BME, Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék

Átírás

1 8-15 melléklet: Terhelhetőség meghatározása Módszertani útmutató a felszíni vizek vízminőségszabályozásának tervezéséhez, a kibocsátásit határértékek megállapításához BME, Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék Összeállította: Dr. Clement Adrienne egy. docens Közreműködők: Kardos Máté Krisztián PhD hallgató, Molnár Tamás végzős MSc hallgató

2 Tartalom 1 Bevezetés Háttér Az útmutató célja A terhelhetőség meghatározásának elvi megfontolásai Jogszabályi vonatkozások A terhelhetőség általános kritériumai A terhelhetőség meghatározásának gyakorlati (módszertani) kérdései Monitoring pontra vonatkozó kritériumok Mértékadó vízhozam és koncentrációk meghatározása Nem konzervatív szennyezők figyelembe vétele Háttérterhelés és egyéb szennyezőforrások (diffúz terhelés) megléte A tervezés a gyakorlatban: a kiinduló állapot és a szükséges terhelés csökkentés meghatározása Alkalmazási példa: A Szentlélek-patak terhelhetőségi vizsgálata A mintaterület bemutatása Hidrológiai jellemzők Vízminőség Szennyvízbevezetés hatásának vizsgálata Terepi felmérés Terhelés vízminőségi hatása Elkeveredési zóna meghatározása Következtetések Szennyvízkibocsátókra kiszabható határértékek tervezése terhelhetőségi alapon A számítás módszere Mintapéldák A Baranya-csatorna felső és Kaszánya-patak és vízgyűjtő területének általános bemutatása Aranyhegyi- és Határréti-patakok és vízgyűjtő területének általános bemutatása... 41

3 4.2.3 A Félegyházi-vízfolyás és vízgyűjtő területének általános bemutatása A Szarv-ágy patak és vízgyűjtő területének általános bemutatása A Makócsa-főcsatorna és vízgyűjtő területének általános bemutatása A Principális-csatorna és vízgyűjtő területének általános bemutatása A felszíni vizeket érő terhelések hatáselemzéséhez alkalmazott országos vízminőségi modell A modell felépítése és adatbázis háttere Eredmények Függelékek: 4. fejezethez: Terhelhetőségi számítások mintapéldái 5. fejezethez: Vízminőségi modell Hossz-szelvények (jelen állapotra)

4 1 Bevezetés 1.1 Háttér Magyarországon jelenleg összesen 1078 felszíni vízfolyást és állóvíz víztestet tartanak számon, melyek közvetlen vízgyűjtői az ország teljes területét lefedik. Társadalmunk termelői és fogyasztói tevékenységeiből származó szennyezőanyagok egy része a felszíni víztestekbe kerülve jelentős fizikai, kémiai és ökológiai változásokat idéz elő. A vízminőség szabályozás tervezése és a kibocsátóknak előírható határértékek meghatározása víztestenként és vízgyűjtő területenként egyedi megoldásokat kíván. A pontforrásként ismert terhelés típusok között a szervesanyag és tápanyagok legnagyobb mennyiségét a települési szennyvizeket tisztító szennyvíztisztító telepek kibocsátásai adják. A kommunális szennyvizek megfelelő tisztítását alapintézkedésként a 91/271 EEC direktíva írja elő. Az irányelv teljesítésére hozta létre Magyarország a (többször módosított) 25/2002 kormányrendeletben a Szennyvízelvezetési- és tisztítási programját (Szennyvíz program), melyben rendelkezik az agglomerációk kialakításáról és a kiépítési határidőkről. A csatornahálózattal összegyűjtött szennyvizek tisztítási követelményeit a 28/2004 KVVM miniszteri rendelet szabályozza. Ennek nyomán az elmúlt közel másfél évtized alatt mintegy 700 szennyvíztisztító építése, korszerűsítése történt meg. A vizek terhelését nézve a települési csatornahálózatok jelentős környezet terhelést szüntetnek meg azáltal, hogy a felszín alatti vizek szennyvíz elhelyezésből származó közvetlen vagy közvetett szennyezését megakadályozzák. Ugyanakkor a hálózatok végpontja pontforrásként terheli a befogadó felszíni vizeket. Annak érdekében tehát, hogy mind a felszíni, mind a felszín alatti vizek terhelését minimalizáljuk, az összegyűjtött szennyvizek csak megfelelő tisztítás után vezethetők a befogadókba. A szükséges tisztítás mértékét a Városi szennyvíz direktíva és a hazai emissziós rendelet (28/2004 KVVM) ennek megfeleltetett technológiai határértékei megadják. Azonban lényeges, hogy ez a követelmény szükséges, de nem minden esetben elégséges feltétele annak, hogy a tisztított szennyvíz bevezetése ne okozzon olyan terhelést a befogadó élővíz számára, mely az ökológiai jó állapot elérését megakadályozza. Az élővizek terhelhetősége (más szóval terheléssel szembeni érzékenysége) nem egyforma, azt számos tényező, mindenekelőtt a mederbeli vízhozam (hígító kapacitás), a bevezetési pont feletti háttérterhelések, és a bevezetett anyag tulajdonságai, lebomló képessége befolyásolja. A szükséges tisztítást tehát mindezek figyelembe vételével, a tényleges terhelhetőségi szint megállapításával lehet meghatározni. A határérték megállapítása tehát a jelenleg az érvényben lévő 220/2004 Korm.rendeletben meghatározottak szerint, a 28/2004 KVVM miniszteri rendeletben definiált technológiai és területi határértékek alapján történi. A környezetvédelmi hatóságoknak lehetőségük van a kötelező előírásoknál szigorúbb, egyedi határérték megállapítására. Ezt az első vízgyűjtőgazdálkodási terv jogszabályi intézkedéseként megvalósult jogszabályi módosítások eredményeként előírt terhelhetőség vizsgálat eredményére hivatkozva tehetik meg. A vízminőségi célkitűzéseket, melyet a tisztított szennyvizet befogadó víztestre kell elérni, a 10/2010 VM miniszteri rendelet tartalmazza. A VKI értelmében tehát a jelenlegi szabályozás keretei között is lehetőség van a kibocsátási (emissziós) és a befogadóban teljesítendő (immissziós) határértékek összehangolására. A megvalósításra vonatkozó hatósági joggyakorlat azonban eltérő, melynek legfőbb oka, hogy a terhelhetőség vizsgálatok

5 elvégzésére a hatóságok nem kaptak egységes iránymutatást. További probléma az is, hogy a területi határértékek elavultak, sok esetben nem veszik figyelembe a befogadó vízfolyások és terheléssel szembeni valós érzékenységét. 1.2 Az útmutató célja A terhelhetőség meghatározásához készült módszertani útmutató elsősorban a hatóságoknak szól. Összefoglalja a terhelhetőség meghatározásának elvi alapjait és megadja a vizsgálatok elvégzésének módszertani útmutatásait. A gyakorlati alkalmazást segítő példák mintaként szolgálnak a terhelési állapot és természetföldrajzi (vízrajzi) jellemzők szerint tipizált mintavízgyűjtő területeken felmerült problémák megoldásához. Az útmutató 2. fejezete a terhelhetőség meghatározásának elvi alapjait foglalja össze. A 3. és 4. fejezetek alkalmazási példákat mutatnak be, az 5. fejezetben pedig a Vízgyűjtőgazdálkodási terv felülvizsgálata (VGT2) során a BME KKT által fejlesztett és a hatáselemzéshez alkalmazott folyóvizi vízminőségi modell eredményeit adjuk közre.

