, tapasztalatokkal), - hazai adatok statisztikai feldolgozása a vízkémiai adatok és a biológiai indexek közötti összefüggések feltárása érdekében (beleértve a kapcsolódó vízminőségi és hidromorfológiai adatokat is példaként mutatjuk az 1. ábrát), - az előbbiek és szakértői becslés alapján a 2009-ben elkészült kémiai minősítésben szereplő jó/közepes osztály határok validálása,

3 - szakértői javaslatok (a szükséges típus összevonásokat, illetve azok módosítását is figyelembe véve) a kémiai minősítő rendszer jó és kiváló állapotára vonatkozó küszöbértékekre. 1. ábra: Makrogerinctelenek minősítési eredménye és a vízkémiai jellemzők közti kapcsolat (vízfolyások BOI 5 koncentrációja baloldalt, állóvizek összes P koncentrációja jobboldalt) Az osztályhatárok meghúzásánál annak gazdasági következményeivel is számolnunk kell. Noha tudjuk, hogy a VKI ökológiai megközelítése nem gazdasági alapú mérlegelést kíván (bár a gazdasági hatékonyság elemzése fontos része az intézkedési programok tervezésének), az állapotértékelés és az e mögött álló intézkedési kényszer szükségessé teszi, hogy a minősítő rendszer kidolgozásánál ne kizárólagosan csak az ökológiai megfontolásokra támaszkodjon. Ezért a másik fontos szempont, amit a kémiai osztályhatárok megállapításakor tekintetbe kell venni, az a hazai vizek állapotát tükröző kémiai mintázat, melyben a különböző határok víztípustól függően feltérképezhetők, és a lehetséges besorolási (küszöb) koncentrációkra vonatkozó érzékenység vizsgálat elvégezhető. Az elemzés háttér információkat szolgáltat arra vonatkozóan, hogy a hazai víztípusoknál a különböző kémiai paraméterek értékei milyen tartományban fordulnak elő. A koncentrációk eloszlása alapján meghatározott statisztikai jellemzők kiindulási alapot szolgáltatnak az osztályhatárok megállapításának, elsősorban olyan szempontból, hogy azok túlságosan szigorú, vagy túlságosan enyhe szinten történő rögzítését elkerüljük. Bár a két megközelítés (biológiai relevancia és a koncentrációk eloszlás vizsgálata) elveiben eltérő, végeredménye szempontjából egymáshoz közeli eredményeket hozott. Az osztályhatárokat folyó- és állóvíz típusokra a Vízgyűjtő-gazdálkodási Terv 6.2 mellékletében adtuk meg [1]. Lényeges információ, hogy a támogató fizikai-kémiai elemek esetében nincs különbség aszerint, hogy a víztest természetes, erősen módosított, vagy mesterséges kategóriába tartozik, a jó ökológiai állapotnak/potenciálnak megfelelő vízminőséget kategóriától függetlenül el kell érni. A természetes vizekre megállapított osztályhatárok változatlanul alkalmazandók az erősen módosított víztestekre, fontos azonban, hogy a határértékeket a hidromorfológiai viszonyoknak megfelelő típus-csoport szerint kell kiválasztani. A minősítési rendszer a mesterséges víztestekre is alkalmazható, a funkció alapján történő csoportosítás és a természetes víztípusok közötti megfeleltetés alapján. Hőmérsékleti viszonyokra általános, víztestenkénti minősítés nem történt, a kritériumokat ott kell alkalmazni, ahol antropogén eredetű hőterhelés jelentkezik. 3. Vizeink minősége a támogató fizikai-kémiai jellemzők szerint

4 3.1 Vízfolyások A időszak adataival a vízfolyás víztestek 85 %-át lehetett minősíteni (ez az arány az előző tervezési ciklusban 83% volt, tehát körülbelül azonos). A minősítéshez az időszak összes adatát figyelembe vettük, az osztályba sorolás alapja a teljes időszakra számított átlagkoncentráció volt. Ez azonban csak a víztestek egy részénél jelentett négy éves mérési adatsort, mert a legtöbb monitoring állomásra csak rövidebb időszakra volt mérési adat. A minimálisan figyelembe vett mintaszám négy, ez alatt a minősítés csak tájékoztató jellegű, az ökológiai állapot megállapításánál nem vehető figyelembe. A minősítés megbízhatósága a mintaszám a szórás és az osztályhatártól