BME, Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék

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

Vízgyűjtő-gazdálkodási Terv - 2015 A Duna-vízgyűjtő magyarországi része

Tartalom 1

Bevezetés ............................................................................................................ 3

1.1 Háttér ............................................................................................................................................ 3 1.2 Az útmutató célja .......................................................................................................................... 4 2

A terhelhetőség meghatározásának elvi megfontolásai .................................... 5

2.1

Jogszabályi vonatkozások ........................................................................................................ 5

2.2

A terhelhetőség általános kritériumai ..................................................................................... 6

2.3

A terhelhetőség meghatározásának gyakorlati (módszertani) kérdései ................................. 7

2.3.1

Monitoring pontra vonatkozó kritériumok ..................................................................... 7

2.3.2

Mértékadó vízhozam és koncentrációk meghatározása ................................................. 9

2.3.3

Nem konzervatív szennyezők figyelembe vétele .......................................................... 10

2.3.4

Háttérterhelés és egyéb szennyezőforrások (diffúz terhelés) megléte ........................ 14

2.3.5 A tervezés a gyakorlatban: a kiinduló állapot és a szükséges terhelés csökkentés meghatározása .............................................................................................................................. 15 3

Alkalmazási példa: A Szentlélek-patak terhelhetőségi vizsgálata................... 18

3.1

3.1.1

Hidrológiai jellemzők .................................................................................................. 18

3.1.2

Vízminőség .................................................................................................................. 21

3.2

Szennyvízbevezetés hatásának vizsgálata ............................................................................. 24

3.2.1

Terepi felmérés ........................................................................................................... 25

3.2.2

Terhelés vízminőségi hatása .................................................................................... 31

3.2.3

Elkeveredési zóna meghatározása .......................................................................... 37

3.3 4

A mintaterület bemutatása ................................................................................................... 18

Következtetések .................................................................................................................... 38

Szennyvízkibocsátókra kiszabható határértékek tervezése terhelhetőségi

alapon....................................................................................................................... 39

4.1 A számítás módszere ................................................................................................................... 39 4.2 Mintapéldák ................................................................................................................................ 40 4.2.1 A Baranya-csatorna felső és Kaszánya-patak és vízgyűjtő területének általános bemutatása ....................................................................................................................................................... 40 4.2.2 Aranyhegyi- és Határréti-patakok és vízgyűjtő területének általános bemutatása ............ 41


4.2.3 A Félegyházi-vízfolyás és vízgyűjtő területének általános bemutatása ............................... 41 4.2.4 A Szarv-ágy patak és vízgyűjtő területének általános bemutatása ...................................... 42 4.2.5 A Makócsa-főcsatorna és vízgyűjtő területének általános bemutatása .............................. 42 4.2.6 A Principális-csatorna és vízgyűjtő területének általános bemutatása ................................ 42 5

A felszíni vizeket érő terhelések hatáselemzéséhez alkalmazott országos

vízminőségi modell .................................................................................................. 45

5.1 A modell felépítése és adatbázis háttere .................................................................................... 45 5.2 Eredmények................................................................................................................................. 47

Függelékek: 4. fejezethez: Terhelhetőségi számítások mintapéldái 5. fejezethez: Vízminőségi modell Hossz-szelvények (jelen állapotra)


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


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.


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 1995. évi LIII. törvény 36. §-ában, a 110. § (7) bekezdés f) pontjában, valamint a vízgazdálkodásról szóló 1995. 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


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.


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. 2.3.1 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


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):

C ( x, y ) 

    M v v     exp  x ( y  y0 ) 2   exp  x ( y  y0 ) 2     4D x  2 H D y vx x  y      4 Dy x

ahol y0 a szennyvízbevezetés parttól mért távolsága (1. ábra). 1. ábra: Szennyvízcsóva alakja a parttól y0 távolságra történő bevezetésre


y0

C (x1, y)

M

x1 Az összefüggésben vx (m/s) a folyásirányú szelvény közép sebesség, Dy (m2/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:

Dy  d y RU 

U  gRS

és

melyben dy dimenzió nélküli konstans (egyenes mederre 0.15, szabálytalan mederre 0.20.6). 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:

x1  konst 

Dy vx

B2 ,

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 (x1) háromszorosára adódik.

2.3.2 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.


mellékletében a vízminőségi kritériumokat nem rendeli statisztikai jellemzőhöz. A korábban érvényes nemzeti szabvány (MSZ 12749 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. 2.3.3 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,


 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=C0 kezdeti feltételt alkalmazva, elsőrendű kinetikát feltételezve a C(x) = C0 exp (-k x/vx) egyenlettel írható le, ahol “k” a lebomlás sebességét jellemző kinetikai állandó, vx a vízfolyás középsebessége. A kezdeti koncentráció az egyszerű hígulási összefüggéssel számítható, feltételezve, hogy a bevezetett szennyvíz a folyóval már elkeveredett:

C0 

Ch Q  C sz q Qq

ahol Ch a bevezetés feletti háttér koncentráció, a Q a befogadó (terhelési állapot szempontjából mértékadó) vízhozama, Csz 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

B

A C0B

C0A

CHÉ Ch2

Ch2

x, t

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


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) = Lo (e–kt), ahol: Lo (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 állandó, mely hőmérsékletfüggő: k(T)  k T20C  1.04(T20) . Értékét a szennyvíztisztítás befolyásolja, tisztítatlan (nyer) szennyvíznél 0.35, biológiai tisztítás után 0.08-0.15. A biológiai oxidáció két fő reakciólépcsőből áll. Az első, ún. szénfázisban a szerves anyag oxidálása történik az alábbiak szerint: szerves anyag + O2 mikroorganizmus → CO2 → + H2O A második ún. nitrogénfázisban az ammónia és a nitrit alakul át nitráttá: 2NH3 + 3O2 Nitrosomonas → 2HNO2 + 2H2 + 2H2O 2HNO2 Nitrobacter → 2HNO3 A szén és a nitrogén lebontás együttes oxigén szükségletének (L) meghatározása az 5 napos biokémiai oxigénigény és a Kjeldahl N koncentráció ismeretében: L = BOI5 + 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):

C (t*)  Cs 

k1 L0 exp( k1t*)  exp( k 2 t*)  D0 exp( k 2 t*) k 2  k1

Az egyenletben t* = x/vx 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).


Oldott oxigén (mg/l)

3. ábra: Oldott oxigén koncentráció változása szennyvízbevezetés alatt a StreeterPhelps modell alapján 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

Oldott oxigén (mg/l) Cs

0

100

200

300

400

500

x (km)

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:

k2 

( Dx v) 0.5 3.93  v 0.5  H 1.5 H 1.5

k2  5.026

v H 1.67

(O' Connor  Dobbins ) , vagy

(Churchill) alapján.

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).


 Kritériumként a kisvizes (80%-os tartósságú vízhozam) időszakra számított hígulási arányt adhatjuk meg feltételként. (Tehát „Q” jelen esetben nem az éves középvízhozam!)

2.3.4 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.


4. ábra: Emissziós kritérium (elfolyó vízminőségi határértékek) meghatározásának menete új kibocsátás létesítése esetén Víztest jelenlegi állapota Célállapot Eléri a célállapotot? igen

nem

Emissziós határérték szigorítása

Megengedhető terhelés meghatározása

van

A szennyvíztisztító működésbe lépése után is elérhető a célállapot?

Szükséges terhelés csökkenés meghatározása

igen

nem

A meglévő pontforrások szabályozásával elérhető a célállapot? nem

igen

Van-e egyéb, tervezett (új) szennyvíztisztító telep a víztesten? nincs

igen

A diffúz terhelések csökkentésével elérhető a célállapot? nem

igen

A felvízi vízminőség javításával elérhető a célállapot? nem

A tisztítási követelmény megfelelő, kibocsátási engedély kiadható

A szennyvízbevezetés engedélyezése csak derogáció esetén

2.3.5 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).


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

L4

L3 = (L4 + L31 + E3) a3 L31 E3 L22

E21 L211 L

L21 = (L22 + L211 + E21) a21

L3

L2 = (L3 + L21 + E2) a2

L12 E11

21

E2

L11 L2

L111 L11 = (L12 + L111 + E11) a11 L1 = (L2 + L21) a1

L1

– ellenőrzési pontok Li – mért terhelés (anyagáram) Ei – vízgyűjtőről származó terhelés (emisszió) ai – átviteli tényező (1-a = visszatartás a mederben) Az ábra alapján a mederbeli anyagáramok:   Li   Li 1   Lim   Eij ai m j  

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: np Ei   Lkp kp   Lnp n n k

n

Lnp n ln An


ahol: 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.