6 2 A terhelhetőség meghatározásának elvi megfontolásai Az EU Víz Keretirányelve (VKI) a vizek állapotának javítását tűzi ki célul, amely sok más rendelkezés mellett előírja a felszíni vizek állapotának minősítését, amely ökológiai és kémiai állapotból tevődik össze. A típus specifikus ökológiai minősítésre egyes élőlény együttesek figyelembe vételével ötosztályos biológiai minősítést ír elő, melynek támogató jelleggel részét képezi a hidromorfológiai és az élőlény együttesekkel szorosan összefüggő fizikokémiai jellemzők minősítő rendszere. Terhelhetőségre vonatkozó kritériumokat a VKI definíciószerűen nem állapít meg, azonban előírja a kiváló és a jó állapot, vagy potenciál megtartását (ahol az már fennáll), és a jó állapot, vagy potenciál elérését (ahol az még nem áll fenn). Ez csak a terhelhetőségi kritériumok figyelembe vételével lehetséges. Megjegyzendő, hogy a VKI előírásai áttételesen nem csak kémiai terhelhetőségre értelmezhetők, de jelen vizsgálat során mi csak ezzel foglalkozunk. 2.1 Jogszabályi vonatkozások A hazai jogszabályok vonatkozásában a Kormány a környezet védelmének általános szabályairól szóló évi LIII. törvény 36. -ában, a 110. (7) bekezdés f) pontjában, valamint a vízgazdálkodásról szóló évi LVII. törvény 14. (6) bekezdésében foglaltakra alapozva a 220/2004. (VII. 21.) Kormányrendeletben rendelkezik a felszíni vizek minősége védelmének egyes szabályairól, amelyben kitért a vizek terhelhetőségének figyelembe vételére is. A rendeletben már figyelembe vették a Víz Keretirányelv előírásait is, egyebek között a rendelet fogalmi rendszerében, szellemében, környezeti célkitűzéseiben és a monitorozásban. A Korm. rendelet 19 (1) bekezdése szerint a környezetvédelmi hatóság egyedi határértéket állapíthat meg, figyelembe véve a befogadó terhelhetőségét. A terhelhetőségre vonatkozó konkrét kritériumokat és alkalmazandó módszereket azonban a rendelet nem állapít meg. A vízszennyező anyagok kibocsátásaira vonatkozó határértékekről, és alkalmazásuk egyes szabályairól szóló 28/2004. (XII.25.) KvVM rendeletben a terhelhetőség, mint fontos kritérium, a szennyezőforrások szabályozása és a kibocsátási határértékek megállapítása területén szintén megjelenik. A felszíni víz vízszennyezettségi határértékeiről és azok alkalmazásának szabályairól szóló 10/2010. (VIII. 18.) VM rendelet már a VKI szellemében született. A rendelet egyrészt az Európai Parlament és Tanács 2008/105/EK irányelvével összhangban definiálta az elsőbbségi anyagokra és bizonyos egyéb szennyezőanyagokra vonatkozó környezetminőségi határértékeket. Másrészt, a vizek állapotértékelésének fizikai és kémiai paramétereire vonatkozóan a felszíni víz jó állapotának elérését/megőrzését biztosító környezetminőségi és vízminőségi határértékeket állított. Ezek a vízminőségi határértékek a vízgyűjtő-gazdálkodási terv felülvizsgálata során történt tipológiai változások miatt módosultak, az immissziós szabályozás azonban továbbra is megmarad. A terhelhetőség alatt, jogi értelemben tehát a felszíni vizekre előírt vízminőségi kritériumok teljesítését biztosító terhelési célállapot értjük, melyet a 220/2004. (VII. 21.) Kormányrendelet az alábbiak szerint fogalmaz meg: előzetes víz szennyezettségi vizsgálatok és a vonatkozó víz szennyezettségi határérték alapján az illetékes környezetvédelmi hatóság által

7 megállapított olyan mértékű, még megengedhető terhelés, amely mellett még biztosítható a környezeti célkitűzés elérése. Megjegyezzük, hogy a vízgyűjtő-gazdálkodási terv felülvizsgálata a kibocsátás szabályozást érintő vízminőség védelmi jogszabályok átdolgozását javasolja. Ez az útmutató még a tervezési időszakban érvényes jogszabályokat veszi alapul és elsősorban a jogszabályi környezettől független, elvi megfontolásokra támaszkodik. 2.2 A terhelhetőség általános kritériumai A terhelés ökológiai értelemben valamely élőlényre, vagy társulásra ható, a normálistól eltérő minőségű és mennyiségű hatás, igénybevétel. A terhelhetőség pedig a terhelés olyan mértéke, ami a víz alkalmasságát az eredeti élővilág fenntartására és az emberi használatra még nem csökkenti. A normálistól eltérő minőségű és mennyiségű meghatározás magában foglalja azt, hogy minden ökológiai rendszernek van az emberi tevékenységtől független, természetes eredetű háttérterhelése, amely normális mértékű, ezért nem része a terhelésnek. Valójában a gyakorlatban a természetes háttérterhelés és az emberi terhelés hatását együtt mérjük, megkülönböztetésüknek a beavatkozások tervezése szempontjából mégis nagy jelentősége van. A terhelést a definíció nem szűkíti le a kémiai terhelésre, hanem bármely hatásra és igénybevételre vonatkoztatja. A terhelhetőség megállapítása során figyelembe kell venni, hogy az ökoszisztéma bizonyos mértékű regenerálódásra képes rendszer. A szennyezőanyagok többsége nem konzervatív módon viselkedik, részt vesz a biogeokémiai ciklusban. A regenerálódás mértékét (pl. a szennyezőanyag terhelés feldolgozásának sebességét), mint terhelhetőséget növelő tényezőt figyelembe lehet venni. Szigorúan véve csak a regenerálódás mértékéig lehet a vízi ökoszisztémát terhelni. Ez lehetne az ökológiai állapot fenntarthatóságának hosszútávú kritériuma. Általában egy víztesten többféle terhelés, igénybevétel jelentkezik egyidejűleg (pl. több szennyvíz bevezetés van egymás alatt). A víztest terhelhetősége a meglévő igénybevételek figyelembe vételével megállapítható a jelenlegi állapotra. Ennek szigorúan értelmezett feltétele az, hogy a jó állapot a víztest teljes szakaszán elérhető legyen. Gyakran ez nem teljesíthető, mert a szennyezők közel vannak egymáshoz, tehát egy bizonyos szakaszon a jó állapot nem teljesülhet. A szennyezés azonban a víztest nagyobb részén feldolgozódhat, ezért a víztest jellemző állapota lehet jó. Ez a gondolatmenet már felveti a monitorozó rendszer fontosságát a jellemző állapot meghatározásában, amely a mérési pontok helyének és gyakoriságának kijelölését, a mérendő komponenseket és az időbeni gyakoriságot érinti elsősorban. További fontos szempont, hogy a szennyezőforrások hatáselemzése során figyelembe kell venni azt a tényt, hogy a felvízi víztestek hatással vannak az alvízi víztestekre. Az előbbiek terhelése peremfeltételként jelentkezik az utóbbiakon. Emiatt a terhelhetőség megállapítása vízgyűjtő léptékű megközelítést kíván, melyben a vizeket érő összes terhelés a vízfolyás hálózat topológiai rendszerében kezelendő. Az addicionális hatások összetettsége vízgyűjtővízminőségi modellek alkalmazását teszi szükségessé.

