Háttéranyag az országos VGT 7. fejezetéhez 7-11. háttéranyag
Háttéranyag az országos VGT 7. fejezetéhez
7-11. háttéranyag
Vállalkozási szerződés a Víz Keretirányelv végrehajtásának elősegítésére II. fázis. Zárójelentés.
10. Melléklet
Felszíni vizek szennyezőanyag terhelés csökkentésével összefüggő intézkedési elemek tervezése
Útmutató
(8.1, 10, 16.2. feladat)
Háttéranyag az országos VGT 7. fejezetéhez
7-11 háttéranyag
Vállalkozási szerződés a Víz Keretirányelv végrehajtásának elősegítésére II. fázis. Zárójelentés.
10. Melléklet
Felszíni vizek szennyezőanyag terhelés csökkentésével összefüggő intézkedési elemek tervezése
Útmutató
(8.1, 10, 16.2. feladat)
Készítette: Xxxxxxx Xxxxxxxx (BME)
Tartalomjegyzék
1. A MEZŐGAZDASÁGI INTÉZKEDÉSEK KÖLTSÉGEI ÉS KÖLTSÉG-HATÉKONYSÁGA, KÖZVETETT HASZNAI 3
1. AZ ÚTMUTATÓ CÉLJA 4
2. TERHELHETŐSÉG ÉS A JÓ ÁLLAPOT HATÁRÉRTÉKEI 4
2.1. Melyek a jó állapot kritériumai és hogyan állapítható meg a vizek terhelhetősége? 4
2.2. A VÍZTEST MELYIK PONTJÁRA VONATKOZNAK A KRITÉRIUMOK? 7
3. A TERVEZÉS A GYAKORLATBAN 7
3.1. A KIINDULÓ ÁLLAPOT ÉS A SZÜKSÉGES TERHELÉS CSÖKKENTÉS MEGHATÁROZÁSA 7
3.3.1. Hogyan becsüljük a vizek jelenlegi terhelését? 7
3.1.2. Hogyan tudjuk figyelembe venni a mederbeli lebomlás (visszatartás) hatását? 9
3.2.3. Adatok pontatlansága, bizonytalanságok – hogyan növelhető a számítások megbízhatósága? 11
3.3.4. Milyen komponensekre végezzük a számítást? Indikátor jellemzők kiválasztása 11
3.2. A terhelés-csökkentési intézkedések és költséghatékonyságuk 14
3.2.1. Milyen potenciális intézkedésekkel számolhatunk a tervezés során? 14
3.2.2. Dombvidéki jellegő vízgyőjtők 15
3.2.3. Síkvidéki jellegő vízgyőjtők 19
3.3. A TELEPÜLÉSI SZENNYVIZEKKEL KAPCSOLATOS INTÉZKEDÉSEK 21
3.3.1. Új szennyvíztelep létesítése felszíni befogadóval 21
3.3.2. Milyen alternatívája van a szennyvíztisztításnak? 23
3.3.3. Javaslatok a szennyvízelhelyezés módjának megválasztására 23
3.4. Belterületi terhelések szabályozása 25
Függelékek:
1. A mezőgazdasági intézkedések költségei és költség-hatékonysága, közvetett hasznai
2. Költséghatékonysági elemzés - Foszforterhelés csökkentés lehetőségeinek összehasonlítása. Dombvidék. (Excel modell)
3. Költséghatékonysági elemzés - Foszforterhelés csökkentés lehetőségeinek összehasonlítása. Síkvidék. (Excel modell)
1. Az útmutató célja
A Magyarországon kijelölt felszíni víztestek kétharmadát a 2005-ös Nemzeti Jelentésben a magas szervesanyag és/vagy tápanyagterhelés miatt kockázatosnak nyilvánítottuk. A kockázat értékelés 2006 évi felülvizsgálata után is még a víztestek több mint fele bizonyult a VKI jó állapota szerint beavatkozást igénylőnek. Tekintettel arra, hogy a kockázatértékelés a víztestek többségén modell számítás alapján történt, az operatív monitoring adatok alapján az értékelést a VGT tervezéskor újra el kell végezni. Jelen projektben végzett felméréseink szerint azonban valószínősíthető, hogy a kockázatos víztestek száma a jelenlegi becsléseknél nem lesz kevesebb.
A jó állapot eléréséhez szükséges intézkedési programok tervezése szükségessé teszi a terhelés és a vízminőségi állapot közötti kapcsolat ismeretét, a terhelés csökkentését eredményező beavatkozások hatáselemzését. Az útmutató első részében összefoglaltuk vízminőségi állapot javításához szükséges beavatkozások tervezéséhez szükséges háttérismereteket és a gyakorlat szempontjából hasznos tervezési szempontokat. Az itt leírtak bővebben megtalálhatók a „Módszertan a felszíni vizek környezetminőségi követelményeinek és terhelhetőségének meghatározására” címmel készült tanulmányban1. Az esettanulmányok tapasztalatai alapján összegyőjtöttük a várhatóan felmerülő kérdéseket, és ezeket megválaszolva módszertani útmutatót készítettünk a VGT készítői számára.
2. Terhelhetőség és a jó állapot határértékei
2.1. Melyek a jó állapot kritériumai és hogyan állapítható meg a vizek terhelhetősége?
A kockázatosnak bizonyult víztestek esetében a tervezés első lépése a jó állapot eléréséhez szüksége terhelés csökkentés meghatározása. Ez a gyakorlat szempontjából azt jelenti, hogy minden víztest esetében ismernünk kell az a „megengedhető” terhelési szintet, amellyel még a jó állapot fenntartható. Tudnunk kell, hogy a terhelhetőségre vonatkozó kritériumokat a VKI 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 azonban csak a terhelhetőségi kritériumok figyelembe vételével lehetséges.
A vizeink terhelhetőségének meghatározását – hasonlóan az ökológiai vízigényhez – az emberi vízhasználat tették szükségessé. A kérdés a gyakorlatban úgy merül fel, hogy milyen szennyezőanyag terhelés engedhető meg a vizeinkben anélkül, hogy az veszélyeztetné az ökoszisztéma „egészséges” mőködését, ezáltal az emberi vízhasználatot. Amint az előző fejezetből kiderült, a megengedhető terhelés már egyfajta kompromisszumot jelent az ökoszisztéma állapotának változása és az emberi vízhasználati igények között. A vízi ökoszisztéma – mint említettük – természetes külső hatásokra is változik, átalakul, ennek időléptéke évszázados, évezredes. Ha az antropogén terhelhetőséget csak a vízi ökoszisztéma öntisztuló képességében határozzuk meg, akkor a határérték rendszer túl szigorú lesz, amit nem tudunk betartani. A gyakorlatban ezért az lehet a cél, hogy nem terhelés adatokat adunk meg a víztestek vízgyőjtőjére, hanem a befogadóban megengedhető koncentráció értékeket.
1 Xxxxxxx, X., Xxxxxxxx F (2007): Módszertan a felszíni vizek környezetminőségi követelményeinek és terhelhetőségének meghatározására. VTK Innosystem, Budapest, Készült a KvVM megbízásából.
Ebben már integrálva szerepel a vízgyőjtő emissziója, és a visszatartási (eliminációs) folyamatok a vízgyőjtőn és a befogadóban.
A VKI szerint a felszíni vizek állapotának minősítése az ökológiai és kémiai állapotból tevődik össze. A típus specifikus ökológiai minősítésre egyes élőlény együttesek figyelembe vételével ötosztályos biológiai minősítést ír elő elsősorban, melynek támogató jelleggel részét képezi a hidromorfológiai és az élőlény együttesekkel szorosan összefüggő fiziko-kémiai jellemzők minősítő rendszere. A VKI ezen a téren nem egyértelmő: egyfelől az „egy rossz – mind rossz” elv alapján a minősítés összes elemére teljesülni kell a jó állapot feltételeinek, másrészt viszont a fizikai-kémia elemeket csak támogató jellemzőként használja (ezt értelmezhetjük úgy is, hogy a határérték túllépése csak akkor igényel beavatkozást, ha a biológiai paraméterekre sem teljesül a jó állapot).
A helyzetet nehezíti, hogy a biológiai jellemzők és a kémiai vízminőség kapcsolata terén sok az ismeretlen. A tervezéshez szükség lenne a fiziko-kémiai jellemzők és a biológiai mutatók közötti összhang megteremtésére: azaz a kockázatosság kritériuma az a koncentráció érték, mely mellett a jó ökológiai állapot még fenntartható. Ezek az összefüggések jobbára csak egy- egy indikátor élőlénycsoportra, és bizonyos víztípusokra ismertek (pl. tavaknál a foszfor koncentráció és a trofitás kapcsolata, folyóknál a szaprobitás és az oxigén szint). Összességében azonban kimondható, hogy ismereteink túlságosan bizonytalanok ahhoz, hogy a komoly költség vonzattal járó intézkedési programokat az ökológiai kritériumok terén rendelkezésre álló meglehetősen bizonytalan összefüggésekre alapozzuk. Ez volt a legfontosabb megállapítása a VKI minősítéssel foglalkozó XXXXXXX projektnek is.