3 Alkalmazási példa: A Szentlélek-patak terhelhetőségi vizsgálata Az alábbiakban példaként a Szentlélek-patak terhelhetőségének meghatározására készült elemzést adjuk közre, melyet a BME VKKT 2013. októberében egy ipari megbízás keretében készített. A Szentlélek-patakra készített vizsgálat az alábbiakra terjedt ki:  A patak állapotfelmérése, terhelés(ek) feltárása,

vízminőségi

állapotának

értékelése

és

jelenlegi

 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 3313-4/2013 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 m3 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 3313-4/2012 számú, 2012. július 3-án kiadott, 2013. 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 3.1.1 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 km2. 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


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. 2008-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 2010.12.08-án mérték, akkor 2,96 m3/s volt. A KDV Vízügyi Igazgatóság szakaszmérnökségétől rendelkezésre álló információ szerint a mértékadó árvízi hozam (Q 10%) 30 m3/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.


7. ábra: 2008. augusztus és 2013. október közötti időszakban a Szentlélek-patakon mért vízhozamok

Rendelkezésünkre állt a VITUKI sokéves (1990-2000) középvízhozamokra készített lefolyás térképe. Eszerint a Szentlélek-patak közvetlen vízgyűjtőjén 1,43 l/s,km2 átlagos lefolyás, a felső vízgyűjtőn 1,48 l/s,km2 lefolyás jellemző (8. ábra). A teljes vízgyűjtőre vett átlag 1,47 l/s,km2, 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 1990-2000 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.


9. ábra: Észlelt vízhozamok tartóssága (2008-2013 időszak 28 mérési adatából számítva)

3.1.2 Vízminőség A Közép-Duna-völgyi Környezetvédelmi, Természetvédelmi és Vízügyi Felügyelőség felszíni vízminőségi monitoring eredményeiből a 2009 – 2011 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 osztályhatárait1. 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.


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

Vezetőképesség

2009

1118

uS/cm

2010

1151

2011

1220

Klorid

2009

98

mg/l

2010

76

2011

70

2008

7,8

2009

7,8

2010

8,1

Oldott oxigén telítettség

2009

39,3

%

2010

64,9

2011

73,0

Oldott oxigén

2009

4,7

mg/l

2010

7,3

2011

7,6

Biokémiai oxigénigény (BOI5)

2009

8,5

mg/l

2010

4,8

2011

6,8

Oxigénfogyasztás (KOId)

2009

34,5

mg/l

2010

18,0

2011

24,0

Ammónium-nitrogén

2009

9,1

mg/l

2010

2,7

pH (helyszíni mérés)

2011

5,2

Nitrit-nitrogén

2009

0,3

mg/l

2010

0,2

2011

0,3

2009

5,5

Nitrát-nitrogén

Csoport/minősítés

Sótartalom (mérsékelt)

Savasodási állapot (kiváló)

Oxigén háztartás (mérsékelt)

Növényi tápanyagok

Vízgyűjtő-gazdálkodási Terv - 2015 A Duna-vízgyűjtő magyarországi része Komponens

Év

Cátlag

mg/l

2010

7,3

2011

6,7

Ortofoszfát-P

2009

435

mg/l

2010

376

2011

325

Összes foszfor

2009

855

mg/l

2010

533

2011

507

Összes nitrogén

2009

16,8

mg/l

2010

10,4

2011

6,7

Csoport/minősítés (gyenge)

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 2010et 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.


10. ábra: A Szentlélek-patak vízminőségének változása (Szécsény, 2009-2011 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 4 + 828 szelvényébe vezetik az ÉRV ZRt. üzemeltetésében működő, jelenleg korszerűsítés (bővítés és technológiai fejlesztés) előtt álló Szécsényi regionális szennyvíztisztító telep tisztított szennyvizét. A napi 1500 m3 biológiailag tisztított szennyvíz jelentős terhelésnek minősül a befogadóra nézve, amit az előző fejezetben ismertetett vízminőségi jellemzés is tükröz.


A szennyvíztisztító telep 1985 óta üzemel. A kiépítéskori 500 m3/nap hidraulikai kapacitást a 90-es évek végén 2000 m3/nap-ra bővítették. A telep Szécsény város és az agglomeráció további 14 kistelepülés szennyvizét fogadja, összesen mintegy 24 000 LE-ben. Ezt a telep 15000 LE biológiai kapacitását tekintve jelentős túlterheltséget jelent (megjegyezzük, hogy hidraulikai szempontból a túlterhelés nem jelentkezik, a beérkező vízmennyiség 1100-1500 m3/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. 3.2.1 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 2013. október 8-10. 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 (2008-2013 adatait tekintve 70 %-os tartósságú hozamnak felel meg). 11. ábra: Szentlélek-patak Szécsény vízmércén regisztrált vízállások a mintavételi időszakban


A mintavételi helyeket a 2. táblázat és a 12. ábra mutatja. Előzetes bejárást követően a mintavételi helyeket a Szentlélek patakon a szennyvíztelep bevezetési pontja felett és alatta két helyen jelöltük ki. A 22-es út várost keresztező hídjánál található a vízmérce. Ez a pont a bevezetés alatt 700 m-re található. A szennyvíz és a patak elkeveredése itt már megtörténik (lásd a 4.2 pontban bemutatott ellenőrző számítást). A távolabbi hatások és a hossz-menti vízminőség változás vizsgálatára jelöltünk ki egy lejjebbi mintavételi helyet. Ez a pont Szécsény alatt, a 22-es útról a bányató felé bevezető földút és a patak keresztezésénél található, a szennyvízbevezetéstől mért távolsága 2200 m. Természetesen minden mérési alkalommal mintát vettünk az elfolyó, tisztított szennyvízből is. További két mintavételi pontunk az Ipolyon volt, a Szentlélek-patak torkolata felett (Pösténypuszta, híd – torkolat felett 4 km), és a torkolat alatt 3 km-re Kovacove település határában mintáztunk. Utóbbi két szelvény a patakkal közvetített, az Ipolyt érő terhelés meghatározását szolgálta. A mintavételi helyeket a 12. ábra mutatja. 12.

ábra: Hossz-szelvény vizsgálat mintavételi helyei


A mintavételt az 1,3,4,5,6 pontokon összesen 9 egymást követő alkalommal, a 2. ponton 3 alkalommal végeztük 48 órás intervallumban egyenletes időközönként. A bejárás során tapasztaltuk, hogy a patakba város belterületén több ponton található nyílt árkos illetve csővezetéken történő vízbevezetés. Csapadékesemény nem lévén, ezek a bevezetések feltételezhetően a talajvíz megcsapolását végzik. Hozamuk elhanyagolható (< 1 l/s) volt, a vízminőség ellenőrzése végett azonban a városi híd melletti befolyásból vettünk vízmintát. A vízmintákból az alábbi paraméterek meghatározása történt:  pH

MSZ 448-22:1985

 vezetőképesség

MSZ 448-32: 1977

 oldott oxigén

MSZ EN 25814:1998

 BOI5

MSZ EN 1899-2:2000

 ammónium

MSZ ISO 7150-1:1992

 nitrit

MSZ 1448-13:2009

 nitrát

MSZ 1448-13:2009

 klorid

MSZ 1448-15:2009

 foszfát és összes foszfor

MSZ 1448-13:2009

A részletes mérési eredményeket az 1. Függelékben csatoljuk. A 2. táblázatban a Szentlélek-patakban és a szécsényi tisztított szennyvízben mért koncentrációk átlagértékét és szórását adtuk meg. A 13. ábrán ugyanezt grafikonon is szemléltetjük, az ábra tengelyén a távolságokat a szennyvíz bevezetési ponttól mérve értelmezzük. 2. táblázat: Szentlélek-patak hossz-szelvény vizsgálata során mért koncentrációk átlagértékei és szórása Mintavétel helye

pH -

Vezetőkép. Klorid BOI5 O2 µS/cm mg/l mg/l mg/l

O2 tel. %

Vízhő NH4- NO2- NO3- PO4- Össz. ◦C N N N P P mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l

Vízgyűjtő-gazdálkodási Terv - 2015 A Duna-vízgyűjtő magyarországi része Átlag Szvtt. felett 200 m Elfolyó szennyvíz Szvtt. alatt 700 m Szvtt. alatt 2,2 km