8 2.3 A terhelhetőség meghatározásának gyakorlati (módszertani) kérdései A felszíni vizek terhelhetőségét a vízminőségi célállapotra vonatkozó immissziós előírások alapján kell meghatározni. A terhelhetőség ilyen módon függ a mindenkori meglévő állapottól, és annak az adott vízre (egy vagy több víztestre) vonatkozó célállapottól való távolságától. Figyelembe véve, hogy a kiinduló állapotot a már meglévő terhelések határozzák meg, a terhelések változását eredményező szabályozási intézkedések, mint pl. az emissziós határértékek megadása, csak elvi alapon adhatók meg, hiszen pl. ebben az esetben a kibocsátási határértékeknek igazodniuk kell a meglévő és jövőbeli terhelésektől függő helyzethez. A vízminőség szabályozás alapját képező vízminőségi határértékeknek két típusa ismeretes. Az egyik a befogadóra vonatkozik (imission or stream standards), a másik pedig az elfolyó, tisztított szennyvizekre (effluent standards). A VKI a befogadók célállapotát írja elő, az egészséges vízi élet fenntartását szem előtt tartva. A felszíni vizek terhelhetőségét a VKI vízminőségi célállapotra vonatkozó immissziós előírások alapján kell meghatározni. Ebben az esetben a befogadóba vezethető szennyvíz mennyiségét és minőségét az határozza meg, hogy a bevezetés alatti koncentráció(k) ne haladják meg a befogadó minőségi határértékeket. Vita tárgya lehet, hogy: Hol kell teljesíteni (mérni) a befogadóban a szennyvízbevezetés hatására kialakult koncentrációt? Időben változó terhelés és vízhozam mellett milyen helyzet tekinthető mértékadónak a befogadó vízminőségi állapota szempontjából (utóbbi azzal is összefügg, hogy a vízminőségi kritériumot milyen statisztikai jellemzőre írtuk elő). Hogy kezelendők a mederben zajló kölcsönhatások, tudva, hogy a szennyezők többsége nem konzervatív tulajdonságokkal bír? Végül hogyan vehető számításba az a tény, hogy a terhelhetőség kérdése nem csupán egy kibocsátás és annak befogadója viszonylatában értékelendő, hanem egy valós vízgyűjtő esetében szenneyzések egymásra hatása a háttér (felvizi) terheléssel együtt integrált módon kezelendő. A továbbiakban ezekre a kérdésekre igyekszünk a gyakorlatban hasznosítható szempontok mentén választ adni Monitoring pontra vonatkozó kritériumok A VKI előírásai szerint a vízminőségi monitoring során a víztest állapotát a szennyezés hatásának kimutatása szempontjából reprezentatív hely(ek)en kell ellenőrizni. A határértékeknek tehát azokon a pontokon kell megfelelni, melyeket a monitoring az adott víztest jellemzésére kijelölt. A terhelhetőség megállapítása során figyelembe kell venni, hogy az ökoszisztéma bizonyos mértékű regenerálódásra képes rendszer. A szennyezőanyagok többsége nem konzervatív módon viselkedik, részt vesz a biogeokémiai ciklusban. A regenerálódás mértékét (pl. a szennyezőanyag terhelés feldolgozásának sebességét), mint terhelhetőséget növelő tényezőt figyelembe lehet venni. Szigorúan véve csak a regenerálódás mértékéig lehet a vízi

9 ökoszisztémát terhelni. Ez lehetne az ökológiai állapot fenntarthatóságának hosszútávú kritériuma. Általában egy víztesten többféle terhelés, igénybevétel jelentkezik egyidejűleg (pl. több szennyvíz bevezetés van egymás alatt). A víztest terhelhetősége a meglévő igénybevételek figyelembe vételével megállapítható a jelenlegi állapotra. Ennek szigorúan értelmezett feltétele az, hogy a jó állapot a víztest teljes szakaszán elérhető legyen. Gyakran ez nem teljesíthető, mert a szennyezők közel vannak egymáshoz, tehát egy bizonyos szakaszon a jó állapot nem teljesülhet. A szennyezés azonban a víztest nagyobb részén azonban feldolgozódhat, ezért a víztest jellemző állapota lehet jó. Ez a gondolatmenet ismételten felveti a monitorozó rendszer fontosságát a jellemző állapot meghatározásában, amely a mérési pontok helyének és gyakoriságának kijelölését, a mérendő komponenseket és az időbeni gyakoriságot érinti elsősorban. Egyszerűsítésként, a gyakorlati alkalmazhatóságra törekedve javasoljuk a határértéket a víztest legalsó, kifolyási pontjára értelmezni. A gyakorlati alkalmazás során a terhelhetőséget az alábbiak szerint állapíthatjuk meg: A terhelhetőség az a tartalék, ami a befogadó öntisztulását figyelembe véve, a meglévő (kiinduló) állapot és a célállapot között egy adott víztest esetében az antropogén behatásokra rendelkezésre áll. Kémiai értelemben egy adott kibocsátás esetében a terhelhetőség a mértékadó vízhozam és a befogadóban megengedett koncentráció növekmény (dc = EQS Ch) szorzatából áll elő. Mind a kiindulási, mind pedig a tervezett, jövőbeli állapotot befolyásolja a vizsgált, szabályozandó szennyvízkibocsátás mellett meglévő egyéb (pontszerű, diffúz és felvízről érkező) szennyező források megléte, azaz a háttérterhelés (Ch). Elkeveredés és szennyezési csóvák: A mintavétel során ellenőrizni kell az elkeveredés meglétét. Az elkeveredési zónán belül a környezetminőségi határértékek teljesítésétől el lehet tekinteni. Különösen széles folyónál és/vagy nagyon kis áramlási sebességeknél (pl. síkvidéki, pangó vizű csatornáknál) előfordulhat, hogy a szennyvíz csóva a víztest érintett szakaszán még nem keveredik el. Az elkeveredés távolságát a kétdimenziós (mélység mentén integrált) diszperziós egyenlet analitikus megoldásából, a koncentráció keresztirányú változásának normál eloszlását feltételezve a parti peremfeltétel figyelembevételével számíthatjuk az alábbiak szerint (feltéve, hogy a szennyvízbevezetés a keresztszelvény tetszőleges pontjában történik): M vx 2 vx C( x, y) exp ( y y ) exp ( y y 2H D v x 4Dyx 4Dyx y x ahol y 0 a szennyvízbevezetés parttól mért távolsága (1. ábra) ) 1. ábra: Szennyvízcsóva alakja a parttól y 0 távolságra történő bevezetésre