való eltérés ismeretében számítható. A megbízhatóság 3 fokozattal lett jellemezve (magas, közepes és alacsony). A legtöbb víztesten csupán egy mintavételi hely található. Azoknál a víztesteknél, melyeken több mintavételi helyről is rendelkezésre állt mérési eredmény, a minősítésre reprezentatívabb hely lett kiválasztva. A reprezentativitást alapvetően két tényező befolyásolta: a mérések megbízhatósága (adatszámtól függően), és a mintavételi pont elhelyezkedése (kémiai szempontból az alsó, kifolyási ponthoz közelebbi hely mutatja leginkább összegezve a víztest állapotát). A minősítés az elem csoportok közötti legrosszabb osztály alapján történt, a GD-13 Útmutató [3] előírásai szerint. A vízfolyások esetében a támogató fizikai-kémiai elemek a víztesteknek csupán 35%án jeleznek olyan szennyezettséget, mely a víztestet gyenge vagy annál alacsonyabb osztályba sorolja (2. ábra). Az összes víztest 50% -a, a minősítet víztesteknek közel 60%-a eléri a jó állapotot, 95 vízfolyás kiváló (10%). A jó és kiváló víztestek aránya komponens csoportonként még magasabb. A paraméter csoportok között a tápanyagtartalom szerinti osztályozás hozza a leggyengébb eredményt, azonban még erre a csoportra is 57% a jó és kiválóak aránya. Fizikai-kémiai elemek szerinti minősítés 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% Oxigén háztartás, szerves Tápanyagok Sótartalom Savasodási állapot Fizikai-kémiai állapot kiváló jó mérsékelt gyenge rossz adathiány 2. ábra: Vízfolyás víztestek minősítésének megoszlása elem csoportonként Összehasonlítva a minősítést a hat évvel ezelőtti, első tervben közölt értékeléssel [2], az arányokat nézve kismértékben javuló állapot mutatkozik, elsősorban az oxigén háztartást és a sótartalmat jellemző elemcsoportokban. Ugyanakkor a gyenge és rossz állapotúak száma is

5 növekedett. Fontos megjegyezni, hogy ez az összevetés csak tájékoztató információ, hiszen a víztest kijelölés és a határérték rendszer is módosult (például az alsó osztályhatárokat szigorúbbra vettük annak érdekében, hogy az extrém szennyezések hatását a minősítés jobban kihozza).. Azonban most is igaz, hogy a fizikai-kémiai elemek szerinti minősítés a biológiai minősítéshez viszonyítva sokkal jobb állapotot tükröz vizeinkről. Az eredmény a biológiai elemek közül továbbra is a fitobenton élőlénycsoporttal mutat hasonlóságot (fitobenton minősítés szerint a minősített víztestek 44%-a éri el a jó állapotot), hisz ez a minősítő elem a szennyezést jól mutatja, de legkevésbé érzékeny a hidromorfológiai hatásokra. A víztípusok szerinti megoszlást nézve dombvidéki kisvízfolyások és a nagyobb folyók vízminősége jobb, míg a legtöbb probléma (gyenge és rossz állapotú víztest) a síkvidéki kisvízfolyások közt fordul elő. Ezek a kis hozamú, lassan áramló csatornák esetenként extrém magas szennyvíz eredetű terhelést mutatnak. Általánosságban most is elmondható, hogy a szennyezettség alapján a nagyobb folyók állapota a kisebbekhez viszonyítva amennyiben antropogén terhelés, különösen kommunális szennyvíz bevezetés fennáll - lényegesen jobb. Ezt magyarázza az eltérő terhelhetőség: a kisebb vízfolyások (különösen a hegy - és dombvidéki vízfolyások felső szakaszai) a kis hígulás és a természetes állapotban alacsony szaprobitású vizek sokkal érzékenyebbek a szennyezésekkel szemben. A szennyvíz eredetű terhelést az oxigén háztartás paraméterei mellett (melyek esetenként kevésbé érzékenyek és a bevezetés mintavételi helytől való távolságától is függnek) a sótartalom is jól jelzi. Utóbbihoz a termálvíz bevezetések is hozzájárulnak. 