Így annak ellenére, hogy a VKI a minősítésnél a hangsúlyt az ökológiai minősítésre fekteti, a gyakorlati szempontból a vizek szennyezéséből adódó kockázat megítélésekor továbbra is a vízkémiai mérésekből kell, hogy kiinduljunk, a szennyezés csökkentésére irányuló beavatkozásokat pedig elfogadható biztonsággal csak a vízkémiai paraméterekben előidézett változásokra tudjuk tervezni. Ezért nagyon fontos lépése a VKI alkalmazásának a vízkémiai minősítés kidolgozása. Ebben – hasonlóan a többi tagállamhoz – Magyarország is elmaradásban van az ökológiai minősítési rendszerek kidolgozásához képest (utóbbi a hazai víztípusokra, a halak kivételével minden élőlénycsoportra már rendelkezésre áll). A vízkémiai komponensekre (a támogató elemeket és a veszélyes anyagokat is beleértve) 2006. októberben jelen projekt 11.2 feladatának eredményeként tettünk javaslatot a jó állapot határértékeire vonatkozóan. Az azóta eltelt időszakban a KvVM megbízásából elkészült tanulmányban az oxigén háztartás elemeire, a növényi tápanyagokra és a sótartalomra vonatkozó határérték javaslatokat – a hazai vizekre végzett érzékenység vizsgálatot követően és a már pár tagállamban rendelkezésre álló határértékek ismeretében – módosítottuk (ez többnyire a korábban javasolt határértékek enyhítését jelentette).
A végeredményként született javaslatot az 1. Táblázat tartalmazza. A határértékek alkalmazásához az alábbiakra hívjuk fel a figyelmet:
• A befogadóban megengedhető koncentrációkat szakértői becsléssel határoztuk meg, mely esetében a víztípusok eltérő tulajdonságait figyelembe vettük.
• A folyóvizek esetében mértékadó vízhozamnak az évi közepes vízhozamot tekintettük. Ez felel meg a jellemző állapotnak, tudva azt, hogy:
o Az év nagyobb hányadában előforduló kisvizek esetén a koncentrációk pontszerő szennyező források dominanciája esetén nagyobbak az átlagosnál, diffúz szennyezés esetén pedig általában jóval kiesebbek.
o Az árvizek hozzák a lefolyás és a hordalékhoz (lebegőanyaghoz) kötődő terhelés nagy részét (különösen a hevesebb vízjárású vízfolyásoknál), ekkor azonban a koncentrációk az oldott fázisban többnyire az évi átlagos alattiak.
• A jellemző érték megválasztását (éves átlagok) az állapotértékeléshez használt monitoring rendszer feltételei szabták meg, figyelembe véve, hogy
o a terhelhetőség fentiekben bemutatott értelmezése szükségessé teszi a célállapot a viszonyításként meghatározandó kiindulási állapot „távolságának” meghatározását. Az állapotjellemzés eszköze a monitorozás. Megfelelő monitoring hiányában amellett, hogy a terhelhetőség meghatározása bizonytalan, nem lesz lehetőség a terhelésváltozás (pl. megvalósított terheléscsökkentési intézkedés) hatása nyomonkövetésére sem.
o A tartósság megadásához statisztikai szempontból legkevesebb évi 10 adat szükséges. Figyelembe véve a monitorozó rendszerben rögzített gyakoriságokat, ez a feltétel a figyelembe vett ökológiai jellemzők többsége esetében nem teljesül. A kémiai komponensek esetében a havi gyakoriság a legnagyobb. A tartósságot legfeljebb e jellemzők esetében lehet figyelembe venni. A táblázatban megadott határértékeket ezért (az oxigén telítettség kivételével) az éves átlagokra (a középvízhez tartozó viszonyokra) vonatkoztattuk.
1. táblázat: Javaslat a folyóvizek jó ökológiai állapotára vonatkozó kémiai határértékekre (a jó és a közepes állapot közti osztályhatár, éves átlag koncentrációkra) DRAFT!!!!
Komponens | Hegy/ dombvidéki kisvízfolyások (1,2,3,4,5,8,9 típusok) | Hegy/ dombvidéki közepes és nagy folyók (6,7,10 típusok) | Síkvidéki kisvízfolyások (11,12,15,16,17 típusok) | Síkvidéki közepes és nagy folyók (13,14,18, 19,20 típusok) | Síkvidéki, szerves mederanyagú vízfolyások (21, 22 típusok) |
Vezető-képesség (µS/cm) | 300 (szilikátos) 900 (meszes) | 600 | 700 | 600 | 900 |
Oxigén telítettség* (%) | 80 - 100 | 70 - 110 | 60 - 110 | 70 – 110 | 60 - 110 |
BOI5 (mg/l) | 4 | 5 | 6 | 5 | 4 |
KOIcr (mg/l) | 20 | 22 | 25 | 25 | 40 |
NH4-N (mg/l) | 0.3 | 0.4 | 0.5 | 0.4 | 0.4 |
NO2-N (mg/l) | 0.05 | 0.05 | 0.05 | 0.05 | 0.05 |
NO3-N (mg/l) | 3 | 3 | 3 | 3 | 3 |
Összes N (mg/l) | 5 | 5 | 5 | 5 | 5 |
PO4-P (mg/m3) | 100 (50**) | 100 (50**) | 150 (80**) | 150 (80**) | 150 (80**) |
Összes P (mg/m3) | 200 | 250 | 400 | 300 | 400 |
* Az oxigén telítettség esetében a határérték a 90%-os (felső határ) és a 10%-os (alsó határ) tartósságú koncentrációra vonatkozik. Ha a mintaszám < 10/év, akkor a minimum – maximum értékeket kell használni
** Tározásra kerülő vízfolyásoknál, ha a tartózkodási idő a 10 napot eléri
2.2. A víztest melyik pontjára vonatkoznak a kritériumok?
A terhelhetőség megállapítása során figyelembe kell venni, hogy az ökoszisztéma bizonyos mértékő 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 egyidejőleg (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. Egyszerősítésként, a gyakorlati alkalmazhatóságra törekedve javasoljuk a határértéket a víztest legalsó, kifolyási pontjára értelmezni.
3. A tervezés a gyakorlatban
3.1. A kiinduló állapot és a szükséges terhelés csökkentés meghatározása
3.3.1. Hogyan becsüljük a vizek jelenlegi terhelését?
Terhelés meghatározása során két irányból indulhatunk el: A vízgyőjtőn lévő forrásoktól (emissions) vagy a vízben mért koncentrációkból számított anyagáramokból (immission load). Tekintettel arra, hogy a vízgyőjtő 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 (1. ábra):
1. A vízgyőjtőn 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, egyszerőbb 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 részvízgyőjtő terhelését.
4. A diffúz terhelés meghatározásához a 3.-ban kiszámított szakaszonkénti terhelésekből levonjuk a részvízgyőjtőkre összesített, pontforrásokból származó terhelést.
L4
L31 E3
E
L22 L3
21 L12
L
L3 = (L4 + L31 + ΣE3) a3
L21 = (L22 + L211 + ΣE21) a21 L2 = (L3 + L21 + ΣE2) a2
211 L21
E2
E11
L111
L11
= (L12
+ L111
+ ΣE
11) a11
L11
L2
L1
L1 = (L2
+ L21
) a1
– ellenőrzési pontok
Li – mért terhelés (anyagáram)
Ei – vízgyőjtőről származó terhelés (emisszió)
ai – átviteli tényező (1-a = visszatartás a mederben)
1. ábra: Xxxxxxxx meghatározása a mederben mért anyagáramok segítségével
Az ábra alapján a mederbeli anyagáramok:
⎛ ⎞
Li = ⎜ Li+1 +∑ Lim +∑ Eij ⎟ai
ahol:
⎝ m j ⎠
Li – Anyagáram az i-dik ellenőrzési ponton m – mellékfolyók száma az i-dik szakaszon
E – az i-dik szakaszt érő vízgyőjtő eredető terhelés (emisszió) j – emissziós források száma az i-dik szakaszon
a – az i-dik szakaszon érvényes átviteli tényező
Az i-dik szakasz emissziója:
E = ∑ Lpα p +∑ Lnpαnp Lnp =l A
ahol:
i k k n n k n
n n n
Lp – pontszerő szennyezőforrás (t/év)
αp – pontszerő forrás transzmissziós tényezője (-) Lnp – diffúz szennyezőforrás (t/év)
L – fajlagos területi terhelés (t/ha,év)
A – a fajlagos terheléshez tartozó vízgyőjtőterület (ha)
αnp – diffúz terhelés transzmissziós tényezője (-), (1- α = visszatartás a vízgyőjtőn)
További lehetőség, hogy a diffúz terhelést is modellből állítjuk elő. A vízgyőjtő modelleknek számos fajtája ismert az egyszerő, 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 sőrő (pl. napi, órás) adatigényének kielégítése jelenti. A térbeli lépték a ma már többnyire rendelkezésre álló digitális térképeknek köszönhetően kevésbé
jelent problémát. A víztestek tápanyag kockázatosságának számításához használt GIS modellünk2 térben nagy felbontású (víztest vízgyőjtő ill. 200x200 m-es raszter) de időben átlagolt (éves, több éves) eredményeket ad. (Természetesen bizonyos területi adatok, pl. a mezőgazdasági eredető diffúz terhelés szempontjából lényeges mezőgazdasági statisztikai adatok léptéke nem elegendő a kisvízgyőjtőkön 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 pontszerő+diffúz források különbözetéből kapjuk az egyéb, ismeretlen forrásokat (pl. illegális szennyvízbevezetések az adott szakaszon). Ez azért fontos, mert az esettanulmányokon 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 (pl. az Öreg-Túr mellékvízfolyásai).