8,5

1084

78,7

5,0

10,4

88,5

10,3

0,1

0,03

17,1

0,19

0,66

7,2

1550

158,7

87,4

5,6

58,6

16,7

22,2

1,38

19,6

3,87

4,77

7,8

1275

105,4

33,3

4,5

41,9

11,7

8,5

0,74

15,6

1,63

2,32

7,9

1276

101,0

27,4

8,2

76,1

11,4

7,6

0,58

17,3

1,42

2,10

Szórás Szvtt. felett 0,4 4,4 22,7 200 m Elfolyó 0,1 16,7 4,5 szennyvíz Szvtt. alatt 0,2 17,5 19,9 700 m Szvtt. alatt 0,3 33,8 16,4 2,2 km Csatorna befolyó Szécsénynél (1 mérés) 8,62

1787

152

0,0

0,8

9,3

2,8

0,1

0,01

3,5

0,10

0,24

22,8

0,5

5,9

0,6

8,5

0,24

4,7

1,36

0,85

19,9

0,6

5,5

1,2

1,5

0,11

5,6

0,51

0,24

7,8

0,9

9,3

2,0

1,6

0,12

1,6

0,48

0,23

10,8

95,9

10,0

0,04

0,05

46,2

0,12


13. ábra: A Szentlélek-patak vízminőségének változása a szennyvízbevezetési pont felett és alatta (a piros jelölő a bevezetett tisztított szennyvíz minőségét jelöli, a kék pontok a patakban mért minőséget mutatják, a szórás megjelölésével)

A hossz-menti változások jól mutatják a tisztított szennyvíz bevezetés markáns hatását. Az oldott oxigén és az oxigén telítettség jelentősen csökken, a többi koncentráció pedig növekszik a felvízi értékhez képest. A lejjebbi ellenőrző szelvényben – elsősorban a


biológiailag bontható és azzal összefüggő paraméterek esetében – az öntisztulás hatása érvényesül. A Szentlélek-patak befogadója az Ipoly. Méréseink az Ipolyra gyakorolt hatás vizsgálatára is kiterjedtek. Az Ipolyra vonatkozóan részletes állapotértékelés azonban nem készült. A mintavétel idejekor tapasztalt kisvizi állapotban azonban elmondható, hogy az Ipolyt a pataknál lényegesen tisztább vízminőség jellemzi. A 10/2010 VM rendelet 2. mellékletében meghatározott, a 10 típusra (dombvidéki közepes folyó) érvényes vízminőségi határértékeket tekintve az Ipoly vízminősége a legtöbb vizsgált paraméterre megfelelő. A szervesanyag tartalom (BOI5), valamint mindkét P forma esetében fordult elő, hogy a mért értékek a jó állapot határértéke felett voltak mindkét mérési ponton. Az Ipoly Szentlélek-patak torkolat feletti és alatti pontján vett vízminták elemzése kismértékű növekményt mutatott szinte az összes vizsgált komponensnél. Kivételt képez a Foszfátfoszfor és a vártaknak megfelelően a pH és az oldott oxigén koncentráció, ahol csökkenés van (14. ábra, 3. táblázat). Összességében a változások a szórást figyelembe véve hibahatáron belüliek. Így összességében kijelenthető, hogy a patak terhelése az Ipolyra nézve elhanyagolható. Ezalól mindössze két komponens jelent kivételt, az ammónium és a nitrit ionok koncentrációjában tapasztaltunk jelentősebb növekedést. Ezek azok a paraméterek, melyek a jelenlegi terhelési állapotban leginkább tükrözik a szécsényi szennyvíztelep hatását a patakban, és ez a hatás valamelyest a másodlagos befogadó irányába is továbbadódik. Ettől függetlenül az Ipoly vízminősége az említett két paramétert nézve nem romlik egy vízminőségi osztályt (tehát továbbra is jó állapotú). A 10/2010 VM rendelet vízminőségi határértékeit meghaladó BOI5, PO4-P és Összes P esetében sem történt osztályváltás. A torkolat feletti és alatti szelvény közti változást a patakkal közvetített terhelés (vízhozam * koncentráció) és az Ipoly mintavételkor érvényes vízhozamának ismeretében számítani is tudjuk. Természetesen figyelembe kell venni, hogy a paraméterek többsége nem konzervativitást hordoz, ezért az elkeveredés mellett közre játszó egyéb folyamatokkal is számolni kell. A 3. táblázat alsó sorában ezeket a számított értékeket is megadtuk, dőlt betűvel jelölve azokat a komponenseket, ahol a becslés elfogadható. Az Ipoly vízhozama a mintavételek idején 1,65 m3/s volt. A Szentlélek-patak hozamát a szennyvízbevezetés alatti szakaszon állandónak tekintettük (0,045 m3/s). A patakkal közvetített terhelés meghatározásához az 5. mintavételi pontnál (bányató bevezető út) vettük alapul. 3. táblázat: Az Ipolyban mért koncentrációk a Szentlélek-patak torkolata felett és alatt. A változás (dC) a felvizi és az alvizi szelvény különbségét jelenti, %-ban a felvízi értékre vetítve. dC* az elkeveredésből számítható növekmény. pH

Ipoly Torkolat Átlag felett Szórás 4 km Torkolat Átlag alatt Szórás 3 km Növekmény

Vezkép Klorid BOI5 O2 O2 Vízhő NH4-N µS/cm mg/l mg/l mg/l tel. % ◦C mg/l

NO2N mg/l

NO3N mg/l

PO4ÖP P mg/l mg/l

8,46

484

35,8

5,67

10,8

96,0

9,63

0,079

0,012

2,21

0,16

0,49

0,42

31,07

4,29

1,32

0,88

7,79

0,88

0,108

0,007

0,51

0,06

0,19

8,40

529

37,0

6,78

10,8

95,4

9,64

0,231

0,023

2,63

0,14

0,51

0,46

28,19

3,20

1,48

0,92

6,55

1,01

0,096

0,007

0,55

0,08

0,11

%

-1%

9%

3%

20%

0%

-1%

0%

193%

91%

19%

-12%

3%

dC

-0,06

45,3

1,22

1,11 -0,02

-0,61

0,01

0,15

0,01

0,42

-0,02

0,01


Ipoly dC*

pH

-

Vezkép Klorid BOI5 O2 O2 Vízhő NH4-N µS/cm mg/l mg/l mg/l tel. % ◦C mg/l 34,8

2,75

0,75

-

-

0,31

0,21

NO2N mg/l

NO3N mg/l

PO4ÖP P mg/l mg/l

0,02

0,47

0,04

0,06

14. ábra: A Szentlélek-patak hatása az Ipoly vízminőségére (mérésekből számított átlag és szórás)

3.2.2 Terhelés vízminőségi hatása Jelenlegi és a bővítés utáni állapot kisvizes időszakban A 13. ábrán bemutatott hosszmenti változásokat az elkeveredést és az öntisztulást figyelembe vevő egyszerű vízminőségi modellel írtuk le, melynek elvi alapjait a 2.2 fejezetben ismertettünk. A modell bemeneti adatait a helyszínen mért vízminőségi jellemzők (felvizen és a tisztított szennyvízben mért átlagkoncentrációk és hozamok). A kinetikai paramétereket irodalmi adatok szerint állítottuk be. A számítást a jelenlegi és a tervezett fejlesztés utáni állapotra is elvégeztük. A jövőben várható terhelés a fejlesztésre vonatkozó dokumentációkból ismert (vízjogi létesítési engedélyben található tervváltozatok leírása, valamint az M-Solution Kft. által készített előzetes vizsgálati dokumentáció). Elfolyó vízminőségnek a KDV KTVF határozatában megadott határértékeket vehetjük irányadónak, mely szerint:  Szennyvíz mennyisége: Qsz = 2000 m3/nap  Technológiai határérték: BOI5 = 25 mg/l  Egyedi határérték: KOId = 75 mg/l, NH4-N (nyári) = 2 mg/l, NH4-N (téli) = 20 mg/l, Összes N (nyári ) = 25 mg/l, Összes N (téli) = 50 mg/l, Összes P = 5 mg/l (korábbi határozatban 2 mg/l) A telep tehát a vegetációs időszakban nitrifikációra kötelezett. Az összes P határérték esetében megjegyezzük, hogy a Felügyelőség egy korábbi, 3313-4/2012 sz. határozatában 2 mg/l-es határértéket írt elő, melyet később módosított. Mivel az enyhítésnek tervezett technológia szempontjából indokát nem látjuk (mindkét változat alkalmas kémiai kezeléssel a szigorúbb elfolyó vízminőségi határérték teljesítésére), a továbbiakban a vízminőségi hatások számítása során ezt a határértéket is (mint lehetséges opció) figyelembe vesszük. A patakban a bevezetési pont alatt (azonnali elkeveredést feltételezve) számítottuk a vízminőség hosszirányú változását, időben állandó szennyvízterhelést és patak vízhozamot


feltételezve. A patak esetében a meder geometriát is állandónak vettük, ami a helyszíni bejárás alapján elfogadható közelítés. A számított koncentrációkat a 13. ábrán bemutatott módon jelenítettük meg (15. ábra). A paraméter értékeket a 4. táblázatban megadjuk. A mért és a számított érétkek a bevezetés alatti két ellenőrző szelvényben (700 m és 2200 m) vethetők össze. 4. táblázat: Vízminőségi modell paraméterértékei Neve Vízhőmérséklet Oxigén telítési koncentráció

jele

értéke

mértékegysége

T

11,5

◦C

Cs

11

mg/l m3/s

Szennyvíz hozama

q

Patak alvizi hozama

Q

0,0174 0,0231 0,045

Patak felvizi hozama

Qh

0,028

m3/s

v

0,05

m/s

k1 (T=20)