3.2 Állóvizek Az állóvizek minősítése a támogató fizikai-kémiai jellemzőkre a vízfolyásoknál ismertetett módon történt. Az vizsgált időszak ezesetben is , az osztályba sorolás alapját pedig az időszakra számított átlagkoncentrációk képezték. Az adathiányos víztestek száma a 6 évvel ezelőtti állapothoz hasonlóan most is az állóvizeknél jelentősebb (annak el lenére, hogy az állóvíz víztestek kijelölésének felülvizsgálatával a víztestek is jelentősen változtak). A 189 víztestből csupán 81 víztest minősítéséhez állt rendelkezésre mérési eredmény. Ez alig több mint az előző tervezési időszakban, amikor 71 víztestet lehetett a támogató fizikai-kémiai jellemzőkre minősíteni. A minősítés eredménye (3. ábra) azonban valamelyest rosszabb összképet mutat, a minősített állóvizeknek csak 44%-a került a jó és kiváló osztályba (korábban ez az arány 77% volt). Az összevetés azonban a vízfolyásokhoz hasonlóan itt sem tehető meg, hiszen mind a víztestek, mind pedig az osztályozási rendszer változott. Az eltérő arányok tehát semmiképp nem utalnak vízminőség romlásra. Nemzeti jelentőségű nagy tavaink állapota továbbra is jó: a Balaton, melynek hosszmenti gradiense természetes jellemzője, összesített minősítésben jó, a Siófoki medence azonban kiváló. Jó állapotú a Velencei-tó nyíltvize és a Fertőtó is. A kiváló állapotúak a védett szikesek (Böddi -szék, Szabadszállási-Büdös-szék, Bába-szék, Kelemenszék, Zab-szék), egy dombvidéki tározó (Csórréti víztározó) és a Kardoskúti-Fehér-tó szerepel. A gyenge és rossz állapotúak között erősen terhelt, szennyeződött holtágak (Atkai -Holt-Tisza, Cserőközi Holt- Tisza, Kadia-Ó-Duna, Kanyari-Holt-Tisza), halastavak (pl. a Gödöllői -halastavak) és bányatavak is szerepelnek.

6 Fizikai-kémiai elemek szerinti minősítés 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% Oxigén háztartás, szerves Tápanyagok Sótartalom Savasodási állapot Fizikai-kémiai állapot kiváló jó mérsékelt gyenge rossz adathiány 3. ábra: Állóvíz víztestek minősítésének megoszlása elem csoportonként 4. A fizikai-kémiai állapotot meghatározó terelések beazonosítása Amint azt a bevezetőben is említettük, a víztestekre előírt célkitűzések teljesítéséhez szükséges intézkedések tervezése a célok elérését akadályozó terhelések víztest szintű beazonosítását igényli, melynek eredményeként a jelentős terhelések és azok mérséklését eredményező intézkedések meghatározhatók. A terhelések egy nagy csoportját képezik a települési, ipari és mezőgazdasági tevékenységből származó, pontszerű és/vagy diffúz eredetű, a felszíni és felszín alatti vizekbe jutó szennyezőanyag bevezetések, melyek a víz kémiai jellemzőinek megváltozását eredményezhetik. A terhelések azonban csak akkor bizonyulnak jelentősnek, ha egyenként vagy együttesen olyan mértékű változást idéznek elő, melynek következtében a víztestet mérsékelt, vagy annál gyengébb osztályba kerül. A minősítés összetett volta miatt az állapot besorolás többnyire már nem mutat vissza a kiváltó okokra, hiszen különösen a biológiai elemek esetében igaz, hogy azok többféle emberi hatásra érzékenyek. A fizikai és kémiai elemek esetében azonban ez a kapcsolat látszólag egyértelmű: a szennyezőanyag bevezetése összefüggésbe hozható a víztestben mért koncentrációval. A vízi ökoszisztémák működését szabályozó folyamatok komplexitása miatt azonban a vizeket érő terhelések és ezek állapot változást eredményező következményének kapcsolatrendszerét feltárni csak a hatás-válasz függvények teljes ismeretében lenne lehetőség. Tekintve, hogy ezen ismereteink az esetek többségében hiányosak, vagy nem elegendőek ahhoz, hogy a szükséges kapcsolati függvények tervezési eszközként rendelkezésre álljanak, a terhelések hatáselemzését többféle, esetenként egymásra épülő, egyszerűtől a bonyolultabbig terjedő modellek (matematikai eszközök) segítségével igyekszünk elvégezni. A terhelés-hatás közti összefüggés megteremtésének lehetősége a terhelés jellegétől is nagymértékben függ. Míg a pontforrások esetében a számítás során csak a mederbeli folyamatokat kell figyelembe venni (hígulás, lebomlás), a területi, diffúz jellegű terhelések