3.1.2. Hogyan tudjuk figyelembe venni a mederbeli lebomlás (visszatartás) hatását?
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 egyszerősíthetők:
• 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 az x=0, C=C0 kezdeti feltételt alkalmazva a szennyezőanyag folyás irányú koncentrációja elsőrendő 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 egyszerő hígulási összefüggéssel számítható:
C = Ch Q + Csz q ,
0 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 mértékő lebomlással. Ennek elhanyagolása azonban, különösen kisvízfolyásoknál nem okoz számottevő hibát.
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
2 A modell módszertani leírása a 3. előrehaladási jelentés 2. mellékletében található.
befogadó terhelhetőségét a háttér szennyezettség és a hígulás mértéke alapján határozhatjuk meg. Több szennyvízbevezetés esetén a linearitás okán a hatások szuperponálhatók.
B
A
C0A
C0B
CHÉ
Ch2
Ch2
x,
t
2. ábra: Szennyvízbevezetések vízminőségi hatása azonnali elkeveredés és első rendő kinetika szerinti lebomlást feltételezve (egyszerő vízminőségi modell)
Hogyan számítható a célállapot eléréséhez szükséges terhelés-csökkentés?
A fentiek alapján a beavatkozási igény, vagyis az a terhelés-csökkentés, amelyet a különböző intézkedésekkel el kell érni ahhoz, hogy minden víztest esetében a célállapotot elérjük, az alábbiak szerint számolható:
1. Meghatározzuk a kiinduló állapotot (jelenlegi terhelés és annak források szerinti megoszlása, legalább a pontszerő, a diffúz és a felvízi terhelést elkülönítve) a teljes tervezési területre (a tervezési terület nem adminisztratív, hanem földrajzi szempontból értelmezendő, tekintettel arra, hogy az alvízi víztesteknél nem lehet a felvízi hatásokat figyelmen kívül hagyni).
2. Víztestenként (szakaszonként) számítjuk a megengedhető terhelést: a kifolyási pont középvízhozama szorozva a víztípushoz tartozó jó állapot határértékkel.
3. A mederben szükséges terhelés csökkentés a megengedhető terhelés és a tényleges terhelés különbözetéből adódik.
4. A 3.-ban kiszámolt terhelés értéket a víztestre vonatkozó átviteli tényezővel elosztva kapjuk meg a vízgyőjtőről érkező terhelés-csökkentési igényt.
A beavatkozások tervezését ezután felülről lefelé haladva, „göngyölítve” kell elvégezni, ugyanis a felvízen végrehajtott terhelés csökkentés hatása az összes lejjebbi szakaszon érvényesül, azáltal, hogy növeli az ottani megengedhető terhelést. Egyszerősítési lehetőség, ha minden víztest esetében pontosan annyi csökkentést irányzunk elő a beavatkozásokkal, amennyi a saját víztest-vízgyőjtőn jelentkező többlet. Így a puffer-kereteket maximálisan kihasználva pont a célállapot eléréséhez vezető terhelés állapothoz jutunk. Ez nem alkalmazható akkor, ha valamely víztest vízgyőjtő esetében a saját vízgyőjtőről érkező terhelést nem lehet a kívánt mértékig csökkenteni (a magas természetes háttérterhelés, vagy egy meglévő szennyvízkibocsátás miatt, melynél már nem lehet a technológia javításával a kibocsátást tovább csökkenteni).
3.2.3. Adatok pontatlansága, bizonytalanságok – hogyan növelhető a számítások megbízhatósága?
Bármely módszert is választjuk a terhelés meghatározására, számolnunk kell azzal a ténnyel, hogy már a kiinduló állapot jellemzését is az esetek többségében nagy bizonytalanság terheli. A modellek önmagukban nem jelentenek semmiféle garanciát a számítások jóságára nézve. A pontosságot alapvetően az alapadatok határozzák meg. Ezért, sokadszor hangsúlyozva, elengedhetetlennek tartjuk a tervezés, és főleg az intézkedési programokra vonatkozó döntéshozatal előtt a jelenlegi (2007. januártól mőködtetett) „VKI monitoring”-nál alaposabb (időben és trében is gyakoribb) vizsgálati monitoring elvégzését minden olyan esetben, ahol az alapállapot felmérés a szükséges pontossággal még nem történt meg. A monitoring megspórolásával szerzett nyereség többszörösen elveszhet az esetlegesen előirányzott, költséges intézkedési programok miatt.
3.3.4. Milyen komponensekre végezzük a számítást? Indikátor jellemzők kiválasztása
Növényi tápanyagok miatt kockázatos víztestek
A vízminőségi adatok elemzése azt mutatta, hogy a szervesanyag és tápanyag háztartás legtöbb indikátor komponense az elfogadhatónál (jó állapot kritériumánál) nagyobb szennyezettséget mutat. A VKI egy rossz – mind rossz elve alapján minden komponensre el kell érni a vízminőségi célállapotot. Ebből következően a terheléseket és a szennyezés csökkentését célzó intézkedések hatáselemzését minden komponens esetében külön-külön is el kellene végezni. Ez megítélésünk szerint irracionálisan növeli az elemzés munkaigényét, viszont az alapadatok és számítási módszerek várható hibája miatt a többletmunka nem járna megbízhatóbb eredménnyel a javasolt, egyszerősített számításhoz képest.
Javaslatunk lényege, hogy a hatáselemzést csak a probléma szempontjából releváns kulcsparaméterre végezzük el. A növényi tápanyagokat tartalmazó szennyezőanyag terhelések szempontjából kulcsparaméternek tekinthető a foszfor, hiszen ennek vízbeli koncentrációja (oldott és összes) mind a diffúz, mind pedig a pontforrásokat jelzi. A víztestek kockázatosságának vizsgálatakor egyértelmővé vált, hogy a felszíni vizek esetében leggyakrabban a PO4-P és az ÖP koncentrációk lépik túl a jó állapotnak megfelelő VKI határértéket. A földhasználatból, városi lefolyásból, belső terhelésből (üledék) és háztartási és állati szennyvizekből származó szerves- és tápanyag emissziók csökkenése feltételezhetőn az összes releváns kémiai és biológiai komponens javulását eredményezi. Ha az intézkedések eredményeként a foszfor koncentrációt a célállapotnak megfelelő mértékig csökkenteni tudjuk, feltételezhető, hogy ez a többi komponensnél is a célállapot eléréséhez vezet. Ebből a feltevésből kiindulva a szennyezés csökkentési intézkedések tervezését az esettanulmányoknál végzett elemzéseknél a foszforterhelés szabályozására alapoztuk.
A 3. ábra példát mutat be arra vonatkozóan, hogy a megengedett dC koncentráció növekményt (melyet a szennyvízbevezetés felett jellemző háttérszennyezés és a vízminőségi célállapotot kifejező határérték különbségéből számíthatunk) a hígulási arány (Q/q) függvényében milyen emissziós (elfolyó) határértékkel érhetünk el. Az ábrán az Összes P példáján a meglévő emissziós határértékeket is feltüntettük3. Xxxxxxxxxxx az a minimális
3 A 28/2004. (XII. 25.) KvVM rendelet területi és technológiai határértékei. Utóbbi megegyezik a 91/271 EEC (Városi szennyvíz irányelv) normál és érzékeny területre vonatkozó technológiai határértékeivel.
hígítási érték, amely alatt az elfolyó vízre vonatkozó határérték szigorítás nélkül a befogadó vízminőségi kritérium nem érhető el.
Emissziós HÉ (ÖP,mg/l) 100.0
DC= 0.3 mg/l (Immissziós határérték)
10.0
1.0
Normál ter.
Érz.ter.idősz.vf.
EU >10 000
EU >100 000
Kiemelt ter.