10 M y 0 C (x 1, y) x 1 Az összefüggésben v x (m/s) a folyásirányú szelvény közép sebesség, D y (m 2 /s) a keresztirányú diszperziós tényező, M (g/s) a bevezetett szennyvíz anyagáram. A turbulens diszperziós tényező mely a sebesség függély menti változásának az elkeveredésre gyakorolt hatását fejezi ki származtatásához többféle empirikus összefüggés áll rendelkezésre. Példaként a Fisher (1979) formulát adjuk meg: D y d y RU és U grs melyben dy dimenzió nélküli konstans (egyenes mederre 0.15, szabálytalan mederre ). R (m) a hidraulikus sugár (nedvesített terület/nedvesített kerület), S (-) a vízfelszín esése. Az elkeveredés távolsága a szennyvíz csóva szélességéből számítható, a part elérésekor ugyanis a csóva szélessége (Bcs) egyenlő a meder szélességével (B). A part elérésének távolsága számítható: x D y 2 1 konst B, ahol a konstans értéke sodorvonali bevezetés esetén konst = 0.027, parti bevezetésnél konst = 0,104. A part elérés távolsága tehát a partszélesség négyzetével arányos, és fordítottan arányos az áramlási sebességgel. Parti bevezetés esetén ez a távolság a sodorvonali bevezetéshez képest négyszereződik. A partok elérésekor (az ábrán is látható módon) a koncentráció még nem kiegyenlített. A teljes elkeveredés számítása (a partélről történő szennyezőanyag visszaverődés figyelembevétele) a parti peremfeltétellel közelítőleg az első elkeveredési távolság (x 1) háromszorosára adódik. v x Mértékadó vízhozam és koncentrációk meghatározása A teljesítésnél a vízminőségi határértékek megadása során definiált statisztikai paramétert kell figyelembe venni. Az egyes határértékek esetében ez eltérő lehet, például a veszélyes anyagokra vonatkozóan a 10/2010 VM rendelet az eves átlag és maximális megengedhető koncentrációkra ad előírást (AA-EQS, MAC-EQS). A fizikai és kémiai jellemzők esetében a VKI-ban alkalmazott minősítés során az éves átlagkoncentrációkat vettük figyelembe (az osztályhatárokat és az osztályba sorolást a VGT 6-os fejezetéhez tartozó 6.3 melléklete tartalmazza). Ugyanakkor a 10/2010 VM rendelet a jó/közepes osztály határát megadó 2.

11 mellékletében a vízminőségi kritériumokat nem rendeli statisztikai jellemzőhöz. A korábban érvényes nemzeti szabvány (MSZ a 90%-os tartósságú koncentrációt tekintette az osztályozás során mértékadónak). Tekintve, hogy a vizek minőségét a terhelések időben és térben is változó helyzetén kívül a mindenkori vízjárás is befolyásolja, a terhelhetőség meghatározása során a hatások szempontjából mértékadó hidrológiai állapotot is definiálni kell. Összefüggésben a kémiai állapot meghatározásával és feltételezve, hogy a vízminőségi mintavételek egy-egy vízfolyás esetében a vízjárás változása szempontjából is valamelyest reprezentatívak (tehát kisvizes és nagyvizes időszakokat is lefednek), a mértékadó vízhozam megállapításánál a koncentrációnál alkalmazott statisztikai paramétert lehet alkalmazni. Tehát, ha például a vízminőségi határérték az éves átlagra vonatkozik, a vízhozam esetében is tekinthetjük a jellemző középvízhozamot mértékadónak. Tekintettel arra, hogy a folyók vízjárását figyelembe véve a vízhozamok az esetek többségében nem szimmetrikus eloszlást követnek, az éves középes vízhozam (KÖQ) meghaladja az 50 %-os tartósságú (Q50%) vízhozam értékét. A vízminőségi mintavételek azonban csak igen ritkán esnek egybe a nagyobb árhullámok levonulásával, így az ellenőrző méréseknél ezek az időszakok alulreprezentáltak maradnak. Az átlagos koncentrációkat létrehozó vízhozamok szempontjából a nagyobb valószínűséggel bíró Q66%-t tekinthetjük jellemző értéknek (leggyakoribb vízhozam). Abban az esetben, ha a vízminőségi határérték valamely szélsőséges állapotra vonatkozik (pl. megengedhető maximális koncentrációk), mértékadó vízhozamnak e koncentrációt létrehozó hidrológiai helyzetet kell tekinteni. Pontszerű szennyezőforrásoknál például ez valamely jellemző kisvízi érték (pl. Magyarországon általánosan elfogadott augusztusi 80%- os tartósságú vízhozam). Összegzésként tehát, az átlagos viszonyokat jellemző, éves átlagos koncentrációkra vonatkozó vízminőségi kritériumok fennállása esetén javasoljuk mértékadó vízhozamnak a Q66%-os leggyakoribb vízhozamot használni. Amennyiben ez megbízhatóan nem áll rendelkezésre (a vizsgált vízfolyáson nincs statisztikai elemzésre alkalmas vízhozam mérés, a sokéves átlagos lefolyásból becsült átlagos vízhozam (Qátlag) alkalmazása javasolt a terhelhetőségi vizsgálatokhoz. Ezalól kivétel lehet az oxigén háztartás számítása során a kritikus oldott oxigén szint meghatározása, mely esetben javasolt egy jellemző kisvizi vízhozammal számolni. Az oldott oxigén, mint vízminőségi paraméter az átlagos viszonyok jellemzésére kevésbé reprezentatív Nem konzervatív szennyezők figyelembe vétele Az esetek többségében számolnunk kell azzal, hogy a vízminőség változását (a koncentrációk alakulását) a befogadóban a szennyezők nem konzervatív viselkedése jelentős mértékben befolyásolja. A vízminőség pillanatnyi állapotát sokféle, egymással összefüggő folyamat alakítja. A vízminőség változások nyomon követéséhez, a terhelések hatásainak előrejelzéséhez ezért a legtöbb esetben matematikai modelleket használunk. Bizonyos feltételek megléte azonban ezek a modellek lényegesen egyszerűsíthetők: időbeli állandóság esetén (stacionárius állapotban) a gyors, tranziens jelenségeket nem vesszük figyelembe,

12 keskeny folyóknál, azonnali elkeveredést feltételezve csak a hosszmenti vízminőség változással kell számolnunk. Ilyen esetekben a bevezetési pont és az ellenőrző (monitoring) hely közötti vízminőség változás az x=0, C=C 0 kezdeti feltételt alkalmazva, elsőrendű kinetikát feltételezve a C(x) = C 0 exp (-k x/v x) egyenlettel írható le, ahol k a lebomlás sebességét jellemző kinetikai állandó, v x a vízfolyás középsebessége. A kezdeti koncentráció az egyszerű hígulási összefüggéssel számítható, feltételezve, hogy a bevezetett szennyvíz a folyóval már elkeveredett: C 0 ChQ C Q q ahol C h a bevezetés feletti háttér koncentráció, a Q a befogadó (terhelési állapot szempontjából mértékadó) vízhozama, C sz a szennyvíz minőségét jellemző koncentráció, q a szennyvíz hozama (2. ábra). Megjegyezzük, hogy a hígítás alapján számított Co valójában egy nem létező koncentrációhoz vezet, hiszen az a víztest teljes keresztmetszetére vonatkozó elkeveredést feltételez, ami csak konzervatív szennyező esetében állhat elő ténylegesen a befogadóban. Egyéb esetekben, még keskeny folyóknál is az elkeveredési szakaszon (csóvában) számolnunk kellene csekély mértékű lebomlással. Ennek elhanyagolása azonban, különösen kisvízfolyásoknál nem okoz számottevő hibát. 2. ábra: Szennyvízbevezetések vízminőségi hatása azonnali elkeveredés és első rendű kinetika szerinti lebomlást feltételezve sz q B A C 0A C 0B C HÉ C h2 C h2 Amennyiben a vízminőségi célállapotot valamely szennyezőre vonatkozóan egy immissziós határértékkel előírjuk, és ennek teljesülését a VKI elveivel összhangban a szennyvízbevezetéssel terhelt vízfolyás teljes szakaszán megköveteljük, a fenti számítással a befogadó terhelhetőségét a háttér szennyezettség és a hígulás mértéke alapján határozhatjuk meg. Több szennyvízbevezetés esetén a linearitás okán a hatások szuperponálhatók. A fentiek közül kivételt jelent az oldott oxigén koncentrációja. Ennek számításához ugyanis minimálisan két, egymással ellentétes folyamatot kell figyelembe vennünk, a szerves x, t