0,35

1/nap

k1 (T)

2,51

1/nap

f

1,0000036

-

Lebomlási tényező BOI-ra

k_BOI

0,5

1/nap

Nitrifikáció (N forgalom) sebességi tényezői

k_NH4

0,5

1/nap

k_NO2

0,5

1/nap

k_NO3

0,1

1/nap

k_P

0,05

1/nap

k2

23

1/nap

Szelvényközépsebesség Szervesanyag (L) lebomlási tényező

Foszfor veszteségi állandó Oxigén beviteli tényező

m3/s

15. ábra: Vízminőség változás a Szentlélek-patakban a jelenlegi szennyvízterhelés mellett és a bővítés utáni állapra előrejelzett változás



A modellszámítások alátámasztják, hogy a jelenlegi szennyvízterhelés a patak vízminőségét jelentősen lerontja. Szembetűnő az oxigén háztartást leíró paraméterek folyásirány menti változása. Az oldott oxigén koncentráció a modellezett, kisvízi hozammal és lassú áramlással jellemzett időszakban a városi híd közelében veszi fel a minimum érétkét. Az öntisztulás gyors, a széles meder és a kis vízmélység segíti az oxigén beoldódását, így az oxigén hiány a rendelkezésre álló 2-3 km-es szakasszon megszűnik. A gyorsan lebontható szerves anyagok (BOI5) és az ammónium koncentrációja is jelentős csökkenést mutat a folyásirány mentén. A nitrogén formák közül a nitrát viselkedik másként. A koncentrációt itt nem a szennyvízbevezetés, hanem a háttérterhelés alakítja elsősorban. A patakot tápláló talajvíz magas nitrát szennyezettségét igazolja a települést drénező csapadék csatorna befolyójából vett minta, melynek összetétele friss szennyeződést nem mutat, de a sótartalom és a nitrát alapján talajvíz eredetre utal (2. táblázat). A foszfor formák esetében már a szennyvíz hatás dominál, mindemellett a felvízi (háttér) értékek is nagyon magasak. Az 5. táblázatban kiemeltük a Szécsényi szelvényre (bevezetés alatt 700 m-re, 22-es út híja, vízmérce) mért és számított koncentrációkat. A táblázatban a telep bővítése utáni állapotot


is megadtuk. Az ábrák és a táblázat is mutatják a tervezett telepi fejlesztés a befogadóra nézve pozitív hatását. A növekvő szennyvíz mennyiség ellenére – a tisztítási hatásfok tervezett emelkedésének köszönhetően – a patakot érő terhelés csökkenése várható. Legnagyobb javulás az oxigén háztartás paramétereiben mutatkozik. Az oldott oxigén koncentráció látványosan emelkedik, a BOI5 felére, az ammónium közel 90%-kal csökken az ellenőrző ponton. Nem lesz érdemi változás a nitrát koncentrációban, ennek oka egyrészt a háttérterhelés (diffúz, talajvíz eredet) domináns szerepe, másrész az a tény, hogy a telep nitrát-N kibocsátása a tervezett állapotban a nem lesz kevesebb a jelenleginél (a tisztított szennyvízben a nitrifikáció miatt nagyobb arányban lesz nitrát, mint most). A P formákra két értéket adtunk meg. Az első esetben a 2013-as határozatban módosított, 5 mg/l-es összes P elfolyó vízminőséggel számolva (az oldott foszfátot 80 %-nak véve) a bevezetés alatt a jelenlegi állapothoz képest növekedés várható (az elfolyó vízben jelenleg az ÖP < 5 mg/l). Feltételezhetően a telep képes lesz a 2 mg/l-es elfolyó ÖP határértéket is tartani. Ebben az esetben már érdemi javulás várható a patakban, a jelenlegi erősen szennyezett állapothoz képest. 5. táblázat: Jelenlegi és előrejelzett koncentrációk kisvíznél (Q=45 l/s) Komponens

Jelen

Jövő

Mért

Számított

Számított

Oldott oxigén, mg/l

4,5

4,3

10,2

BOI5, mg/l

33

34

15

NH4-N, mg/l

8,5

9,6

1,0

NO2-N, mg/l

0,7

0,7

0,3

NO3-N, mg/l

15,6

17,7

20,5

Összes N, mg/l

27

30

22

PO4-P, mg/l

1,6

1,6

2,2 (0,93)*

Összes P, mg/l

2,3

2,2

2,7 (1,13)*

Éves átlagkoncentrációk előrejelzése Az eddigiekben bemutatott elemzések a szennyvízterhelés vízminőséget befolyásoló domináns szerepére rámutatnak. Ez a helyzet tekinthető a legkedvezőtlenebb állapotnak. A hatások értékelésénél azonban figyelembe kell venni, hogy a patakban átlagos körülmények között ennél több víz áll rendelkezésre a tisztított szennyvíz hígításához. A szállított vízhozam emelkedésével azonban a diffúz terhelések összes terhelésbeli aránya is minden bizonnyal növekszik. Ez utóbbi viszont nem mérhető, becslése ponttalan. A vízminőség előrejelzéséhez ezért nem az anyagmérlegre épülő modell alapú megközelítést, hanem egy indirekt számítási módszert alkalmaztunk. Ez azon a feltevésen alapul, hogy a mederbeli koncentráció a szennyvíz terhelés és az összes egyéb (diffúz) szennyezés eredőjeként alakul ki, ily módon az egyes összetevőkből származó növekmény – azonos vízhozam mellett – összeadható (a hatások a linearitás miatt szuperponálhatók). A számítás lépései:  A szennyvíz anyagáram és a vízhozam hányadosából számítjuk az elkeveredési pontra várható koncentráció növekményt.


 Ezt korrigáljuk a bevezetési pont és az ellenőrző pont közti átviteli tényezővel. Az átviteli tényező értékét a modellben beállított paraméterekkel határozzuk meg (a sótartalom esetében konzervatív anyagként veszteséget nem feltételezve).  A fejlesztés után várható jövőbeli állapotra kiszámítjuk ugyanezen értékeket (koncentráció növekmény az elkeveredés után, korrigálva a nem konzervatív tulajdonságok miatti veszteségekkel). 

A jövőben várható változást a két növekmény különbsége jelzi (dC jövő - dC jelen ), melyet előjel helyesen hozzáadunk a kiinduló állapotnak tekintett, mérésből meghatározott koncentrációhoz.