0.1
0.0
0.1
1.0
10.0
100.0 1000.0
Hígulás, Q/q
3. ábra: Emissziós határértékek megadása a hígulási arány (befogadó hozama, Q / szennyvízhozam, q) függvényében, rögzített befogadóban megengedhető maximális
koncentráció növekmény (dC) mellett
Oxigén háztartás miatt kockázatos víztestek
A vizek oxigén háztartásának alakulását számos, időben és térben lejátszódó folyamat együttesen alakítja. A külső terhelések szempontjából azokkal a tevékenységeket kell számításba vennünk, melyek következményeként a vizekbe biológiailag bontható szerves vegyület kerül. Ilyenek leggyakrabban: a tisztítatlan, vagy a kommunális szennyvíztelepektől elfolyó tisztított városi szennyvizek, az állattartó telepekről a felszíni vizekbe befolyó trágyalé, és a belterületekről lefolyó vizek. Az esetek többségében a következmények szempontjából csak az első, a városi szennyvíz bevezetés tekinthető ebből a szempontból dominánsnak. Másként fogalmazva, a kommunális szennyvíztisztító telepek esetében a foszfor kibocsátásra vonatkozó kontroll még nem jelenti azt, hogy a befogadóban a jó oxigén viszonyokkal jellemzett állapotot is elérjük. Ehhez a szerves szén lebontás és a nitrifikáció szabályozására van szükség.
A szén lebontást a Városi irányelv (és az ennek megfelelő 28/2004 KvVM) rendelet technológiai határértékei biztosítják. A KOI és a BOI határértékek megtartása a befogadó szempontjából kívánatos, de nem minden esetben elegendő kritérium. Az oxidálható szerves szénforrás mellett számolnunk kell az oxidálható N vegyületek következményével is: ha a nitrifikáció folyamata a szennyvíztelepen nem zajlik le, az elfolyó szennyvízben maradó redukált N formák (szerves N és ammónium) oxidációja a befogadó vízben további oxigén elvonásához vezet. Csak a nagyságrendek érzékeltetéséhez: a nitrifikáció oxigén igénye közelítőleg megegyezik a tisztítatlan szennyvíz szerves szén vegyületeinek lebontásához szükséges oxigénfogyasztással. A BOI5-re vonatkozó határérték megtartása (ami általában 90% feletti hatásfokot is kíván) az oxigén igényes vegyületeknek csak a felétől kíméli meg a befogadót. Mindebből az következik, hogy a szennyvízbevezetések tervezésekor a nitrifikációra külön vizsgálatot kell végezni.
Oldott oxigén szint a kritikus helyen (mg/l) 7
6
5
4
3
2
1
Q/q=1000 Q/q=100 Q/q=10
0
Nincs tisztítás Nagyterheléső Kisterheléső Totál oxidáció biológiai nitrifikációval
A szennyvízterhelés hatása a korábban bemutatott, egyszerőbb esetekhez hasonlóan itt is alapvetően a hígulástól függ. A 4. ábra a kritikus oxigén szint várhatóértékét mutatja be átlagos összetételő, tisztítatlan és különböző mértékben megtisztított kommunális szennyvizek bevezetése esetén, 3-szoros hígulási arány esetén. Látható, hogy 10-szeres hígításnál a tisztítási technológia szerepe (pl. nitrifikáció megléte vagy hiánya) meghatározó, 100-szoros hígításnál a legegyszerőbb, hagyományos szervesanyag eltávolítási technológia is eredményre vezet, 1000-szeres hígulás mellett pedig már alig van jelentősége annak, hogy milyen mértékő tisztítást alkalmazunk. A tisztítás költség hatékonysága a befogadó vízminőség javulását figyelembe véve nagymértékben függ a hígulási viszonyoktól.
4. ábra: Az oldott oxigén koncentráció várható minimuma a szennyvízbevezetés alatt, különböző tisztítási technológiák alkalmazása és eltérő hígulási viszonyok mellett
A befogadó oxigén ellátottságát a terhelés és a lebontást befolyásoló hőmérséklet mellett az áramlási jellemzők is jelentősen befolyásolják, tekintve, hogy a légköri oxigén bejutásának feltételei alapvetően különböznek egy gyorsfolyású hegyi patakban és egy pangó viző, síkvidéki csatornában. A hígulás mellett az oxigénviszonyok alakulásának kritikus paraméterei ezért a vízsebesség és a vízmélység, ugyanis e két tényező alakulása azonos szennyvíz-vízhozam arány mellett jelentős mértékben befolyásolja a kritikus helyen várható oxigén szintet.
Az oxigén háztartás ellenőrzése 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!)
3.2. A terhelés-csökkentési intézkedések és költséghatékonyságuk
Az előzőekben tárgyalt megengedhető terhelés, illetve a célállapotot biztosító terhelés csökkentés meghatározását követően az intézkedési programok tervezésének fontos követelménye, hogy lehetőség szerint a terhelés csökkentés szempontjából az olcsóbb megoldásokat részesítsük előnyben. Más szóval, egy vízgyőjtőn a potenciálisan szóba jöhető beavatkozásokat figyelembe véve a cél eléréséhez szükséges minimális terheléscsökkentést a költség hatékonyság sorrendjében hajtsuk végre.
Ehhez két dolgot kell ismernünk: egyrészt az egyes intézkedésekkel elérhető terhelés csökkentés mértékét, másrészt az intézkedések megvalósításának költségigényét. Utóbbi nem csak a megvalósításhoz szükséges beruházási költséget, hanem a mőködés, fenntartás költségigényét is jelenti. Ezért a költséghatékonysági számításoknál az intézkedések összehasonlíthatósága érdekében az un. annualizált költséget használtuk (számítását lásd a vonatkozó útmutatóban, 16, 17 melléklet). Az intézkedések hatékonyságának
„mérőszámaként” az indikátor paraméternek kiválasztott összes foszfor (ÖP) terhelés csökkenést tekintettük.
3.2.1. Milyen potenciális intézkedésekkel számolhatunk a tervezés során?
A lehetőségek alapvetően három beavatkozási típusba sorolhatók:
1. pontszerő kibocsátás csökkentése
2. diffúz terhelés csökkentése
3. az öntisztulás javítása (és ezáltal a terhelhetőség növelése)
Az 1. esetében meglévő telepeknél hatásfok növelése, új telepeknél kiegészítő tisztítás alkalmazása jelenti a megoldást. A 2. pont, azaz a diffúz terhelés szabályozása már lényegesen sokrétőbb feladat, és inkább szabályozási, mint technikai jelegő megoldásokat igényel. A területi források szerint külön kezelendő a mezőgazdasági földhasználatból származó terhelés, és a városi (belterületi) terhelés. (A módszerekben azért lehet közös megoldás, pl. a belterületi csapadékvizek is rávezethető olyan jellegő szőrőmezőkre, melyeket a koncentrált lefolyással érkező diffúz terhelés mérséklésére alkalmazunk). A 3. lehetőség pedig a meder visszatartó kapacitásának növelése, pl. az ártér szélesítésével, a lefolyási sebesség csökkentésével, az ökológiai állapot, egyben az öntisztuló képesség javításával. Ezek a hidromorfológia állapot javítása szempontjából is szükséges beavatkozások (lásd pl. a dombvidéki vízfolyások rendezésével kapcsolatos útmutatót).
Jelen tanulmányban nem térünk ki az összes szóba jöhető intézkedés ismertetésére, erre szolgál a 10. feladat eredményeként született intézkedési kataszter és az adatlapokon megadott leírások. A költség-hatékonyság értékelése szempontjából csak azokat az intézkedéseket tárgyaljuk, melyek nagy valószínőséggel a VGT-k készítése során meghatározó jelentőségőek, illetve amelyekre vonatkozóan az esettanulmányok keretében kidolgozott példákon keresztül tapasztalatot győjtöttünk. Ezek az alábbiak:
• Szennyvíztisztító telepeken kiegészítő P eltávolítás kémiai kezeléssel
• A földhasználatból származó P terhelés csökkentése mővelési ág és mővelési mód váltással
• Ártér szélesítése, a vízfolyások medre melletti puffersávok kialakítása
• Szőrőmezők telepítése (koncentrált lefolyás rávezetéssel)
Nem számoltunk külön eszközként a mezőgazdasági területeken a tápanyag bevitel csökkentésével. A megyei mőtrágya statisztikák elemzése és az ezekből számított szántóföldi tápanyag mérlegek nem utalnak olyan tápanyag többletre, mi alapján reális lenne a tápanyag bevitel további csökkentését feltételezni (lásd: 4. előrehaladási jelentés, 2. melléklet: terhelések előrejelzése). Természetesen ez alól kivételek az általánosságban nem jellemző (és ezért a statisztikai adatok léptékében ki sem mutatható), intenzíven mővelt területek (pl. gyümölcsösök, kertészetek), melyek a diffúz terhelés szempontjából potenciális szennyezőként most is jelen vannak. Az ilyen kis gazdaságok hatását a tervezés jelenlegi szintjén és a rendelkezésre álló adatok alapján nem tudjuk számításba venni.