7 hatáselemzésekor a szennyezés útját a forrásoktól a végső befogadóig kell nyomon követni. Az ezek feltárására irányuló elemzés olyan vízgyűjtő szintű modellalkalmazásokat kíván meg, melyben képesek vagyunk a szennyezőanyagok és azokat közvetítő folyamatokat leírni (felszíni és felszín alatti lefolyási pályák, a vízgyűjtő összegyülekezési folyamata, oldott- és partikulált anyag transzport). A víztestek közvetlen szennyvízbevezetéssel összefüggő tápanyag terhelésének és szerves anyag forgalmának, valamint az eróziós okokra visszavezethető talajvesztésnek a meghatározása, vízminőségi okok miatt, az EU hasonló vizsgálataiban is központi szerepet játszik. A jelentős terhelések meghatározásához több módszer alkalmazására került sor, melyek közül Európa szerte elfogadott és a Duna medencére az ICPDR által is alkalmazott MONERIS modell metodikája. A modellt, mely a vízgyűjtő területre jellemző természeti és antropogén tényezők ismeretében a nitrogén és foszfor emissziókat eredményezi, vízgyűjtő szintű hatáselemzésekre fejlesztették a németországi Leibniz Intézetben [8]. A Vízgyűjtő-gazdálkodási Terv felülvizsgálata során az ICPDR módszertanát követve a MONERIS modell is felhasználásra kerül a diffúz és pontszerű terhelések területi (víztest illetve nagyobb vízgyűjtő szintű) összegzésére [1]. A közvetlen (kommunális és ipari) szennyvízbevezetésekből származó terhelések hatáselemzéséhez azonban első lépésben a felszíni vízhálózat topológiáját figyelembe vevő vízminőségi modell alkalmazására került sor. A módszer az USA-EPA QUAL modell családban használt megközelítést használva [9], melyben a mederbe belépő terhelések levonulása és ezzel egyidejűleg a vízminőség változása lebomlási egyenletekkel közelítve számítható. A MONERIS modell alkalmazhatóságának ismerete azért is fontos, mert összehasonlítási alapot képez más tagállamok vizsgálati metodikájával. Ugyanakkor az adatokkal való ellátottság feltételrendszere, és a modell kritikai elemzés nélkül való adaptációja óvatosságra intenek. A hazai adatellátottsághoz igazodó, és a MONERIS filozófiáját tükröző modell fejlesztés és alkalmazás egyfajta minőségi kontroll szerepét is betölti a modellezési munkában. Jelenleg a modell tesztelési fázisban van, a validálás első lépései történtek meg, majd egy későbbi fázisban a két modell összekapcsolása teszi lehetővé a terhelés alapú hatáselemzést. Cikkünkben a májusi állapotot tükröző, előzetes eredményeket közöljük, melyek az állapotértékelésből és a szennyvízbevezetések hatását számító vízminőségi modellből vezethetők le. Szennyvízbevezetések vízminőségi hatás elemzése A szennyvízbevezetések hatáselemzéséhez fejlesztett, a teljes víztest hálózatra felépített vízminőségi modellünk a kommunális és ipari szennyvízbevezetéseket együtt kezeli. A számítás víztest szinten történik: egy víztest egy számítási egységet jelent. A mederbeli vízhozamok bemenő adatként az közötti időszakra számolt, leggyakoribb vízhozamok (Qlgy), amely adatok az átvezetések, vízhasználatok hatásával már korrigálva lettek. A mederbeli utazási (levonulási) idő számításához szükséges mo rfológia adatai (medergeometria, esés) a hirdomorfológiai felmérésből származnak. A szennyvízkibocsátásokra vonatkozó adatgyűjtés a közötti időszakra terjedt ki [1]. A pontforrások térinformatikai fedvényként, a bebocsátás pontos helye (fkm) ismeretében csatlakoznak a víztesthez, vagy az abba bevezető oldalághoz (szegmenshez). A módszer úgy lett felépítve, hogy adott víztestre a hidrológiai fa mentén megkeresi a megadott víztest fölötti egységeket, és megadja a célszerű számítási sorrendet a legtávolabbitól a megadott felé haladva. Így a vízhálózati topológiát figyelembe véve összegzi a felvízi hatásokat és adja át tovább az alvízre.