A számítás feltételezi a szennyvízen kívüli összes egyéb szennyezőforrrás változatlanságát. Ezáltal a változást a jelenlegi állapotra tudjuk vetíteni oly módon, hogy a csak a szennyvízbevezetés közvetlen hatásának betudható koncentrációváltozást értékeljük. Esetünkben a viszonyítási alap a 2011 évi átlagkoncentráció, tekintve, hogy ekkorra állt rendelkezésünkre statisztikailag értékelhető mennyiségű múltbeli észlelési adat. Arról nincs információ, hogy ezek a mérések milyen vízhozamot reprezentálnak, csak feltételezzük, hogy ezt tekinthető egy közepes vízhozamhoz tartozó átlagnak. A közepes vízhozamot pedig (a 3.1 fejezetben bemutatottak szerint) 150 l/s-ra vettük fel. A számítás eredményét a 6. táblázat összegzi. 6. táblázat: Jelenlegi és előrejelzett koncentrációk közepes vízhozamnál (Q = 150 l/s) Paraméter

k tényező (1/nap)

átviteli tényez dC ő

jelen

dC

jövő

változás

2011 (jelen)

Fejlesztés után

Old.oxigén, mg/l

23

-0,1304

-1,08

-0,40

0,68

7,6

8,3

BOI5, mg/l

2,5

0,8166

8,27

3,03

-5,24

6,8

1,56

KOId, mg/l

0,5

0,9603

24,8

10,7

-14,11

24

9,89

NH4-N, mg/l

0,5

0,9603

2,47

0,28

-2,18

5,2

3,01

NO2-N, mg/l

0,5

0,9603

0,15

0,07

-0,08

0,31

0,22

NO3-N, mg/l

0,1

0,9919

2,25

2,94

0,70

6,7

7,37

-

-

5,36

3,36

-2,00

6,7

4,67

PO4-P, mg/l

0,05

0,9960

0,45

0,24

-0,21

0,32

0,47

(0,11)*

Össz. P, mg/l

0,05

0,9960

0,55

0,30

-0,25

0,51

0,7

(0,25)*

0

1

18,4

18,8

0,47

70

71

0

1

179

184

4,60

1220

1225

Össz. N, mg/l

Cl, mg/l Vezetőképesség, µS/cm

Az előrejelzett koncentrációk, hasonlóan a kiindulási referenciaként tekintett 2011 évi mért érétkekhez, éves átlagot jeleznek. Ezért alkalmazhatók rá a minősítésnél figyelembe vett osztályhatárok, ami lehetővé teszi a változások egyszerű értékelését. A fejlesztés hatásaként (a 3.2.1 fejezetben leírtakkal összhangban) az oxigén háztartást jellemző paraméterekben várható leginkább javulás a patak vízminőségében. Az előrejelzett koncentrációkban oldott oxigén és a szervesanyag tartalom kiváló osztályba kerül, utóbbinál két osztályt javul a minőség. A jelenleg legkritikusabb komponensre, az ammóniumra is egy osztálynak megfelelő csökkenés várható. Így összességében, az oxigén háztartás egészét


nézve a csoportba tartozó paraméterek osztálybesorolásának átlagolása jó minősítést eredményez. Az össz. N és a nitrát esetében nem változik az osztályba sorolás, és hasonló a helyzet a konzervatív ionoknál is (feltételezve, hogy a tisztítási hatékonyság a sótartalomra érdemben nem emelkedik). A foszfor koncentrációkban csak a 2 mg/l-es szigorúbb elfolyó vízminőségi határérték teljesülése eredményez javulást. Ennek szükségességét indokolja, hogy a patakban jelenleg is jóval a jó állapot kritériuma feletti koncentrációk mérhetők, így a szennyvízbevezetés a jövőben is akadályozója lesz a környezeti célkitűzés teljesítésének. Ugyanakkor azt is be kell látni, hogy a célok elérését a talajvíz eredetű nitrát szennyezés megléte is akadályozza, tehát a növényi tápanyagok tekintetében a jó állapot a jövőben sem lesz elérhető. Ilyen esetben a patakot nem önmagában, hanem tágabb környezetében, jelen esetbe a befogadó Ipollyal együtt kell vizsgálni. A kérdés tehát, hogy a Szentlélek-patakkal közvetített tápanyagterhelés okoz-e jelentős terhelést a vízfolyás alsóbb szakaszán vagy annak befogadójában? A 3.2 fejezetben láttuk, hogy kisvizes időszakban a patak hogyan „hat” az Ipoly vízminőségére. A kérdéses komponenseknél (nitrát, foszfát, össz.P) a hatás elhanyagolható volt. Azonban ez pont amiatt volt így, mert ezekre a paraméterekre az Ipoly vízminősége sem túlságosan kedvező, a koncentrációk a jó állapot határát közelítik (ÖP esetében túl is lépték). Nagyobb vízhozamnál a hígítás jobban érvényesül, ugyanakkor a diffúz szennyezések okozta többlet terhelés is jelen van. Az összterhelésben pedig minden pici tétel – így a szécsényi szennyvíztelep emissziója is – beszámít, még akkor is, ha nyilvánvalóan nem ezen múlik a célok teljesíthetősége. Mindezen megfontolások alapján már nem állítható teljes bizonyossággal, hogy a patak tápanyagterhelés miatti nem jó állapota csak lokális probléma (és ilyen esetekben a vízminőségi határérték alkalmazásától el lehet tekinteni). 3.2.3 Elkeveredési zóna meghatározása Az elkeveredési zóna meghatározását a pontforrások esetében jogszabály is előírja. A kijelölésnek a hatások ellenőrizhetősége miatt van jelentősége, mert a keveredési szakaszon (csóván) belül az immissziós határértékek túllépése megengedett. Ezért az ellenőrző pontot minden esetben úgy célszerű kijelölni, hogy az a keveredési zónával érintett területen kívül legyen, de attól nem túlságosan távol, az öntisztulás által még jelentősen nem befolyásolt szakaszon. A 3.2 fejezetben bemutatottakat felidézve látható, hogy a szennyvíz csóva alakja és ettől függően az elkeveredési szakasz hossza a vízfolyásokban arányos a meder szélességének négyzetével, és azt az áramlási sebesség és az elkeveredés intenzitását jellemző keresztirányú diszperziós tényező befolyásolja. Ezekből következik, hogy érétkei a vízjárástól nem függetlenek, azaz a keveredési szakasz a meder teltsége és a vízhozam függvényében változik. A Szentlélek-patakra rendelkezésre álló vízrajzi adatok alapján a 7. táblázatban bemutatott eredményeket kaptuk. 7. táblázat: Keveredési szakasz hossza (L1 – csóva part érése, L2 – teljes elkeveredés) különböző vízhozamok esetén Q m3/s

v m/s

B m

H m

Dy m2/s

L1 m

L2 m

Vízgyűjtő-gazdálkodási Terv - 2015 A Duna-vízgyűjtő magyarországi része 0,044 0,15 1,02 3,03

0,06 0,1 0,6 1,4

2,8 3,0 3,1 3,2

0,26 0,45 0,60 0,68

0,0019 0,0038 0,0054 0,0062

27 27 106 246

81 82 319 738

A Szécsény városi vízmércénél kijelölt ellenőrzési pont 700 m-re van a szennyvíz bevezetés szelvényétől. A fenti számítás szerint kb. 3 m3/s-os vízhozamig ez a hely a keveredési zónán kívül van. Ilyen vízhozam már extrém lefolyási eseménynek számít, melynél a szennyvíz hatás jelentőségét veszti a hígítás miatt.

3.3 Következtetések Az elvégzett terhelés vizsgálat alátámasztotta, hogy a Szécsény városi regionális szennyvíztelep tisztított szennyvizét befogadó Szentlélek-patak jelenleg szennyezett állapotban van. Ez egyértelműen betudható a szennyvíztelepről érkező terhelés hatásának. A telep bővítése és rekonstrukciója az elfolyó vízminőség jelentős javulását eredményezi, a patakot érő terhelés a beruházás megvalósításával számottevően csökkenni fog. Vízminőség javulás elsősorban az oxigén háztartás jellemzőiben várható. Ezeknél a paramétereknél a VKI szerinti, típus-specifikus vízminőségi célok (jó állapot) elérhetők lesznek. A tápanyagok és a sótartalom esetében a telep rekonstrukciót követően a hatóság (KDV KTVF) által már megállapított elfolyó vízminőségi határértékek betartása esetén sem lesz elérhető a célállapot. Ennek oka egyrészt a patak egyéb szennyezőforrásokból, főként a talajvízből származó diffúz terhelése (nitrát), másrészt az elegendő hígítást biztosító vízhozam hiánya. Az elkeveredési zóna elhelyezkedését és a vízfolyás öntisztuló képességét figyelembe véve a szennyvízterhelésből származó vízminőségi hatások ellenőrzésére a patakot keresztező 22-es főútút Szécsény városi hídnál található szelvénye javasolt.