A szennyvíztisztító telepeknél a költségeket két telepméretre adtuk meg. A költségek csak a kiegészítő P eltávolításra vonatkoznak, feltételezve, hogy a biológiai tisztítás, mint alap technológia már rendelkezésre áll (meglévő, bővítendő és új telepen is). A P terhelés csökkentés 1 LE-nek megfelelő éves kibocsátásra vonatkozik, a P eltávolítással mőködő telep (kb. 90%-os hatékonyság) és a P eltávolítás nélküli biológiai tisztítás (kb. 30%-os hatásfok ÖP-re) különbözetéből számítva (2. táblázat).
Tekintettel arra, hogy a diffúz terhelés döntő hányadát kitevő, földhasználatból származó terhelés csökkentésére alkalmazható beavatkozási módok és azok költségei is a vízgyőjtő sík- vagy dombvidéki jellegétől függően alapvetően eltérőek, a továbbiakban a két típust külön tárgyaljuk.
3.2.2. Dombvidéki jellegő vízgyőjtők
A dombvidéki terülteken a mezőgazdasági területekről érkező P terhelés 95-99 %-ban eróziós eredető. A mezőgazdasági mőveléső területeken a gazdálkodási forma fenntartása mellett a földhasználatból származó tápanyagterhelés csökkentése elsősorban a transzport folyamatok szabályozása révén, mőszaki és agrotechnikai módszerekkel történhet. Dombvidéki területeken elsődleges ilyen szempontból az erózióvédelem, melynek számos eszköze ismeretes. A tervezéshez négy beavatkozási lehetőséget vizsgáltunk (a részletes leírásokat lásd az intézkedési adatlapokon):
• kedvezőbb vetésszerkezet, vetésforgó alkalmazása,
• talajtakarás (mulcsolás),
• talaj szerkezet javítása meliorációval (mélyszántás, szervesanyag pótlás)
• sáncolás, teraszolás, szintvonal menti mővelés
A fentieknél hatékonyabb eszköze a terheléscsökkentésnek, ha a mővelés felhagyásával a területen mővelési-ág váltás következik be, azaz a meglévő szántókon erdőtelepítést, vagy gyepesítést alkalmaznak. Mindkét típus esetében számolni kell a mővelés megváltozásának gazdasági következményeivel (ami nemcsak közvetlen, pénzben kifejezhető, hanem egyéb társadalmi hatásokat is jelenthet).
Nem jelentenek mővelési mód váltást, - azaz a szántóföldi talajmővelés fenntartása mellett alkalmazhatók - a táblák szélén kialakított erdősített, vagy füvesített sávok. Ezek a szegélyek a tábláról elmozdult talajt, hordalékos lefolyást (ha az még nem koncentrált lefolyás formájában érkezik) „megszőrik”, ezáltal viszonylag kis területnek a mővelésből való kivonása mellett is hatékony védelmet nyújtanak a diffúz tápanyagterheléssel szemben.
A területhasználat és mővelési mód váltással elérhető P terhelés csökkentést a diffúz terhelési modellel számoltuk. Az egyes modellparaméterek megváltoztatásával (pl. a talaj fedettségét kifejező C tényező, a vízháztartási jellemzők) a különböző beavatkozási módok hatékonyságát becsülni tudtuk (2. táblázat) azáltal, hogy az intézkedéseket a vízgyőjtő potenciális forrásterületeire alkalmaztuk. Potenciális forrásterületnek a 1mm/év talajveszteségnél nagyobb erózióval, illetve a 2 kg/ha-t meghaladó P terheléső cellákat tekintettük. A 2. táblázatban az esettanulmány területek dombvidéki víztest-vízgyőjtőinek átlagát adtuk meg.
A part menti puffer sávok kialakítása szorosan összefügg a mederrendezés feladataival, hiszen a legtöbb dombvidéki vízfolyás esetében szükség lesz a kis- és középvízi meder ökológiailag kedvezőbb kialakítására és az ártér szélesítésre. Ez összesen mintegy 20 – 100 m-es sávot jelent a vízfolyás teljes keresztmetszetét tekintve (lásd a dombvidéki vízfolyások mederrendezéséhez készült útmutatót). Ha ez megtörténik, gyakorlatilag további puffer sáv igény nem merül fel, hiszen a teles zonáció kialakulásához elegendő szabad terület áll rendelkezésre, ami nem csak a meder ökológiai állapota, hanem a vízgyőjtőről lefolyó vizek megszőrése miatt is kedvező. Az ártér szélesítése és a mederrendezés a teljes vízgyőjtőről érkező hordalékra és P terhelésre hat azzal, hogy az árhullám nagyobb területen vonul le és lényegesen kisebb sebességgel. Ezért ez az intézkedés együttesen eredményezi a vízgyőjtőről érkező terhelés mérséklését és a mederbeli visszatartás növelését. Utóbbi abból adódik, hogy az a mederből kilépő árhullámokkal a szállított lebegőanyag nagy része az ártéren rakódik le.
Ha az ártér szélesítés és az ökológiai mederrendezés valamilyen okból nem valósul meg, akkor is alkalmazhatók a meder melletti védősávok a diffúz terhelés mérséklésére. Ebben az esetben viszont csak a közvetlen vízgyőjtőről érkező terhelés csökkentéssel számolhatunk (2. táblázat).
A 2. táblázatban szerepeltettük a szőrőmezők kialakítását is, mint P terhelés csökkentési intézkedés. Az ilyen létesítmények hatásfoka nagyon változó, az összehasonlítás miatt megadott 30%-os érték az irodalom alapján felvett átlagérték. Tapasztalatok szerint a hatékonyság függ a befolyó vízre jellemző oldott-partikulált, szerves-szervetlen P aránytól, és a beérkező terhelés abszolút értékétől is: minél nagyobb a terhelés és annak minél nagyobb hányada szervetlen, partikulált P (pl. eróziós terhelés), a hatásfok annál magasabb (akár 50- 70 % is lehet). Az oldott formákra viszont a szőrőmezők gyakran negatív hatásfokúak (azaz forrásként mőködnek).
2. táblázat: Dombvidéki vízgyőjtőkön alkalmazható P terhelés csökkentési intézkedések költségei, terhelés csökkentés mértéke és az intézkedésekre számított költség
hatékonysági mutató
A %-ra és a kg-ra vonatkozó érétkek csak tájékoztató jellegőek, értelemszerően ezek a helyi viszonyoktól függően széles tartományban változhatnak. A költségszámítások részleteit a mellékelt ktghat_P eltav dombvidek.xls segédtáblák tartalmazzák.
Intézkedés (zárójelben a DTR-ben | Átlagos terhelés csökkentés ÖP-ra | Annualizált költség | Költség-hatékonysági mutató | ||
használt kód) | % | kg/ha | 1000 Ft/ha vagy Ft/LE | Ft/% | 1000Ft/kg |
Foszforeltávolítás, 0-100 m3/nap kapacitású szennyvíztisztító telepen, 1 LE (4811) | 90 | 0.4 | 2.4 | 27 | 5.5 |
Foszforeltávolítás, >15000 m3/nap kapacitású szennyvíztelepen, 1 LE (4811) | 90 | 0.4 | 1.2 | 13 | 2.6 |
Szántó erdősítése, 1 hektár (1111) kemény lombos erdővel | 75 | 1.9 | 45 | 598 | 24 |
Szántó erdősítése, 1 hektár (1111) lágy lombos ersővel | 75 | 1.9 | 28 | 374 | 15 |
Gyepesítés 1 hektár (1111) Szántó - gyep konverzió (legeltetés nélkül) | 70 | 1.7 | 5.4 | 78 | 3.2 |
Mulcsolás (önköltséggel) (1121) | 65 | 1.6 | 14 | 216 | 8.8 |
Sánc, terasz (1121) | 35 | 0.9 | 430 | 12200 | 480 |
Vízerózió elleni célprogram szántón (1121) | 65 | 1.6 | 53 | 812 | 33 |
Vetésforgó, meliorációs mővelés (1121) | 45 | 1.1 | 33 | 739 | 30 |
Táblaszegély fasorból (1121) - lágy lombos 100 m hosszra 6m szélességben, 1 ha-os táblára | 50 | 1.2 | 9 | 181 | 7.5 |
Partmenti puffersáv (1111) füves mezsgyével, 2x6=12m szélességben,100 m hosszra | 50 | 1.2 | 0.9* | 35** | 1.4** |
Partmenti puffersáv (1111) 2x6=12 m szélességben, lágy lombos , 100m hosszra számolva, | 50 | 1.2 | 2.9* | 118** | 4.9** |
Ártér szélesítés + partmenti puffersáv (2111abc) 40 m széles, kisajátítással, 100m hosszra | 70 | 1.7 | 45* | 130*** | 5.3*** |
Szőrőmező létestése tápanyag-és hordalék visszatartás céljából (1221) | 30 | 0.1 | 1160 | 32**** | 9.5**** |
*A sávokra vonatkozó költségek 100 m-re vonatkoznak, a vízfolyás mindkét partjára. Területre átszámítás: költség (eFt/ha) = 2L/100A * költség(eFt/100m), ahol „A” az adott vízfolyás (víztest) szakaszhoz tartozó közvetlen vízgyőjtő terület (ha), „L” a vízfolyás hossza (m). Az ártér szélesítésnél a teljes vízgyőjtőterülettel lehet számolni.