13 anyagok (főként C és N) lebomlás oxigén szükségletének időbeli változását és a légkörből történő oxigén diffúzió vízfolyás menti alakulását. A folyamatok leírásához használhatjuk a vízminőségi modellezés őseként ismert folyóvízi oxigén háztartási modellt. Streeter és Phelps 1925-ben publikált oxigén háztartás számítási összefüggésit tekintik a vízminőségszabályozási modellek alapjaként. A két változót (szervesanyag és oldott oxigén) tartalmazó modellt a szerzők az Ohio folyóra alkalmazták először. Az oxigén felhasználásával történő biológiai szervesanyag-lebontás közelítőleg első rendű reakciósebességgel írható le, az oxigénfelhasználás sebessége arányos a rendszerben lévő oxidálható szerves anyag mennyiségével. Az összefüggés exponenciális egyenlettel írható le: L(t) = L o (e kt ), ahol: L o (mg/l) a kezdeti szervesanyag-koncentráció, L (mg/l) t idő után visszamaradó szerves anyag mennyisége, k (1/nap) a lebontási folyamatok sebességét jelzi, kinetikai T 20C (T 20) állandó, mely hőmérsékletfüggő: k(t) k Értékét a szennyvíztisztítás befolyásolja, tisztítatlan (nyer) szennyvíznél 0.35, biológiai tisztítás után A biológiai oxidáció két fő reakciólépcsőből áll. Az első, ún. szénfázisban a szerves anyag oxidálása történik az alábbiak szerint: szerves anyag + O 2 mikroorganizmus CO 2 + H 2O A második ún. nitrogénfázisban az ammónia és a nitrit alakul át nitráttá: 2NH 3 + 3O 2 Nitrosomonas 2HNO 2 + 2H 2 + 2H 2O 2HNO 2 Nitrobacter 2HNO 3 A szén és a nitrogén lebontás együttes oxigén szükségletének (L) meghatározása az 5 napos biokémiai oxigénigény és a Kjeldahl N koncentráció ismeretében: L = BOI 5 + kn*4.57 A levegőből történő oxigén diffúzió az oxigén deficit (a telítési koncentráció, Cs és a C, az aktuális oxigén szint különbsége, D = Cs-C), valamint a beoldódás sebességét jellemző, a folyó áramlási paramétereitől függő oxigén beviteli tényező (ka) függvényében írható le: dc/dt = -ka (Cs-C). A két folyamat eredőjeként az oldott oxigén változás egyenlete (azonnali elkeveredés és stacionárius állapot esetén): k1 C( t*) Cs L k k 2 1 exp( k t*) exp( k t*) D exp( k t*) Az egyenletben t* = x/v x a levonulási időt, Lo és Do az elkeveredés utáni, kezdeti értékeket jelölik. lebomlás oxigén fogyasztása és az oxigén diffúzió az un. kritikus helyen van egyensúlyban, itt a legalacsonyabb a szennyvízbevezetés alatt az oldott oxigén koncentráció várható értéke (3. ábra).

14 3. ábra: Oldott oxigén koncentráció változása szennyvízbevezetés alatt a Streeter- Phelps modell alapján Oldott oxigén (mg/l) x (km) Oldott oxigén (mg/l) Cs A befogadó vízminőségi célok teljesülését a kritikus helyen (minimális oxigén koncentráció) kell biztosítani. A szennyvízterhelés hatása a korábban bemutatott, egyszerűbb esetekhez hasonlóan itt is alapvetően a hígulástól függ. A hígulás mellett az oxigénviszonyok alakulásának kritikus paraméterei a vízsebesség és a vízmélység, ugyanis e két tényező alakulása azonos szennyvíz-vízhozam arány mellett jelentős mértékben befolyásolja a kritikus helyen várható oxigén szintet. A számításoknál ezt a hatást az oxigén beviteli tényezőben vesszük figyelembe, ugyanis ennek értéke az áramlástól függ. A ka tényező értékének meghatározása empirikus módon történik: ( Dxv) 3.93 v k2 ( O' Connor Dobbins ), vagy H H v k ( Churchill) alapján H Az oxigén háztartás ellenőrzése tehát elvben minden szennyvízbevezetésnél egyedi számítást igényelne. A számítási módszer 1925-óta ismert (lényegében az összes vízminőségi modell a Streeter-Phelps féle oxigénmodell alapegyenleteit használja). A gyakorlat szempontjából azonban elegendő néhány alapesetet megvizsgálni, melyből ökölszabályként az alábbiakat használhatjuk a tervezéskor: A szennyvízbevezetések esetén a nitrifikáció (NH4-N eltávolítás) előírása a befogadó víztestre számított hígulási arány alapján meghatározható, dombvidéken Q/q<30, síkvidéken Q/q <100, pangó víznél Q/q <200 esetén javasolt a nitrifikáció alkalmazása (ahol Q a befogadó 80%-os tartósságú kisvizi hozama, q a bevezetett szennyvíz mennyiség).

15 Kritériumként a kisvizes (80%-os tartósságú vízhozam) időszakra számított hígulási arányt adhatjuk meg feltételként. (Tehát Q jelen esetben nem az éves középvízhozam!) Háttérterhelés és egyéb szennyezőforrások (diffúz terhelés) megléte A terhelhetőség lényegében tehát az a tartalék, ami a befogadó öntisztulását figyelembe véve, a meglévő (kiinduló) állapot és a célállapot között egy adott vízfolyás esetében kémiai értelemben rendelkezésre áll, a mértékadó vízhozam és a befogadó vízminőségi (immissziós) határérték szorzatából áll elő. Mind a kiindulási, mind pedig a tervezett, jövőbeli állapotot befolyásolja a vizsgált, szabályozandó szennyvízkibocsátás mellett meglévő egyéb (pontszerű, diffúz és felvízről érkező) szennyező források megléte. Valamely tervezett szennyvízkibocsátó engedélyezésekor alkalmazandó eljárás folyamatát a 4. ábrán kísérhetjük figyelemmel. Az eddigiekben nem hangsúlyoztuk (tekintve hogy útmutatónk a szennyvíz okozta terhelhetőség meghatározásáról szól), de a diffúz terhelés meglétének jelentőségét nyilvánvalóan nem lehet elhanyagolni. Ugyanez a helyzet a meglévő állapot, azaz a felvízi terheléssel is, mely a felső szakasz szennyvízbevezetéseiből, a felvízi diffúz terhelésből és természetes háttérterhelésből adódik összes. Amennyiben ezekre vonatkozóan a befogadóban végzett mérésekből (történelmi idősorokból) megbízható információ nem áll rendelkezésre, javasoljuk a terhelhetőség megállapításához vizsgálati monitoring programot indítani (az ismeretlen felvízi terhelés, meglévő szennyvízbevezetés esetén pedig a szennyvíz hatásának kimérésére). A mintavételi helyek meghatározásánál az elkeveredéssel kapcsolatban bemutatottakat lehet figyelembe venni. A vizsgálati monitorig időtartamának és a mintavételi gyakoriságnak elegendőnek kell lennie a felvízi és alvizi anyagáramok megbízható számításához.