4 Szennyvízkibocsátókra kiszabható tervezése terhelhetőségi alapon

határértékek

4.1 A számítás módszere Ebben a fejezetben különböző terheltségi állapotú és jellegű vízfolyásokra adunk példákat. A cél annak bemutatása, hogy valamely pontforrás (jellemzően kommunális szennyvíztisztító telep) elfolyó vízminőségére hogyan állapítható meg a határérték a terhelhetőség anyagmérleg elvű meghatározása mentén. A számítások a 2.3.5 pontban leírtak szerinti logikát követik. Az első lépésben a kiinduló állapotra határozzuk meg az anyagmérleget a víztest alsó, ellenőrző szelvényére. Ennek eredményeként az ellenőrző szelvényben a diffúz (nem pontszerű) és a pontszerű terhelések aránya láthatóvá válik. A számításba azoknak a komponenseknek a bevonása lehetséges, melyekre azonos időszakra, egyidejűleg a kibocsátásokra (szennyvíztelepről elfolyó vízminőség) és a befogadó víztest állapotára (vízminőségi monitoring) is rendelkezünk az átlagos viszonyok jellemzéséhez elegendő mérési adattal. A kiinduló állapotot és a változást is a vízminőségi célállapot tükrében jellemezzük. Az elérendő vízminőségi célállapot a jó/mérsékelt osztályhatár, vagyis a „legalább jó fizikaikémiai állapot” teljesülése jelenti. Az osztályhatárok az éves átlag koncentrációkra vonatkoznak, ezért az ellenőrzés alapjául szolgáló észlelési adatoknak is éves átlagot kell reprezentálniuk. A kiinduló anyagmérleg (anyaghozamok meghatározása az ellenőrzési ponton) ismeretében a következő lépés egy hipotetikus számítás, melyben azt vizsgáljuk, hogy a pontszerű kibocsátás megszüntetése esetén milyen vízminőség javulást lehetne elérni a víztesten. Erre azért van szükség, hogy a kibocsátás csökkentés hatását lássuk. Ez ugyanis alapvetően behatárolja a határérték szigorítás „mozgásterét”. Abban az esetben, ha a diffúz terhelés részaránya magas, a pontforrásból érkező terhelés jelentős csökkentése sem eredményez érdemi javulást az ellenőrző szelvény vízminőségében. Ezután következik egy forgatókönyv elemzés. Megvizsgáljuk, hogy a célállapot eléréséhez komponensenként milyen mértékű terhelés csökkentés szükséges. Ezt a pontforrások esetében az elfolyó vízminőségi határérték szigorításával lehet elérni. Elsőként célszerű azt ellenőrizni komponensenként, hogy ezzel elérjük-e a vízminőségi célkitűzést. A határérték megállapításnak peremfeltételét adja a technológiailag elérhető legkisebb érték. Ez a jelenleg érvényes jogszabályi környezetben a 28/2004 KvVM rend. egyedi határértékként kiszabható alsó értéke, melyet mint legszigorúbb követelmény lehet érvényesíteni. A határérték alsó határának meghatározásakor azt is célszerű figyelembe venni, hogy a szennyvíztelep méretével összefüggésben áll az elérhető elfolyó vízminőség (BAT technológia). Amennyiben a legszigorúbb előírás sem vezet el a befogadó állapotában a célkitűzés eléréséhez, a háttér/diffúz terhelés további csökkentése szükséges. A mintapéldákban bemutatott számítások a diffúz terhelésre vonatkozóan csak a szükséges terhelés


csökkentés mértékét adják meg, ennek eléréséhez (illetve elérhetőségéhez) további elemzésekre van szükség, mely túlmutat jelen útmutató keretein. A számítás fontos megállapítása lehet, hogy a szennyvízterhelés a legszigorúbb elfolyó vízminőségi határérték érvényesítése esetén önmagában, vagy a többi terheléssel (háttér, felvíz) együtt akadályozza a jó állapot elérését. Ezekben az esetekben a VKI célkitűzés enyhítését lehet kérni. Ehhez gazdasági számításokat is tartalmazó részletes elemzés szükséges, melynek részeként azt is meg kell vizsgálni, hogy a szennyvizek más befogadóban történő elhelyezésére (átvezetés másik élővíz befogadóban, tisztított szennyvíz öntözés, nyárfás elhelyezés) van-e lehetőség.

4.2 Mintapéldák A fenti számításokat 6 db. mintapéldán keresztül mutatjuk be. Az elemzésre kiválasztott víztestek különböző jellegű természeti adottságokat (síkvidéki és dombvidéki, kis- és közepes vízfolyások) és terhelési viszonyokat (diffúz terhelés aránya ás eredete) képviselnek. A kiválasztás fontos szempontja volt az adatok megléte. A számítások adatforrását a VGT2 adatbázisai, illetve azoknak feldolgozási eredményei képezték (terhelés és vízminőségi adatok, tárkép állományok, stb.) Az alábbiakban rövid leírást adunk az elemzéshez kiválasztott víztestekről, a számításokat pedig a hozzá tartozó függelékben adjuk közre. 4.2.1 A Baranya-csatorna felső és Kaszánya-patak és vízgyűjtő területének általános bemutatása A Baranya-csatorna felső és Kaszánya-patak (AEP301) a Dél-dunántúli Vízügyi Igazgatóság fennhatósága alá tartozik. Két különálló vízfolyásról beszélünk, ugyanakkor a VízgyűjtőGazdálkodási Terv alapján egy víztestként (összetett) kezelendők, mivel a két vízfolyás gyakorlatilag azonos paraméterekkel jellemezhető. A víztest a VKI típusbesorolása szerint, 2-es típusba tartozik. Dombvidéki-hegyvidéki, nagy esésű, meszes és durva mederanyag jellemzi. A víztest természetesnek minősül, teljes vízgyűjtőterülete 91km2, teljes hossza 18,95km, mely érték a két különálló ág összegét jelenti, melyek között hozzávetőlegesen fele-fele arányban oszlik meg ez a hosszméret. A két ág összefolyási pontjánál kezdődik meg a Baranya-csatorna fő szakasza. A Baranya-csatorna felső és Kaszánya-patakról elmondható, hogy a hidromorfológiai elemek és kémiai állapot alapján kiváló, illetve jó minősítésűek, míg biológiai, fizikai-kémiai és ökológiai értelemben gyenge vagy rossz minőségűek. Ennek következtében az integrált ökológiai állapotuk rossz, mely minősítés megbízhatósága magas. A két említett ág Magyarszék település közigazgatási határán belül találkozik, ahol létrehoztak egy monitoring állomást és az előírásoknak megfelelő monitorozás zajlik. A legfrissebb Vízgyűjtő-Gazdálkodási Terv mellékletei között szereplő adatok alapján elmondható, hogy a víztest meghatározó foszfor- és nitrogénterhelési forrása pontszerű kibocsátásokból származik. Számszerűen a tápanyagterhelések 55-60%-a származik pontszerű, míg 40-45%-a diffúz forrásokból.


A terhelhetőség számítás a 4.1 függelékben található. 4.2.2 Aranyhegyi- és Határréti-patakok és vízgyűjtő területének általános bemutatása A Közép-Duna tervezési alegység budai oldalán található állandó jellegű vízfolyások közül az Aranyhegyi- és Határréti patakok (AEP279) víztest a legnagyobb, mely az első választott víztesthez hasonlóan összetett víztestnek minősül. A patak 18,5km hosszú, a teljes vízgyűjtőterülete 117km2, mely kiterjed a Pilisvörösvári-(Solymári)-völgyre, valamint északról a Pilisszántói és délről a Pesthidegkúti medencére. A patak a Pilis délkeleti lejtőjén lévő forrásból fakad és az Északi-összekötő vasúti híd mellett torkollik a Dunába. Szakirodalmi adatok szerint a patak sokéves átlagos közép vízhozama 0,3m3/s, de különleges záporok idején előfordulhat 30-40m3/s-os csúcsvízhozam is. A víztest mellékvizei (Pesthidegkúti-árok, Háziréti-árok, Koller-árok, Pilisborosjenői-Ürömi-árok, Csíz völgy, Római-fürdői árok) többnyire időszakos vízfolyások. A víztest besorolása szerint a dombvidéki 3-as típushoz tartozik, közepes esés, meszes, durva és közepes-finom mederanyag jellemzi. A minősítés alapját képező elemek, állapotok közül csak a kémiai állapotát illetően jó minőségű a patak vize, egyéb elemek szerinti minősítés alapján nem éri el a jó állapotot, így a patak integrált állapota gyengének mondható, melynek megbízhatósága közepes. A patakon két monitoring állomás létesült, ahol folyamatos mérések történnek. Egyik Solymár településen, a Solymár Szennyvíztelepi bevezetés felett, a vasútállomás közelében, a másik közvetlen a patak dunai torkolata előtt. A Vízgyűjtő-Gazdálkodási Terv alapadatai szerint a tápanyagterhelések jelentősebb része a pontszerű kibocsátásokból (szennyvíztelepekről) származnak, ugyanakkor a diffúz terhelések is magasak (főleg foszfor tekintetében) a patak vízgyűjtőterületén. A terhelhetőség számítás a 4.2 függelékben található. 4.2.3 A Félegyházi-vízfolyás és vízgyűjtő területének általános bemutatása Az Alsó-Tisza jobb part vízgyűjtő-gazdálkodási tervezési alegység (2-20.) egyik legjelentősebb vízfolyása a részletes vizsgálat tárgyát is képző Félegyházi-vízfolyás (AEP479). A víztest közel 46km hosszú, Kecskemét magasságában, a várostól délre ered és a Csukás-éri-főcsatornába torkollik. Teljes vízgyűjtőterülete 305km2, ezzel a közepes méretkategóriába esik. A víztest a síkvidéki 6-os típusba sorolható, kis mederesés és meszes, közepes-finom mederanyag jellemzi. A minősített biológiai és kémiai elemek és állapotok mindegyike gyenge kategóriájú, így a víztest integrált állapota gyenge, mely minősítés megbízhatósága közepes. A patakon egy monitoring állomást létesítettek a Kiskunfélegyházi szennyvízbevezetés alatt, hozzávetőlegesen 4,5km-re. A tápanyagterhelések főként a pontszerű kibocsátásokból, így a Kiskunfélegyházi Szennyvíztisztító Telepről származnak. A terhelhetőség számítás a 4.3 függelékben található.