** Feltételezve, hogy a közvetlen vízgyőjtő 100 m-re 1 ha
*** Feltételezve, hogy a vízgyőjtő 100 m-re 10 ha
**** Feltételezve, hogy a szőrőmező területe a vízgyőjtő 1 %-a (a hatékonyság 100-szoros területről érkező terhelésre vonatkozik)
Az összehasonlítás alapján látható, hogy a P terhelés csökkentésére a szennyvíztisztítás a leghatékonyabb intézkedés. A P eltávolításra számított költség-hatékonysági mutató az összes intézkedés között a legjobb.
A szőrőmezők költség-hatékonysága is kedvező, azonban itt figyelembe kell venni, hogy a P eltávolítás csak a partikulált frakcióra vonatkozik, ezért semmiképpen nem lehet ezt az intézkedést a szennyvíztisztítás versenyképes alternatívájának tekinteni.
A mezőgazdasági mőveléső területeken alkalmazandó intézkedések esetén a mővelési ág váltások közül a legelő lényegesen kedvezőbb, mint az erdő. Alkalmazását azonban inkább a földhasználatok fejlesztésében kívánatos arányok határozzák meg, kevésbé a költségek. Dombvidéki szántóterületeken a legkedvezőbb védekezés a talaj lehordás (erózió) megfékezése. Ennek leghatékonyabb eszköze a mulcsolás, ami önmagában is elegendő védelmet ad az eróziós talajveszteség ellen. A jelenlegi mezőgazdasági támogatási rendszer keretében igénybe vehető komplex vízerózió védelmi célprogram több agrotechnikai eszköz alkalmazását írja elő a programhoz csatlakozó gazda számára, azonban a támogatás megállapított magas értékei miatt a gazdasági hatékonyság – a többi, szántóföldi mővelést megtartó gazdálkodás mellett nagyon alacsony. Vizsgálni kellene, hogy a támogatás mértéke nem túlzott-e a ténylegesen jelentkező többletköltséghez képest. Az AKG programokhoz történő csatlakozás (integrált szántóföldi növénytermesztési célprogram) keretében vállalt mővelési gyakorlat előírásai is tartalmaznak számos olyan agrotechnikai eszközt, melyek alkalmazása a hordalék- és a tápanyagterhelés csökkentése szempontjából is kedvező (vetésforgó előírása, talajjavító mővelés, stb.). Az UMVP-ben megállapított, igénybe vehető támogatás alapján költséghatékonyság szempontjából a mővelési mód váltás tekintetében ez a legkedvezőbb intézkedés. A teraszok kialakítása, sáncolás, szintvonalas mővelés nagyon drága, nagy területeken nem alkalmazható, csak értékes, különösen jövedelmező növénykultúrák (pl. szőlőmővelés) esetén jöhet szóba. A magas költség ellenére az elérhető terhelés csökkentés sem olyan mértékő, mint a talaj fedettségét biztosító agrotechnikai eszközök alkalmazása.
Külön függelék mutatja be a mezőgazdasági intézkedések költségeit, költség-hatékonysággal, közvetett hasznokkal kapcsolatos megfontolásokat. Ennek alapján megállapítható, hogy egy térség területhasználati arányainak kívánatos összetétele nem vezethető le abból, hogy a túlzott arányban lévő szántó területek más mővelési ágba helyezésének milyenek a támogatási rendszerből levezethető fajlagos költségei. A költséghatékonyság szempontja az ökológiai, vízháztartási, klímaváltozási és egyéb tájegységi szempontok alapján meghatározható területhasználati arányok (és időtávok) közötti választás szempontjaként jelentkezhet.
Külön kell említést tenni a patak melletti pufferzónáról és az ártér szélesítéséről. A puffersávok hatékonysága lényegesen nagyobb, mint a területi beavatkozásoké, azonban ez az intézkedés a vízgyőjtőnek csak átlagosan mintegy 10%-át érinti (csak a közvetlen vízgyőjtőre hat). Az ártér szélesítése viszont a teljes vízgyőjtőről érkező terhelést mérsékli. A hatékonysága többszöröse a területi beavatkozások közül leghatékonyabbnak mutatkozó szegélyezés hatékonyságának. A meder melletti beavatkozások kiemelkedő hatékonysága ellenére nem szabad letenni a területi beavatkozásokról, különösen azokon a helyeken, ahol az ártér csak kis mértékben szélesíthető (a nagy hatékonyság ellenére továbbra is a jelentős marad a hordalék mennyisége). Ezenkívül hosszútávon az ártér feltöltődése is gondot jelenthet.
3.2.3. Síkvidéki jellegő vízgyőjtők
Síkvidéki területeken az erózió hatása elhanyagolható a dombvidéki vízgyőjtőkhöz képest. A mezőgazdasági földhasználatból származó terhelés azokon a területeken jelentős, amelyekről a belvízlevezetés történik. Ebből adódóan az intézkedések között a belvizek területen való visszatartása a legfontosabb. A felszíni vízminőségi szempontjából a legkedvezőbb az olyan megoldás, ami a felszíni lefolyást, vagy annak koncentrációját csökkenti, de a „hígító” alaphozam megmarad. A tápanyag terhelés csökkentés gyakorlatilag a felszíni lefolyás csökkentésével arányos.
A vízvisszatartás történhet olymódon, hogy a mély fekvéső területekről nem vezetik el a vizeket, ezáltal ezek a területek fokozatosan vizes élőhellyé alakulnak. A mővelést ezeken a területeken fel kell hagyni. Ahol a belvízelvezetés megszüntetése nem kezelhető a mővelési ág váltással, a csatornák fenntartása mellett a víz tározókba vezethető.
A mélyszántás alkalmazása (mővelési mód váltás), kötött talajú területeken hatékony víz- és ezzel egyidejőleg tápanyagterhelés visszatartó intézkedés.
A tábla melletti szegélyek úgy csökkentik a foszforterhelést, hogy nem vagy alig csökkentik a lefolyást, azonban ez síkvidéken inkább csak a szélerózió szempontjából hatékony, hiszen a koncentrált lefolyással érkező belvízterhelést már nem módosítja.
A partmenti puffersávok, hasonlóan a táblaszegélyekhez, csak a terhelésre hatnak, azonban a belvízcsatornákkal összegyőjtött szennyezett vizekkel szemben hatástalanok. Jelentőségük csak a közvetlen vízgyőjtőről lefolyó vizek által szállított terhelés megfogása szempontjából fontos. A síkvidéki vízfolyások esetében az ártér szélesítés nem növeli érdemben a mederbeli visszatartást a kiegyenlítettebb vízjárás és az eltérő hordalék viszonyok miatt. A meder ökológiai állapotának javítása kedvezően hat a mederbeli vízminőségre, azonban ennek hatásával, mint külön intézkedés, nem foglalkoztunk.
Az intézkedések foszfor csökkentési hatását és a költségeket a 3. táblázatban összesítettük. A szennyvíztisztítás értelemszerően a 2. táblázattal azonos. A szőrőmezők esetében viszont a költség a töltések kialakítása miatt magasabb a dombvidéki területekhez képest.
3. táblázat: Síkvidéki vízgyőjtőkön alkalmazható P terhelés csökkentési intézkedések költségei, terhelés csökkentés mértéke és az intézkedésekre számított költség
hatékonysági mutató
A %-ra és a kg-ra vonatkozó érétkek csak tájékoztató jellegőek, értelemszerően ezek a helyi viszonyoktól függően széles tartományban változhatnak. A költségszámítások részleteit a mellékelt ktghat_P eltav sikvidek.xls segédtáblák tartalmazzák.