8 A számított vízminőségi paraméterek: BOI, KOI, összes nitrogén, összes foszfor. A lebomlás mind a négy paraméter esetében elsőrendű kinetika szerint történik: C1=C0*exp(-k*t), ahol t az eltelt (utazási/levonulás, tartózkodási) idő, C0 a kezdeti (felvízi) koncentráció. A számításhoz használt lebomlási tényezők rendre 0.3, 0.3, 0.15, /d. A modellparaméterek beállításához a évi vízminőségi monitoring mérési adatai szolgáltak. Tekintve, hogy a modell jelenlegi verziójában csak a pontforrásokból származó terhelést számítja, a diffúz szennyezést nem kezeli, a modell teljes értékű validálása nem volt lehetséges. Azonban kiválasztott, szennyvízzel jelentősen terhelt víztestek (melyeken a pontforrás hatása domináns) lehetővé tették a paraméterek közelítő beállítását. A modellszámítás eredményeként a víztestek kifolyási pontjára előállt egy olyan fiktív, számított átlagkoncentráció mind a négy vízminőségi jellemzőre, mely a szennyvízből származó terhelés eredményeként adott víztestben mért értékekkel összevethető. Ezt illusztrálja a 4. ábra. 0,8 0,7 a Kapos hossz-szelvénye számított monitorozott Foszforkoncentráció [mg/l] 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 Kaposvár szvtt Kisebb (ipari) szvtt-k Mellékágak Dombóvár szvtt Folyamkilométer 4. ábra: Szennyvízbevezetések hatásának számítása vízminőségi modellel (számított és mért összes P koncentrációk) Egy szennyvízbevezetés akkor bizonyul jelentősnek, ha a befogadóra előírt célkitűzés teljesítését megakadályozza. Ehhez két feltétel együttes teljesülését vizsgáltuk: - A víztestben a terhelésekből a modellel számított koncentráció meghaladja a víztípus referencia állapotára jellemző koncentráció (feltételezett természetes háttér terhelés) és a jó/mérsékelt osztályhatár közti különbséget, vagyis a víztestre emberi hatásokból megengedhető koncentráció növekményt; - A terhelés jelentőségét az elsődleges befogadó állapotértékelése is visszaigazolja (a fizikai és kémiai minősítés eredményét figyelembe véve az állapot mérsékelt vagy annál alacsonyabb osztály). Az elemzés külön történt mind a 4 komponensre, majd azokat összesítve ahol valamely komponensre jelentősnek bizonyult, akkor a terhelést jelentősnek ítélve történt a végső besorolás. Ennek eredménye szerint a 711 települési kommunális szennyvíztisztítóból 176

9 kibocsátása bizonyult jelentősnek (25%), melyek összesen 168 víztest esetében akadályozzák a környezeti célkitűzés elérését. Ezek legnagyobb számban a Duna vízgyűjtő mellék vízfolyásait terhelik (elsősorban a kis és közepes méretű vízfolyásokat). A szennyvízbevezetések vízminőségi hatásait tekintve a legjobb a helyzet a Balaton vízgyűjtőn, ahol csak 2 szennyvízbevezetés jelentős, majd a Dráva vízgyűjtőn, ahol a tisztítótelepek számának növekedése mellett is csökkent a jelentős kommunális szennyvízbevezetések száma (5. ábra). Jelmagyarázat Kommunális szennyvíztisztító telep Jelentős kibocsátás Jelentős szennyvízterhelés miatt nem jó állapotú víztest 5. ábra: Jelentős terhelést okozó szennyvízbevezetések A fenti számok tükrében kijelenthető, hogy a tápanyag és szervesanyag mutatók alapján jelenleg is a települési szennyvízbevezetések okozzák legnagyobb arányban a felszíni vizek közvetlen pontszerű terhelését, annak ellenére, hogy a tisztított szennyvízzel kibocsátott nitrogén és foszfor mennyisége 2012-re jelentősen csökkent, köszönhetően a tisztítási hatékonyság növekedésének. A települési szennyvíz irányelv, mint a VKI 11.3 (a) pontjának megfelelő alapintézkedés fokozatos teljesítésével a csatornahálózat fejlesztésével a felszín alatti vizek terhelése csökken. A leendő szennyvíztisztító telepek, mint új pontforrások, a felszíni vizek terhelését növelhetik, ha a fejlesztések nem járnak együtt a kibocsátási határértékek fokozatos szigorításával és a tisztítási hatásfok emelését biztosító technológiai fejlesztésekkel. Az eddigi tapasztalatok azt mutatják, hogy a szennyvíz program 91/271 EGK irányelv szerinti teljesítésén túl is szükség lesz további, kiegészítő intézkedések alkalmazására. Ezek technológiai oldalról a szennyvíztisztítási hatékonyság további növelését, esetenként alternatív befogadóba történő tisztított szennyvíz elhelyezést jelentik.