4.2.4 A Szarv-ágy patak és vízgyűjtő területének általános bemutatása A Szarv-ágy patak (AEP977) egy közel 22km hosszú víztest, mely a Mátraalján, Hort település keleti határában ered, mintegy 140 méteres tengerszint feletti magasságban. A patak a forrásától kezdve dél-keleti irányba folyik és Visznek településnél torkollik a Gyöngyös-patakba. 105 km2-es vízgyűjtőterülete a kis méretkategóriába tartozik. A víztest a síkvidéki 6-os típusba sorolható, kis mederesés és meszes, közepes-finom mederanyag jellemzi. A minősített biológiai és kémiai elemek és állapotok mindegyike gyenge kategóriájú, kizárólag hidromorfológiai szempontból kiváló állapotú a patak. A víztest integrált állapota gyenge, mely minősítés megbízhatósága közepes. A patakon egy monitoring állomást létesítettek a Járokszállás Szennyvíztelep alatt, hozzávetőlegesen 4,4km-re. Előzetes elemzések alapján elmondható, hogy a tápanyagterhelést okozó komponensek közül a nitrogénterhelések főként a pontszerű kibocsátásokból, míg a foszforterhelések jelentősebb része diffúz terhelésekből, azon belül is a mezőgazdasági területek eróziójából származnak. A terhelhetőség számítás a 4.4 függelékben található. 4.2.5 A Makócsa-főcsatorna és vízgyűjtő területének általános bemutatása A Makócsa-főcsatorna (AEP771) egy 14,8km hosszú mesterséges víztest, mely Hetefejércse település és a Szipa-főcsatorna között húzódik és elsődleges célja a vízgyűjtő területén időszakosan megjelenő belvizek levezetése. A csatorna teljes vízgyűjtőterülete 83 km 2, ezzel a kis méretkategóriába sorolható. A víztest főbb jellemzői a síkvidéki 6-os típusra hasonlítanak a leginkább, így kis mederesés és meszes, közepes-finom mederanyag jellemzi. A minősített biológiai és kémiai elemek és állapotok többsége mérsékelt, így a víztest integrált állapota is mérsékelt, mely minősítés megbízhatósága magas. A patakon egy monitoring állomást létesítettek a szennyvízbevezetés alatt, még Gergelyiugornya település előtt. Előzetes elemzések alapján elmondható, hogy a tápanyagterhelést okozó komponensek túlnyomórészt (~2/3) diffúz terhelésekből, azon belül is felszín alatti vizekből, városi burkolt felületek lefolyásaiból és mezőgazdasági területek eróziójából származnak. A terhelhetőség számítás a 4.5 függelékben található.

4.2.6 A Principális-csatorna és vízgyűjtő területének általános bemutatása A Principális-csatorna három, külön-külön víztestté nyilvánított szakaszból felépülő összesen 57,5km hosszú vízfolyás számos mellékfolyóval, szennyvízbevezetéssel és létesített monitoring állomással. A csatorna a Zala megyei Misefa településen ered és útja végén a Murába torkollik. A 19. században építették eredetileg azzal a céllal, hogy a lefolyástalan mocsarak és lápok borította völgy vízfeleslegét levezesse, azóta számos más funkciója is kialakult, többek között a Nagykanizsai Szennyvíztisztító Telep tisztított szennyvizeinek


levezetése. A csatorna teljes vízgyűjtőterülete megközelítőleg 610km2, mely a három víztest szakaszának és azok mellékfolyóinak vízgyűjtőterületét is tartalmazza. A legészakabbra található 20,21km hosszú szakasz a Principális-csatorna és Kaloncai-patak (AEP897) összetettnek nyilvánított víztest, melynek teljes vízgyűjtőterülete 102km 2, ezzel a kis méretkategóriába sorolandó. A víztest a síkvidéki 6-os típust képviseli, tehát kis mederesés geokémiailag meszes és közepes-finom mederanyag jellemzi. Az egyes minősítési elemek alapján elmondható, hogy integrált állapota gyenge, mely minősítés megbízhatósága közepes. Ezen a szakaszon - a teljes vízfolyást figyelembe véve - az ~5+113 szelvényben kerülnek bevezetésre Pacsa település tisztított szennyvizei. Ezen túl megtalálható egy monitoring állomás a szennyvízbevezetés alatt körülbelül 3,5km-re Felsőrajk településen. Előzetes elemzések alapján elmondható, hogy ezen szakasz tápanyagterheléseinek 90-95%-a diffúz terhelésekből, azon belül is a diffúz nitrogénterhelések a felszín alatti vizekből, míg a diffúz foszforterhelések a mezőgazdasági területek eróziójából származnak. A csatorna középső, 28,50km hosszú szakasza a Principális-csatorna felső (AEP896) névre hallgat. Közvetlen vízgyűjtőterülete 146km2, míg mellékfolyóival együtt az összesített vízgyűjtőterülete 334km2. Fontosabb mellék-víztestei a Kürtős-patak (AEP736), illetve a Mántai-patak (AEP775). A Kürtős-patakon létesült egy monitoring pont, míg a Mántaipatakon található egy kisebb szennyvízbevezetés és a torkolatánál egy monitoring pont, így a részletes számításaim során ez utóbbit külön is megvizsgálom terhelési és terhelhetőségi szempontokból. A középső csatorna szakasz (AEP896) is a síkvidéki 6-os típusbesorolást viseli, míg mellékfolyói dombvidéki jellegűek. A szakaszt kis mederesés geokémiailag meszes, közepes-finom mederanyag jellemzi. A minősítési elemek alapján a víztest integrált állapota nem éri el a jó, csak a mérsékelt állapotot és ezen minősítés megbízhatósága közepes. A szakaszon 5db - közvetlennek tekinthető - szennyvízbevezetés található északról dél felé haladva a Gelse (~ 12+583), Kacorlak (~ 15+407), Gelsesziget (~ 17+439), Újudvar (~ 20+736), és Nagykanizsa (~ 34+246). A közvetlennek tekinthető kifejezés úgy értelmezendő, hogy a Gelse Szennyvíztisztító Telep kivételével, a másik négy telep tisztított szennyvizeinek elsődleges befogadói víztestté nem nyilvánított rövid, többnyire mesterségesen kialakított, alaphozammal csak az év bizonyos szakaszaiban rendelkező árkok, melyekről további információ és számadat nem áll rendelkezésre, ezért a későbbi számításaim során azt feltételezem, hogy a fent felsorolt szelvényszámokban a Principáliscsatorna felső a közvetlen befogadója ezeknek a szennyvízkibocsátásoknak. Ezen túl a csatornaszakasz közvetett módon fogadja a Mántai-patak (mellék-víztest) ~ 0+000 szelvényében létesült Sormási Telep, a torkolatig közel 5km-t utazó tisztított szennyvizeit is. A monitoring pontokat illetően található egy - az északabbra fekvő mellék-víztest - Kürtőspatak vízgyűjtőterületén Magyarszerdahely településen, illetve egy, a délebbre húzódó Mántai-patak torkolatánál. Továbbá található egy - a későbbi számítások szempontjából is fontos - monitoring állomás a Nagykanizsa szennyvíz bevezetési pont felett körülbelül 4,5kmre (Korpavár), ahol az összes felvízről érkező szennyezőanyag koncentráció mérésre kerül. Ezen szakaszon is előzetesen elemeztem a tápanyagterhelések származási helyét a Vízgyűjtő-Gazdálkodási Terv vonatkozó adatai alapján, melyből adódott, hogy a nitrogén terhelések több mint 80%-a, míg a foszforterhelések több mint 60%-a a pontszerű szennyvízkibocsátásokból származik (ellentétben az északabbra található szakasszal).