Intézkedés (zárójelben a DTR-ben | Átlagos terhelés csökkentés ÖP-ra | Annualizált költség | Költség-hatékonysági mutató | ||
használt kód) | % | kg/ha | 1000 Ft/ha vagy Ft/LE | Ft/% | 1000Ft/kg |
Foszforeltávolítás, 0-100 m3/nap kapacitású szennyvíztisztító telepen, 1 LE (4811) | 90 | 0.44 | 2.4 | 27 | 5.5 |
Foszforeltávolítás, >15000 m3/nap kapacitású szennyvíztisztító telepen, 1 LE (4811) | 90 | 0.44 | 1.2 | 13 | 2.6 |
Szántó erdősítése, 1 hektár (1111) kemény lombos erővel | 90 | 0.30 | 37 | 409 | 123 |
Szántó erdősítés, 1 hektár (1111) lágy lombos erdővel | 90 | 0.30 | 21 | 235 | 70 |
Gyepesítés 1 hektár (1111) Szántó - gyep konverzióval (legeltetés nélkül) | 75 | 0.25 | 5.4 | 73 | 22 |
Vizes élőhely (wetland) kialakítása szántóból (1111) | 60 | 0.20 | 1 | 17 | 5.1 |
Partmenti puffersáv (1111) füves mezsgyével, 2x6=12m szélességben ,100 m hosszra számolva | 30 | 0.10 | 0.9* | 58** | 17** |
Partmenti puffersáv (1111) 2x6=12 m szélességben, lágy lombos , 100m hosszra számolva, | 30 | 0.15 | 2.9* | 196** | 39** |
Mélyszántás, meliorációs mővelés (1121) | 60 | 0.20 | 33 | 554 | 166 |
Táblaszegély fasorból (1121) - lágy lombos 100 m hosszra 6m szélességben, 1 ha-os táblára | 30 | 0.10 | 9 | 302 | 90 |
Szőrőmező létestése tápanyag-és hordalék visszatartás céljából (1221) | 30 | 0.10 | 156 | 52*** | 15.6*** |
*A sávokra vonatkozó költségek 100 m-re vonatkoznak, a vízfolyás mindkét partjára. Területre átszámítás: költség (eFt/ha) = 2L/100A * költség(eFt/100m), ahol „A” az adott vízfolyás (víztest) szakaszhoz tartozó közvetlen vízgyőjtő terület (ha), „L” a vízfolyás hossza (m). Az ártér szélesítésnél a teljes vízgyőjtőterülettel lehet számolni.
** Feltételezve, hogy a közvetlen vízgyőjtő 100 m-re 1 ha
*** Feltételezve, hogy a szőrőmező területe a vízgyőjtő 1 %-a (a hatékonyság 100-szoros területről érkező terhelésre vonatkozik)
A költség-hatékonysági mutató alapján végzett összehasonlítás szerint síkvidéken is első helyre került a szennyvíztelepi P eltávolítás. Ehhez még azt is figyelembe kell vennünk, hogy a vízvisszatartást eredményező intézkedések nem csak a terhelést, hanem a mederbeli lefolyást is csökkentik. Ezáltal a kiinduló állapothoz képest kevesebb hígító víz marad a mederben, ami a pontforrások szempontjából kedvezőtlen. A költség-hatékonysági mutató számítása ezt a hatást nem tartalmazza, de az intézkedések rangsorolásakor nem szabad figyelmen kívül hagyunk.
A területi beavatkozások közül a wetland a legkedvezőbb. A létesítési költség minimális, de mivel a fenntartásért nem jár támogatás és a csatlakozók az alanyi jogon járó gazdálkodásért járó kifizetéstől is elesnek, kérdéses, hogy ösztönző erő hiányában van-e esély a jelenlegi támogatási rendszerben a megvalósításra (vizes élőhely létesítése, UMVP D4. zonális
célprogram). Az erdősítés a síkvidéki intézkedések között is a legdrágább megoldás, de a gyepesítés is jócskán alulmarad a wetlend létesítéshez képest.
A puffersávok síkvidéken nem olyan hatékonyak, mint dombvidéken, jelentőségük inkább a meder ökológiai állapota szempontjából van.
3.3. A települési szennyvizekkel kapcsolatos intézkedések
A költség-hatékonysági összehasonlító értékelés rámutatott a szennyvíztisztítás kiemelt fontosságára. Tekintve, hogy a szennyvíz program megvalósítása, mint alapintézkedés, kötelező jelleggel szerepel az intézkedési programok között, fontos, hogy ennek vízminőségi következményeivel is számoljunk.
A szennyvíz programban előirányzott beruházások, kiegészítő intézkedések (azaz tápanyag eltávolítás, ami kötelezőként csak a 10000 LE-nél nagyobb, érzékeny területeken lévő telepekre kötelező) nélkül a felszíni vizek foszforterhelését növelik. Ez annak a paradox helyzetnek a következménye, hogy az összegyőjtött szennyvizek mennyiségének növekedését eredményező intézkedések (csatornázás, vagy a már meglévő infrastruktúránál a rákötések növelése) csak akkor kedvezőek a felszíni vizek szempontjából, ha a terhelés növekedést szennyvíztisztítás hatásfok növelésével kompenzálni lehet. Ennek hiányában azaz az alapintézkedések a szennyvíz beruházások terén, a jelenlegi jogszabályi környezetben csak a felszín alatti vizek szempontjából oldják meg a problémát, a felszíni vizek esetében inkább problémát generálnak. Ezt a tervezéskor különösképpen figyelembe kell venni, ugyanis a VKI-val teljesen ellentétes az állapot romlás megengedése. A tervezéskor pedig figyelembe kell venni a VKI legfőbb követelményét, mely szerint a vizek állapota nem romolhat.
3.3.1. Új szennyvíztelep létesítése felszíni befogadóval
Új szennyvíztelep létesítése, vagy meglévő bővítése – ha az a befogadó terhelését a megengedhető terhelés 10%-át meghaladó mértékben növeli – csak abban az esetben javasolt engedélyezni, ha ezzel egyidejőleg más forrásokból csökkentjük a vizek terhelését (pl. a meglévő telepek hatásfokának növelésével, esetleg egyéb, diffúz szennyezőforrások felszámolásával). Ha a gazdaságossági szempontokat is figyelembe vesszük, egyértelmő, hogy a meglévő P terhelések csökkentésének leghatékonyabb módja a szennyvíztelepek intenzifikálása. Még abban az esetben sem tekinthető bármely, diffúz forrásból származó terhelés csökkentését eredményező megoldás a szennyvíztisztítás alternatívájának, ha annak költsége a P eltávolításra nézve kedvezőbb. A szennyvízterhelés ugyanis sem összetételében, sem időbeli jellegében nem hasonlítható a diffúz forrásokhoz, mert (i) gyakorlatilag 100%- ban hozzáférhető a növényi produkció számára, így vízminőségi hatása sokkal kedvezőtlenebb, (ii) időben folyamatosan jelentkezik, ezért a kisvizes időszakokban a középvízre megállapított határértékeknél jóval magasabb koncentrációkat hoz létre a befogadóban, ráadásul az év jelentős részében.
Új telepek engedélyezésekor, figyelembe véve az eddig elmondottakat, az 5. ábrán bemutatott lépések elvégzését ajánljuk. A terhelhetőség, vagyis 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
Eléri a célállapotot?
igen
nem
Megengedhető terhelés meghatározása
Szükséges terhelés csökkenés meghatározása
A szennyvíztisztító mőködésbe lépése után is elérhető a célállapot?
nem
igen
igen
A meglévő pontforrások szabályozásával elérhető a célállapot?
nem
igen
A diffúz terhelések csökkentésével elérhető a célállapot?
nem
van
Van-e egyéb, tervezett (új) szennyvíztisztító telep a víztesten?
igen
nincs
A felvízi vízminőség javításával elérhető a célállapot?
nem
A tisztítási követelmény megfelelő, kibocsátási engedély kiadható
A szennyvízbevezetés esetén a befogadóra VKI derogáció szükséges
Célállapot
Emissziós határérték szigorítása
szennyvízkibocsátás mellett meglévő egyéb (pontszerő, diffúz és felvízről érkező) szennyező források megléte.
Befogadó (víztest) jelenlegi állapota
5. ábra: Új, felszíni befogadóba (VKI szerint kijelölt víztest) történő szennyvízbevezetés létesítésének engedélyezése esetén javasolt lépések
A felvázolt intézkedési sorrend prioritást ad a szennyvízbevezetésből származó terhelés szabályozásának. Ez azonban nem jelenti azt, hogy a diffúz terhelés meglétének jelentőségét el lehetne 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.
3.3.2. Milyen alternatívája van a szennyvíztisztításnak?
Azokon a kistelepüléseken, melyeken még nem épült ki a csatornahálózat, környezeti- közegészségügyi és gazdaságossági szempontok alapján célszerő megválasztani a legkedvezőbb szennyvíztisztítási és elhelyezési eljárást. A közegészségügyi szempontok általában a hagyományos, csatornázással és központi szennyvíz telep építésével (vagy regionális rendszerre történő rácsatlakozással) járó beruházások mellett szólnak. Az egyedi (házi) szennyvíz elhelyezés azonban, annak szakszerő megvalósítása esetén a csatornázással egyenértékő, de annál jóval olcsóbb megoldást jelent a szennyvíz szikkasztására alkalmas kistelepüléseken4. A szikkasztásra való alkalmasságot két tényező befolyásolja: a talaj kötöttsége és a talajvíz közelsége (ezek mőszaki szempontból lehetnek korlátozók), és a felszín alatti vizek védelme. Utóbbi esetben kizáró ok a mőködő vagy távlati vízbázis védőterületén belüli, vagy a nyílt karsztos területen való elhelyezkedés. Ezeket a területeket a vonatkozó rendeletek is kizárják a szikkasztásból. A talaj szennyezése azonban nem engedhető meg a felszín alatti vizek szempontjából érzékenynek minősülő, beszivárgási területeken sem. Ebből a szempontból a 20 mm/év–nél nagyobb utánpótlódású területek tekinthetők veszélyeztetettnek. Ezeknél azonban csak a szabálytalan (előtisztítás nélküli, nem levegőztetett) szikkasztás jelent valós veszélyt, a szakszerő szennyvízszikkasztás általában megengedhető.