16 4. ábra: Emissziós kritérium (elfolyó vízminőségi határértékek) meghatározásának menete új kibocsátás létesítése esetén Víztest jelenlegi állapota Célállapot igen Eléri a célállapotot? nem Megengedhető terhelés meghatározása Szükséges terhelés csökkenés meghatározása Emissziós határérték szigorítása van nem A szennyvíztisztító működésbe lépése után is elérhető a célállapot? igen Van-e egyéb, tervezett (új) szennyvíztisztító telep a víztesten? nincs igen igen igen A meglévő pontforrások szabályozásával elérhető a célállapot? nem A diffúz terhelések csökkentésével elérhető a célállapot? nem A felvízi vízminőség javításával elérhető a célállapot? nem A tisztítási követelmény megfelelő, kibocsátási engedély kiadható A szennyvízbevezetés engedélyezése csak derogáció esetén A tervezés a gyakorlatban: a kiinduló állapot és a szükséges terhelés csökkentés meghatározása A terhelés meghatározása során két irányból indulhatunk el: A vízgyűjtőn lévő forrásoktól (emissions) vagy a vízben mért koncentrációkból számított anyagáramokból (immission load). Tekintettel arra, hogy a vízgyűjtő oldaláról megbízható mérés (vagy becslés) igazából csak a pontforrások esetében állhat rendelkezésre, a gyakorlat szempontjából érdemes a kettő kombinációját alkalmazni. Ebben az esetben a számítás lépései az alábbiak (5. ábra): 1. A vízgyűjtőn rendelkezésre álló vízminőségi és vízhozam észlelési adatokból a monitoring állomásokra számítjuk az anyagáramokat, legalább a minősítés szempontjából reprezentatívnak tekinthető időszakra (esetünkben minimum egy éves átlag). 2. Szakaszonként becsüljük az átviteli tényező értékét (vízminőségi modellel, egyszerűbb esetben a távolság függvényében, exponenciális lebomlást feltételezve).

17 3. A mért anyagáramokat az átviteli tényezővel visszaosztva, felülről lefelé haladva a hatásokat összegezve göngyölítjük az anyagáramokat és becsüljük az egyes szakaszokhoz tartozó részvízgyűjtő terhelését. 4. A diffúz terhelés meghatározásához a 3.-ban kiszámított szakaszonkénti terhelésekből levonjuk a részvízgyűjtőkre összesített, pontforrásokból származó terhelést. 5. ábra: Terhelés meghatározása a mederben mért anyagáramok segítségével L 4 L 31 E 3 L 22 L E 3 21 L 211 L 21 L 3 = (L 4 + L 31 + E 3 ) a 3 L 31 L 21 = (L 22 + L E 21 ) a 21 E 2 E 11 L 12 L 11 L 2 L 1 L111 L 2 = (L 3 + L 21 + E 2 ) a 2 L 11 = (L 12 + L E 11 ) a 11 L 1 = (L 2 + L 21 ) a 1 ellenőrzési pontok L i mért terhelés (anyagáram) E i vízgyűjtőről származó terhelés (emisszió) a i átviteli tényező (1-a = visszatartás a mederben) Az ábra alapján a mederbeli anyagáramok: Li L i 1 m L im j E ij ai ahol: Li Anyagáram az i-dik ellenőrzési ponton m mellékfolyók száma az i-dik szakaszon E az i-dik szakaszt érő vízgyűjtő eredetű terhelés (emisszió) j emissziós források száma az i-dik szakaszon a az i-dik szakaszon érvényes átviteli tényező Az i-dik szakasz emissziója: E i k L p k p k n L np n np n L np n l n A n

18 ahol: Vízgyűjtő-gazdálkodási Terv Lp pontszerű szennyezőforrás (t/év) p pontszerű forrás transzmissziós tényezője (-) Lnp diffúz szennyezőforrrás (t/év) L fajlagos területi terhelés (t/ha,év) A a fajlagos terheléshez tartozó vízgyűjtőterület (ha) np diffúz terhelés transzmissziós tényezője (-), (1- = visszatartás a vízgyűjtőn) További lehetőség, hogy a diffúz terhelést is modellből állítjuk elő. A vízgyűjtő modelleknek számos fajtája ismert az egyszerű, összevont paraméteres empirikus összefüggésektől az osztott paraméteres, dinamikus, hidrológiai alapú lefolyás modellekig). Utóbbiak alkalmazhatóságát leginkább a rendelkezésre álló adatok szabják meg. Általános tapasztalat, hogy nincs elegendő észlelési adat, sem a bemeneti függvények kielégítésére, sem a modellek kalibrálására és igazolására. Tapasztalataink szerint a nagyobb gondot a rövid időléptékkel dolgozó modellek időben sűrű (pl. napi, órás) adatigényének kielégítése jelenti. A térbeli lépték a ma már többnyire rendelkezésre álló digitális térképeknek köszönhetően kevésbé jelent problémát. Például a víztestek tápanyag kockázatosságának számításához a VGT1 készítésekor használt GIS modellünk térben nagy felbontású (víztest vízgyűjtő ill. 200x200 m-es raszter) de időben átlagolt (éves, több éves) eredményeket ad. Természetesen bizonyos területi adatok, pl. a mezőgazdasági eredetű diffúz terhelés szempontjából lényeges mezőgazdasági statisztikai adatok léptéke nem elegendő a kisvízgyűjtőkön végzett számításokhoz, ezek csökkentik az eredmények megbízhatóságát. Visszatérve a korábbi gondolatmenethez, modellezett diffúz terhelés esetében a mederben mért anyagáramokból a lebomlással visszaszámított terhelés és a pontszerű+diffúz források különbözetéből kapjuk az egyéb, ismeretlen forrásokat (pl. illegális szennyvízbevezetések az adott szakaszon). Ez azért fontos, korábbi elemzésein során szerzett tapasztalataink szerint sok víztest esetében a vízben mért igen magas koncentrációkat az ismert szennyvíz bevezetésekkel és a becsült diffúz terhelésekkel együttesen sem lehet magyarázni.

19 3 Alkalmazási példa: A Szentlélek-patak terhelhetőségi vizsgálata Az alábbiakban példaként a Szentlélek-patak terhelhetőségének meghatározására készült elemzést adjuk közre, melyet a BME VKKT októberében egy ipari megbízás keretében készített. A Szentlélek-patakra készített vizsgálat az alábbiakra terjedt ki: A patak állapotfelmérése, vízminőségi állapotának értékelése és jelenlegi terhelés(ek) feltárása, A tisztított szennyvíz bevezetés patakra gyakorolt hatásának vizsgálata (mely tartalmazza az öntisztuló képesség és az elkeveredés jellemzését és ennek vizsgálatára alkalmas méréseket és számításokat), A telep bővítése utáni megengedhető terhelés meghatározása és a várható vízminőség előrejelzése (figyelembe véve a KTVF /2013 számú módosított engedélyben meghatározott, az elfolyó tisztított víz minőségére előírt technológiai, területi és egyedi határértékeket). A Szentlélek-patak az Ipoly mellékvízfolyása. Szécsény belterületén halad keresztül, mely területről jelentős kommunális terhelést kap. Az ÉRV ZRt. üzemeltetésében működő, korszerűsítés (bővítés és technológiai fejlesztés) előtt álló Szécsényi regionális szennyvíztisztító telep napi 1500 m 3 biológiailag tisztított szennyvízzel terhelte a vízfolyást. A patak a VKI szerint kijelölt vízfolyás víztest, melyre az Országos Vízgyűjtőgazdálkodási Terv (OVGT) és a 10/2010 VM rendelet értelmében a VKI szerinti vízminőségi célkitűzés (jó ökológiai és kémiai állapot kritériumai) teljesítendők. A szennyvíztelep bővítésére vonatkozó tervek elkészítésére a Közép-Duna-völgyi Környezetvédelmi, Természetvédelmi és Vízügyi Felügyelőség KTVF /2012 számú, július 3-án kiadott, április 19-én módosított érvénye elvi vízjogi engedéllyel rendelkezik. A Határozat 4. pontjának 3. bekezdése előírja a befogadó Szentlélek patak oxigén háztartásának és tápanyag lebontó képességének meghatározására kiterjedő terhelhetőség vizsgálatát. 3.1 A mintaterület bemutatása Hidrológiai jellemzők A Szentlélek-patak és forráságainak vízrendszere a Cserhát földtani és morfológiai szempontból igen változatos felépítésű északi részét csapolja meg. A Darázsdói- és Lócipatakok összefolyásától nevezik Szentlélek-pataknak a közös vízfolyást (6. ábra). A Szentlélek patak hossza 5 km, a víztest az említett két patak összefolyásától az Ipolyba való beömlésig tart. Északról a Ménes-patak, nyugat felől az Ipoly, dél és kelet felől pedig forráságainak vízgyűjtői határolják. A közvetlen vízgyűjtő nagysága 13,86 km 2, a patak és vízrendszerének teljes vízgyűjtőterülete 117,80 km 2. A forráságak találkozása után a Szentlélek-patak nyugati irányba indul. Szécsény városán áthaladva jelentős ipari és kommunális terhelést kap a vízfolyás. A város alatt szabályozott mederben haladva, Hugyag település határában ömlik az Ipolyba. A vízjárást a forráságak vízgyűjtőinek lefolyási viszonyai, illetve a mederbe visszavezetett használt (ipari és