10 Diffúz terhelések hatáselemzése Az eddigiekben bemutatott módszer lehetővé tette a szennyvízbevezetések okozta vízminőségi hatások beazonosítását. A továbbiakban kiindulva abból a tényből, hogy a fizikai és kémiai állapotértékelés eredménye a víztesteket érő összes (pontszerű és diffúz) terhelés hatását együttesen tükrözi le, az ismert pontszerű hatások leválasztása után azok a víztestek kijelölhetők, melyeknél a jó állapot teljesülését jelentős szennyvízbevezetésből származó hatás nem lévén diffúz terhelés akadályozza (6. ábra). Az ábrán a jelentős diffúz terhelés miatt kockázatosnak azonosított víztestek esetében a diffúz terhelés forrásaként feltételezett közvetlen vízgyűjtőt is jelöltük. Fontos megjegyezni, hogy az a megközelítés a diffúz terhelést, mint a probléma okát csak a szennyvíz hatások komplementereként azonosítja, és terhelés oldalról nem veszi figyelembe a két forrás együttes jelenlétét, sem annak következményét. Így a kijelölés eredményeként előállt forrásterület (azaz intézkedési szempontból beavatkozást igénylő vízgyűjtők) meghatározás is csak alsó becslését jelent. A probléma és a megoldáshoz szükséges intézkedési igény nagyságrendjét azonban érzékelteti: a 889 vízfolyás víztesből 150 víztesten került azonosításra a célkitűzést akadályozó diffúz szervesanyag és/vagy tápanyagterhelés. Jelmagyarázat Jelentős diffúz terhelés miatt nem jó állapotú víztest Jelentős szennyvízterhelés miatt nem jó állapotú víztest 6. ábra: Jelentős pontszerű szennyvízbevezetés és diffúz terhelés miatt nem jó állapotú víztestek Hivatkozott irodalom 1. Vízgyűjtő-gazdálkodási terv A Duna-vízgyűjtő magyarországi része. Vitaanyag, Országos Vízügyi Főigazgatóság, Budapest, május Vízgyűjtő-gazdálkodási terv. A Duna-vízgyűjtő magyarországi része. VKKI Budapest, 2010.

11 3. Overall Approach to the Classification of Ecological Status and Ecological Potential. CIS Guidance No.13 (ECOSTAT útmutató) 4. Rivers and Lakes - Typology, Reference Conditions and Classification Systems. CIS Guidance No.10 (REFCOND útmutató) 5. Hanne S., L. K. Petersenb, D. Rothmanc, H. Siepeld, F. Wätzolde: Discursive biases of the environmental research framework. Land Use Policy, Volume 25, Issue 1, 2008, pp Towards environmental performance indicators for the European Union (EU). European Commission, European system of environmental indicators, first publication. Retrieved on March 13, 2005 from 7. Indicators And Methods For The Ecological Status Assessment Under The Water Framework Directive. European Commission, JRC, Institute for Environment and Sustainability (IES), Ispra, Italy 8. Calculation of Emissions into Rivers in Germany using the MONERIS Model. Federal Environment Agency (Umweltbundesamt), 2010, Dessau-Roßlau 9. River and Stream Water Quality Model (QUAL2K). US EPA