3.3.3. Javaslatok a szennyvízelhelyezés módjának megválasztására
A települési szennyvíz elhelyezésére jelenleg még csatornázatlan területeken alapvetően háromféle lehetőség nyílik:
• Csatornahálózat kiépítése, csatlakozás meglévő (regionális) telepre vagy saját új szennyvíztisztító építésével,
• Szennyvíz elszállítása zárt tárolókból meglévő szennyvíztelepre vagy központi folyékony hulladék fogadó telepre,
• Szennyvíz elszikkasztása a telken belül, szabályosan kiépített házi szennyvízszikkasztóval (esetleg házi kisberendezés mőködtetése).
A megoldások között a felszíni és a felszín alatti vizek terhelhetőségének együttes vizsgálata és gazdasági szempontok alapján kell dönteni. Noha a probléma egy része a felszín alatti vizeknél jelenik meg, a jobb követhetőség érdekében a szennyvízelhelyezés összes tervezési szempontját itt mutatjuk be.
A csatornázatlan településeken alkalmazható megoldások és szempontok:
• Az érvényben lévő jogszabályok szerint a kiemelten érzékeny területen (vízbázis védőterülete, nyílt karszt) található településeken csatornahálózatra vagy zárt tárolókra van szükség. Ezekkel a megoldásokkal a felszín alatti vizek szennyvízszikkasztásból származó terhelése (a települések alatt ez elsősorban N terhelést jelent) megszüntethető (lásd 4. Melléklet). A gazdasági számítások szerint
4 Tervezési útmutató rendelkezésre áll: Segédlet a korszerő egyedi szennyvízkezelés és a természetközeli szennyvíz tisztítás mőszaki megoldásainak alkalmazásához (KvVM, 2005).
(26. Melléklet – Költség megtérülés esettanulmányok) a zárt tárolók használata a legdrágább megoldás (a magas szállítási költség miatt), ezért hosszútávon ezeken a településeken csatornázás javasolt.
• A szakszerő szikkasztás a kiemelten érzékeny területek kivételével (a jelenlegi jogszabály szerint, de ezzel kapcsolatban lásd a következő bekezdést) a csatornázással közegészségügyi és környezetvédelmi szempontból is egyenértékő megoldást jelent, viszont a költségei általában jóval alacsonyabbak (főként a mőködés, fenntartás terén mutatható ki számottevő gazdasági előny). Ezért amennyiben mőszaki akadálya nincs, általában a szakszerő szennyvízszikkasztást javasoljuk hosszútávú megoldásként a 0 – 2000 fő közötti településméretnél. Kivételes esetben és a 2000- 5000 lakos között egyedi vizsgálat alapján lehet dönteni, hogy a csatornázás a természetközeli módszerek vagy a helyi megoldás-e a kedvezőbb. A mőszaki megvalósíthatóság fontos kísérleti jellegő vizsgálatokat igényel, amely számba veszi a kötött talajú területeken alkalmazható megoldásokat is. Csak ezután lehet megalapozottan dönteni a még csatornázatlan településekre vonatkozó fejlesztésekről!
A felszíni vizek szempontjából a települési szennyvizek hatása főként a csatornázott területek összegyőjtött és koncentráltan bevezetett szennyvizén (pontszerő terhelés) keresztül jelentkezik. A tervezéskor nem elegendő a meglévő terhelésből kiindulni, számolni kell a csatornázottak számának növelésével, és ezzel együtt a felszíni befogadókat érő terhelés növekedésével. A VKI szerint nem engedhető meg a vízminőségi állapot romlása, ezért a szennyvízterhelésből származó növekményt a meglévő telepeken a szennyvíztisztítási hatásfok növelésével kompenzálni kell (elsősorban kiegészítő P eltávolítás), függetlenül attól, hogy milyen a befogadó víztest jelenlegi állapota.
Új telep létesítése estén a következő szempontokat kell figyelembe venni:
• Helyettesíthető-e a csatornázás szakszerő szennyvízszikkasztással? Ez a megoldás ugyanis várhatóan olcsóbb, és nincs szükség a felszíni vizet terhelő szennyvíztelepre, ugyanakkor a felszín alatti víz szikkasztásból származó terhelése jelentősen csökken (bár nem nullára, de számottevő mértékben).
• Ha a csatornázás a mőszakilag megfelelő megoldás, akkor az összegyőjtött szennyvíz tisztításának és elhelyezésének van-e olyan alternatív megoldása, amelyben nem a felszíni víztest a befogadó? Alkalmazhatók-e olyan természetközeli megoldások akár a tisztításra, akár a tisztított szennyvíz elhelyezésére, amelyek a felszín alatti víz számára környezeti szempontból lényegesen kisebb veszélyt jelentenek?
• Új szennyvíztelep, tekintve a VKI minőségromlásra vonatkozó szigorú előírásait, csak egyedi határérték betartása esetén létesülhet5. A követelmény pedig az általában
„felelős” foszfor eltávolításával, esetenként nitrifikációval érhető el. Ez alól csak abban az esetben lehet kivételt tenni, ha az új terheléssel a víztest összes terhelése nem lépi túl a jó állapothoz, illetve a VGT-ben megfogalmazott célokhoz tartozó terhelhetőséget, figyelembe véve egyéb pontszerő forrásokból és a diffúz forrásból származó terheléseket is, vagy a szennyvízterhelés aránya a befogadóban - a jövőbeli állapotot tekintve - bizonyíthatóan nem éri el a 10%-ot.
5 Ebben az esetben is előfordulhat, hogy a vízminőség romlás miatt a VKI célok elérésében derogációt kell kérni.
A VGT tervezés folyamatában vízminőségi célok meghatározása, az intézkedési programok összeállítása (beleértve a szennyvízelhelyezés módjának megválasztását is), valamint a derogációt igénylő víztestek kijelölése során alapvető szempontként kell figyelembe venni a várható víz- és szennyvízdíjak, a lakossági terhelés alakulását, a megfizethetőségi korlátokat. Amennyiben a díjak növekedése jelentősen meghaladja a lakosság teherviselő képességét, a vízminőségi célok elérésére haladékot lehet kérni. A VGT tervezés során minden esetben meg kell vizsgálni, hogy melyik megoldás okoz a legnagyobb környezet javulás mellett a legkisebb díjnövekedést. Azt is vizsgálni kell, hogy ez a díjnövekedés milyen hatással van a lakosságra.
3.4. Belterületi terhelések szabályozása
Hordalék- és foszforterhelés nem csak a szántókról és a nyílt erdőkből, hanem a belterületekről is érkezik. Ennek aránya jelenleg nem jelentős a külterületi terheléshez viszonyítva, azonban a települési lefolyás – csapadékvíz elvezetés, főként a dombvidéki területeken egyéb szempontok (árvizi biztonság, közegészségügy) miatt is egyre megoldandó feladat. A lefolyás összetétele függ a település jellegétől (falvakban inkább a trágyalé, talaj, háztartási hulladék szerves- és tápanyag szennyezettsége okoz gondot, a városokban már számolni kell a közlekedés okozta egyéb szennyezőkkel, pl. szénhidrogének, fémek, stb. is). A VKI szempontjából itt azt kell figyelembe venni, hogy a belterületről levezetett csapadékvizek lökésszerő, koncentrált terhelésként jelentkeznek a befogadóban. Ennek mérséklésére az újonnan kiépülő, vagy a már meglévő csapadékvíz elvezető rendszereket elsősorban a hordalék és az ahhoz kötött szennyeződések felszíni vízbe jutásának mérséklésére hordalékfogó mőtárgyakkal kell ellátni, vagy a bevezetés előtt a vizet szétterítve, szőrőmezőn kell átvezetni.
A szennyezés csökkentési intézkedések csak részben mőszakiak, sokkal inkább szabályozási jellegőek:
• A települési állattartáshoz kapcsolódó trágyaelhelyezés szabályozása. A lerakott trágya elszigetelése a felszíni lefolyástól, illetve a talajvízbe történő beszivárgás (koncentrált szennyezés) megakadályozása, takarással, szigeteléssel. Szabályozási kérdés, azonban külön intézkedést nem igényel, mert a jelenleg érvényes előírások megfelelőek. Feladat a jogszabályok betartatása.
• A települési mezőgazdasági mővelés tápanyag- és növényvédőszer használatának szabályozása. Ugyancsak szabályozással megoldható kérdés (lásd: szabályozási javaslatok 12. Melléklet).