20 kommunális) vizek mennyisége határozza meg. A vízgyűjtő terület alsó szakaszán főként mezőgazdasági művelést folytatnak. 6. ábra: A Szentlélek-patak és vízgyűjtőterülete A Szentlélek patak szabályozott, mély vezetésű, 2-3 m széles ásott trapéz szelvényű medre vezeti a vizet az Ipoly felé. A patak vonalvezetése egyenes, síkvidéki jellegű. Vízállásának változására vonatkozóan nem áll rendelkezésre történelmi adatsor, a vízszintek rendszeres észlelése 2013 áprilisa óta történik a Szécsényben telepített, távadóval rendelkező vízmércén. A patak vízhozamát expedíció jelleggel a KDV Vízügyi Igazgatóság rendszeresen, átlagosan 2-3 havonta megméri tól 28 db. mérési adat állt rendelkezésünkre (7. ábra). Az adatmennyiség hidrológiai statisztika előállítását nem teszi lehetővé, a mederben jellemzően előforduló vízhozamokról azonban tájékoztatást nyújt. A legnagyobb vízhozamot án mérték, akkor 2,96 m 3 /s volt. A KDV Vízügyi Igazgatóság szakaszmérnökségétől rendelkezésre álló információ szerint a mértékadó árvízi hozam (Q 10%) 30 m 3 /s (forrás: az M-Solution Kft által készített előzetes vizsgálati dokumentáció). A vízminőségi hatások szempontjából nem a nagyvízi árhullámok, hanem a mederben tartósan előforduló vízhozamok és az extrém kisvizek érdekesek. A Szécsénynél végzett mérések mutatják, hogy a patak jellemző hozama néhány száz liter/s körül mozog, a legkisebb vízhozamok 15 l/s alattiak. Tartós kiszáradás nem fordul elő, a vízfolyás nem minősül időszakosnak.

21 7. ábra: augusztus és október közötti időszakban a Szentlélek-patakon mért vízhozamok Rendelkezésünkre állt a VITUKI sokéves ( ) középvízhozamokra készített lefolyás térképe. Eszerint a Szentlélek-patak közvetlen vízgyűjtőjén 1,43 l/s,km 2 átlagos lefolyás, a felső vízgyűjtőn 1,48 l/s,km 2 lefolyás jellemző (8. ábra). A teljes vízgyűjtőre vett átlag 1,47 l/s,km 2, ami 170 l/s-os vízhozamnak felel meg a patak torkolatánál. A Szécsényi szelvényben ez közelítőleg 155 l/s-ot jelent. 8. ábra: A VITUKI évi lefolyás adatokból számított fajlagos lefolyásai a Szentlélek-patak vízgyűjtőterületén A mért vízhozamokat egy statisztikai halmaznak tekintve az 50%-os tartósságú hozam 145 l/s-ra adódik. (9. ábra) Figyelembe véve mindkét megközelítés pontatlanságát, a továbbiakban a terhelhetőség számításhoz mértékadó vízhozamnak e két érték átlagát, 150 l/s-ot tekintettük mértékadó hozamnak.

22 9. ábra: Észlelt vízhozamok tartóssága ( időszak 28 mérési adatából számítva) Vízminőség A Közép-Duna-völgyi Környezetvédelmi, Természetvédelmi és Vízügyi Felügyelőség felszíni vízminőségi monitoring eredményeiből a közötti időszak mérési adatait dolgoztuk fel a patak jellemzéséhez. A mintavételek gyakorisága átlagosan 2 hónap, tehát évente 5-6 mérési adat áll rendelkezésre. A vizsgált komponensek között az általános fizikai és kémiai jellemzők és a toxikus fémek szerepelnek. Utóbbival jelen tanulmány keretében nem foglalkozunk, tekintve, hogy a terhelhetőségi vizsgálat tárgyát elsősorban az oxigénviszonyokkal és a tápanyag háztartással összefüggésbe hozható paraméterek képezik. A Szentlélek-patak víztestet a VKI szerinti tipológiában (inkább síkvidéki jellege ellenére) az 5-ös típusba sorolták, ami dombvidéki, meszes, durva mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű vízfolyást jelent. Az állapotértékeléshez az adott víztípusra vonatkozó referencia jellemzőket kell figyelembe venni. Az általános vízkémiai paraméterek (fizikai és kémiai minősítés) esetében az OVGT1 5.2 háttértanulmányának 1. melléklete tartalmazza az 5 osztályos minősítés víztípusokra jellemző osztályhatárait 1. Referencia értéknek a kiváló határ alatti koncentrációk tekinthetők. Az alsó két osztály (gyenge és rossz) esetében a határértékek már a víztípustól nem függenek. A mérsékelt/jó osztályhatárt, azaz a környezeti célkitűzést (jó állapot) jelentő vízminőségi határértékeket a 10/2010. (VIII. 18.) VM rendelet 2. melléklete is tartalmazza. A minősítés során az osztályba soroláshoz a mérési adatokból képzett éves átlag koncentrációkat kell alapul venni. A csoportonkénti minősítés a csoport paraméterekre kapott osztályok átlagából képződik. Ezt kell a későbbiekben figyelembe venni az ökológiai állapot megállapítása során. Az integrált minősítés az egy rossz mind rossz elv alkalmazásával történik, ennek egyik elemét adja a támogató kémiai jellemzőkre kapott osztályzat. A biológiai jellemzők nagyobb súlya miatt azonban, ha a támogató kémia esetében a minősítés gyengébb, mint a jó állapot, akkor a végeredmény értelem szerűen nem lehet jó, de az alsóbb osztályokat (mérsékelt, gyenge, rossz) már a biológia állapot dönti el. 1 A tanulmány készítésekor a OVGT első változata (VKKI, 2010) állt rendelkezésre.