A csatorna legdélebbre található szakasza a 8,78km hosszú Principális-csatorna alsó (AEP895) közvetlen vízgyűjtő-területe 20km2, teljes vízgyűjtő területe értelemszerűen közel 610km2. Közvetlen mellék-víztest rendszerét képezi a jobb part felől torkolló a Berki-patak (AEP324), illetve a bal parton hosszan észak-észak kelet felé "felnyúló" Bakónaki-patak (AEP294) és a közvetlenül a murai torkolat felett becsatlakozó délkelet-északnyugat folyásirányú Visszafolyó-patak (AEQ120). Megjegyzendő, hogy a Bakónaki-patakba egy további mellékvíztest-rendszer, a Szaplányos-patak és komplett vízrendszere (AEP294) is betorkollik. Fontos megjegyezni, hogy ezen mellékvízfolyások egyikén sem található szennyvízbevezetés, azonban mindegyikén létesült monitoring állomás, melyek mérési adatait előzetesen elemezve, kiderül hogy a diffúz terhelésekből adódó foszfor és nitrogénterhelések kicsivel, de meghaladják a víztípusnak megfelelő jó/mérsékelt osztályhatár értéket. Szennyvízbevezetések hiányában külön számításokat nem végzek ezekre a víztestekre a későbbiekben, hanem a Principális-csatorna alsó szakasz vízminőségére vonatkoztatom az innen származó diffúz terheléseket. A vizsgált szakasz (AEP895) az 5-ös víztípus kategóriájába sorolható, közepes vízgyűjtővel rendelkező víztest, mely kis medereséssel, geokémiailag meszes, durva mederanyaggal jellemezhető. A minősített elemek összessége alapján integrált állapota mérsékelt, ezen minősítés megbízhatósága pedig magas. Ezen a szakaszon - a teljes vízfolyást figyelembe véve - egy közvetlennek tekinthető szennyvízbevezetés (Murakeresztúr) ~ 43+888, mely szelvényben a fővízfolyás egyetlen monitoring pontja is megtalálható. Előzetes adatelemzés alapján az alsó szakaszra jutó nitrogénterhelések 65% diffúz forrásokból, többnyire felszín alatti vizekből, míg a foszforterhelések jelentősebb része (szintén 65%-a) inkább pontszerű kibocsátóktól (Murakeresztúr Szennyvíztelep) származik. A terhelhetőség számítás a 4.6 függelékben található.


5 A felszíni vizeket érő terhelések hatáselemzéséhez alkalmazott országos vízminőségi modell 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 vízi ökoszisztémák működését szabályozó folyamatok komplexitása miatt a vizeket érő terheléseknek 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. Ebben a fejezetben a pontszerű és diffúz szennyezések vízminőségi hatáselemzéséhez felépített és alkalmazott vízminőségi modell egyes eredményeit mutatjuk be. A hatáselemzés a vízgyűjtő-gazdálkodási terv felülvizsgálatához készült, a pontszerű és diffúz terhelések csökkentésére irányuló intézkedések tervezéséhez.

5.1 A modell felépítése és adatbázis háttere 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. Az ezek feltárására irányuló hatáselemzés 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) és a szennyezés útját a forrásoktól a végső befogadóig nyomon követni. 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. A terhelés-hatás elemzés módszere alapvetően két pillérre épül:  A felszíni vízhálózat topológiáját figyelembe vevő vízminőségi modell, melyben a mederbe belépő terhelések levonulása és ezzel egyidejűleg a vízminőség változása lebomlási egyenletekkel közelítve számítható (gyakorlatilag az USA-EPA QUAL modell családban használt megközelítés);  Az Európa szerte elfogadott a MONERIS modell metodikája, melyet víztest vízgyűjtő szinten alkalmazva a területre jellemző természeti és antropogén tényezők ismeretében a nitrogén és foszfor emissziókat eredményei.


A MONERIS modell eredményeit az OVGT 3.1 fejezetében tárgyalja, részletes leírás a 3.1 háttéranyagban található. A vízminőségi modell bemeneti adatként alkalmazta a MONERIS módszerrel meghatározott diffúz terheléseket. A pontszerű terhelések meghatározásához végzett adatgyűjtés a 2010-2012. közötti időszakra terjedt ki, a vízminőségi monitoring adatok is erről az időszakról álltak rendelkezésre. A DPSIR alapú terhelés - hatáselemzést így a 2010-2012 időszakra lehetett elvégezni. A feldolgozás előkészítéseként minden esetben a legteljesebb körű, egyenszilárdságú, országos lefedettséget biztosító adatbázisok összeállítására törekedtünk, ezért az adatok feldolgozása is országosan egységes módszertannal történt. A települési szennyvízkibocsátásokra vonatkozó adatok a TESZIR és VAL-VÉL forrásokra épülnek. A feldolgozott kibocsátási adatokat tartalmazó adattábla az OVGT 3.1 mellékletében található. A pontforrások között a közvetlen ipari kibocsátások számbavétele is megtörtént, ennek forrása alapvetően az önbevallási adatokon alapuló hatósági adatgyűjtés. A szennyvízkibocsátások a befogadó víztestek alapján lettek adatbázisba rendezve. Abban az esetben, ha az elsődleges befogadó nem kijelölt víztest, a legközelebbi felszíni víztestet tekintették befogadónak, talajban történő elhelyezésnél pedig a felszín alatti (sekély porózus, hegyvidéki vagy karszt) víztestet. Az adatbázis tartalmazza a telep kapacitását, a jelenlegi terhelést (lakosegyenértékben és vízmennyiségben kifejezve), valamint az éves szennyezőanyag kibocsátásokat (BOI, KOI, összes N, összes P, só, lebegőanyag). A kibocsátók elhelyezkedése a 3-1 térképmellékletben látható. A teljes felszíni víztest hálózatra felépített vízminőségi modell a kommunális és ipari szennyvízbevezetéseket együtt kezeli. A számítás víztest szinten történik: egy víztest egy számítási egységet jelent. A mederbeli vízhozamok bemenő adatként az 1981-2010 közötti időszakra számolt, leggyakoribb vízhozamok (Qlgy), amely adatok az átvezetések, vízhasználatok hatásával már korrigálva lettek (lásd: a terv 1.1 melléklete). A mederbeli utazási (levonulási) idő számításához szükséges morfológia adatai (medergeometria, esés) a hidromorfológiai felmérésből származnak. 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. 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, 0.05 1/d. A kalibráláshoz a paraméterek beállítása irodalomból vett (default) értékekkel történt, majd annak finomításához a 2009-2012 évi vízminőségi monitoring mérési adatai szolgáltak. A modell a pontszerű és diffúz kibocsátásokat együtt kezeli. A diffúz terhelés a MONERIS módszer víztest vízgyűjtőkre számított eredményeként állt elő, melyet a folyóvízi modell bemenő adatként, mint megoszló terhelés kezel (a víztest mentén több ponton szétosztva kerül bevezetésre a víztest közvetlen vízgyűjtőterületéről érkező terhelés). A bemeneti adatok között van a határon átlépő vízfolyások anyagárama, melyet a modell, mint felvízi terhelés


kezel. Ezek megadása a határvízi pontok vízminőségi és vízhozam adataival történt. Mivel a diffúz terhelésre vonatkozó terhelési adatok csak összes N-re, ásványi N-re és összes P-ra álltak elő a MONERIS módszer eredményeként, modell validálást csak ezekre a komponensekre lehetett elvégezni.

5.2 Eredmények A modell eredményeként minden víztestre előállt egy számított anyagáram hossz-szelvény, melyet jelen útmutató mellékleteként táblázatos és grafikus formában is közreadunk. Egy példát mutat be a 16. ábra. 16. ábra: Vízminőségi modellel számított anyagáram hossz-szelvény (Kapos alsó, AEP631 víztest)

BME, Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék

Recommend Documents