23 A Szentlélek-patak mérési adataira elvégzett minősítés eredményét az 1. táblázatban foglaltuk össze. Látható, hogy a savasodási állapot kivételével (kiváló) a vízminőség nem megfelelő, az osztályba sorolás mérsékelt vagy gyenge besoroláshoz vezetett. Komponensenként nézve az oxigén háztartás elemei között az oldott oxigén és a szervesanyag tartalom jellemzői valamelyest kedvezőbb állapotot tükröznek. Ezt ellensúlyozva az ammónium koncentrációk magas értékei miatt két évben is rossz minősítést kapott a vízfolyás. A tápanyagok esetében jelentős határérték túllépés van mindkét tápelemnél, a koncentrációk a szennyvízterhelés hatását tükrözik. Az éves átlagok számításának pontossága függ a mintaszámtól. A kéthavi mérési gyakoriság mellett az átlagszámítás megbízhatósága is alacsony, ami az osztályban sorolást is bizonytalanná teszi. Mindezek ellenére nagy biztonsággal állítható, hogy a patak jelenleg nem teljesíti a VKI célkitűzéseit. Ez tükröződik az első állapotértékelés (OVGT) során a biológiai elemek közül vizsgált fitobenton minősítésben, mely szerint a víztest állapota mérsékelt. 1. táblázat: A Szentlélek-patak minősítése az ökológiai minősítést támogató fizikai és kémiai jellemzők szerint (KDV-KöTeViFe mérési adatai alapján) Komponens Év Cátlag Csoport/minősítés Vezetőképesség us/cm Klorid mg/l ph (helyszíni mérés) , , ,1 Oldott oxigén telítettség ,3 % , ,0 Oldott oxigén ,7 mg/l , ,6 Biokémiai oxigénigény (BOI5) ,5 mg/l , ,8 Oxigénfogyasztás (KOId) ,5 mg/l , ,0 Ammónium-nitrogén ,1 mg/l , ,2 Nitrit-nitrogén ,3 mg/l , ,3 Sótartalom (mérsékelt) Savasodási állapot (kiváló) Oxigén háztartás (mérsékelt) Nitrát-nitrogén ,5 Növényi tápanyagok

24 Komponens Év Cátlag Csoport/minősítés mg/l ,3 (gyenge) ,7 Ortofoszfát-P mg/l Összes foszfor mg/l Összes nitrogén ,8 mg/l , ,7 A 10. ábrán néhány vízminőségi jellemző időbeli változását mutatjuk be. Az ábrán a minősítéshez használt osztályhatárokat is feltüntettük. Megfigyelhető a koncentrációk jelentős változékonysága (legnagyobb szórás az ammónium és a nitrit esetében van), és több paraméternél (klorid, KOI, BOI, összes P) látható egy javuló trend. A javulás a szórások csökkenésében is megmutatkozik. A koncentrációt a terhelések eredőjeként számos tényező befolyásolja, melyek között jelentős szerepe van a mederbeli vízhozamnak. Tekintve, hogy a mintavételek idején vízhozam mérések nem történtek, ennek hatását az adatsorból vizsgálni nincs mód. Azonban ismert, hogy 2009 az átlagosnál szárazabb, aszályos év volt, míg et rendkívüli csapadékok jellemezték (ez látható a mért vízhozamok idősorában is, 6. ábra), 2012 pedig átlagosnak tekinthető. Ha a patakot érő pontszerű terhelések állandóságát feltételezzük (melyek között legjelentősebb a szécsényi szennyvíztisztító telep bevezetése), az évek közti eltérések magyarázhatók a vízhozam hígító hatásával: a szennyvízterhelésre érzékeny paraméterek kisvizes időszakban mutatják a legkedvezőtlenebb állapotot (BOI, KOI, klorid, foszfor). A nitrát esetében ez a tendencia nem látszódik, sőt inkább ellenkezőleg, az átlag koncentráció 2010-ben volt a legmagasabb. Ennek magyarázata egyszerű, a nitrátot kevésbé a szennyvíz eredet jellemzi, hanem az alaphozam (talajvíz) és a mezőgazdasági területek felszíni lefolyása tekinthető a nitrát elsődleges forrásának.

25 10. ábra: A Szentlélek-patak vízminőségének változása (Szécsény, időszak, adatforrás: KDV-KöTeViFe mérései. A vonalak az OVGT 5.1 háttértanulány: fizikai-kémiai minősítő rendszer, 5. típusra vonatkozó osztályhatárait jelölik: kék kiváló/jó, zöld jó/mérsékelt, narancs mérsékelt/gyenge, piros gyenge/rossz) 3.2 Szennyvízbevezetés hatásának vizsgálata A Szentlélek-patak szelvényébe vezetik az ÉRV ZRt. üzemeltetésében működő, jelenleg korszerűsítés (bővítés és technológiai fejlesztés) előtt álló Szécsényi regionális szennyvíztisztító telep tisztított szennyvizét. A napi 1500 m 3 biológiailag tisztított szennyvíz jelentős terhelésnek minősül a befogadóra nézve, amit az előző fejezetben ismertetett vízminőségi jellemzés is tükröz.

26 A szennyvíztisztító telep 1985 óta üzemel. A kiépítéskori 500 m 3 /nap hidraulikai kapacitást a 90-es évek végén 2000 m 3 /nap-ra bővítették. A telep Szécsény város és az agglomeráció további 14 kistelepülés szennyvizét fogadja, összesen mintegy LE-ben. Ezt a telep LE biológiai kapacitását tekintve jelentős túlterheltséget jelent (megjegyezzük, hogy hidraulikai szempontból a túlterhelés nem jelentkezik, a beérkező vízmennyiség m 3 /nap közötti). A telepre a szennyvíz részben gravitációsan (Szécsény csatornarendszeréből), nagyobb részt pedig az agglomerációs településekről, nyomóvezetéken keresztül érkezik. A telep biológiai eleveniszapos technológiája N és P eltávolításra lett kialakítva. A jelenlegi szervesanyag terhelés mellett a mára már korszerűtlennek számító telep sem a tervezéskor érvényes 3/1984 OVH rendelet szerinti VI. kategóriára vonatkozó határértékeket (KOI = 75 mg/l, NH4-N = 10 mg/l, SZOE = 10 mg/l), sem pedig a KDV KTVF által 2008-ban kiadott, a 28/2004 (XII. 25.) KVVM rendelet szerinti elfolyó vízminőségi követelményeket nem tudja teljesíteni, ezért folyamatos bírságolásra szorul. Jelenlegi működésre érvényes határértékek: Technológiai: KOI = 125 mg/l, BOI = 25 mg/l, LA = 35 mg/l Egyedi: ÖN = 55 mg/l, ÖP = 10 mg/l A szennyvízterhelés hatásának vizsgálata céljából részletes terepi felmérést végeztünk, melynek eredményét az alábbiakban ismertetjük Terepi felmérés A felmérés célja a patakba vezetett tisztított szennyvíz levonulásának vizsgálata oly módon, hogy a telep bővítése és korszerűsítése után várható vízminőség előrejelezhetővé váljon. A felmérés során vízminőségi mintavételezés és vízhozam meghatározása történt. A vizsgálatokat október között végeztük. Hidrológiai szempontból a mérési időszak ideálisnak mondható. A méréseket megelőző hetekben csapadékesemény nem volt, így a mintavételek teljes mértékben időben állandósult állapotot reprezentáltak (11. ábra). A patakban mért vízhozam 45 l/s, ami jellemző közepes kisvíznek számít ( adatait tekintve 70 %-os tartósságú hozamnak felel meg). 11. ábra: Szentlélek-patak Szécsény vízmércén regisztrált vízállások a mintavételi időszakban