Természetes vizek védelme

A Föld 1,34 milliárd köbkilométernyi vízkészletéből alig 37 millió köbkilométer (azaz a teljes mennyiség 2,7 százaléka) édesvíz, de ennek is csak a háromnegyede iható. A potenciális ivóvízkincs 90 százaléka a sarki jégbe és a gleccserekbe van zárva, a nagy távolság miatt hozzáférhetetlenül. Vagyis a globális vízkincsnek csak egy alig kimutatható töredéke az, ami emberi fogyasztásra szóba jöhet.

Az emberi civilizáció fejlődése hidrológiai szempontból víztaszító és csapadékcsökkentő beruházások sorozatát jelenti. A növényzet kiirtása, az út- és házépítés mérsékli a párologtatást és a felszín vízvisszatartó képességét. A gátak és tározók megfogják ugyan a vizet, de hatalmas mennyiséget párologtatnak el belőle, és a gát alatti területeken pedig csökkentik a vízhozamot. Paradox módon az öntözés is szárazsághoz vezethet, hiszen az elszikesedett talajban nem marad hely a víznek, és nem él meg a nedvességet megfogó növényzet sem - nagy valószínűséggel ebbe bukott bele az ókori Babilónia, és az emberi tanulékonyságba vetett hitet megingatva ezzel küzd pillanatnyilag az egyébként igen fejlett ausztrál mezőgazdaság is.

A sokoldalú elemzések alapján az elkövetkező évtizedekben várhatóan jelentős mértékben megváltozó hőmérséklet- és csapadékviszonyok, az évszakok lehetséges eltolódása, egyes szélsőséges időjárási jelenségek erősödése és gyakoriságuk növekedése veszélyezteti a természeti értékeinket, a vizeinket, az élővilágot, az erdeinket, a mezőgazdasági terméshozamokat, az építményeinket és a lakókörnyezetünket, valamint a lakosság egészségét és életminőségét egyaránt.

Globálisan várhatóan 8%-kal nő a csapadék mennyisége a 21. század folyamán. Következésképp globális léptékben növekszik a vízkörforgásban megújuló vízkészlet, a hasznosítható vízkészlet, de mindez jelentős területi eltérésekkel valósul meg. Egyes területeken ugyan az éves csapadék összege kevéssé változik, a területi eloszlásában sem várható változás, de az időbeli eloszlás jelentősen módosul. A nyári idényben bekövetkező jelentős csapadékcsökkenés és a hőmérséklet-változás függvényében a felszíni lefolyás és a felszín alatti vizeket tápláló beszivárgás csökkenése várható. A csapadék várható időbeli átrendeződése miatt változni fog a felszínen aktivizálódó vízmennyiség is. A téli csapadék egyre nagyobb mértékben fog eső formájában hullni, amely a téli lefolyás növekedését okozza. Az ariditás mellett a mi éghajlatunkra a mediterránosodás a jellemző. A jövőre vonatkozó éghajlati előrejelzések alapján a tavak tekintetében nem nehéz belátni, hogy ha csökken a csapadék, csökken a hozzáfolyás és a melegedés következtében nő a párolgás, akkor csökkeni fog a tavak természetes vízkészlete. A klímaváltozás hatása a felszín alatti vizek mennyiségét és minőségét is érinti. A változások azonban nem olyan közvetlenek és nagymértékűek, mint a felszíni vizek esetében, illetve csak a több évig tartó hatásokat lehet kimutatni. Ezek a változások azonban - kevés kivételtől eltekintve - hosszú ideig érvényesülnek, és a kedvezőtlen hatás megszűntével csak nagyon lassú folyamatok révén állítható vissza az eredeti állapot. A vizek hőmérsékletének emelkedése, a párolgás növekedése és a hirtelen keletkező, gyors árvizek által a vízgyűjtőkről nagyobb mennyiségben lemosott, vagy a tápanyagmérlegben bekövetkező változások miatt a felszín alatti vizekbe leszivárgó szennyeződés ronthatja a vízminőséget.

A vízprobléma méretei hatalmasak. Az ENSZ megbízásából készített 2006-os Víz világjelentés szerint a Földön 1,1 milliárd embernek nem jut elegendő tiszta ivóvíz, a vízhiány pedig 2,6 milliárd embertársunk mindennapjait befolyásolja.

Ha a víz lesz a XXI. század egyik stratégiai természeti kincse (ahogyan a XX. századé az olaj volt), akkor elképzelhető, hogy a víztisztítás és a vízspórolás válik az évszázad üzletévé.

Magyarország medencejellege és földtani felépítése következtében felszín alatti vizekben gazdag. Felszín alatti vízkészletünk mennyisége, környezeti és használati értéke európai viszonylatban kiemelkedő jelentőségő. A talajvízszint elsősorban a csapadék függvényében ingadozik. A talajvíz kapcsolatban van a felszínnel, a csapadékkal, ezért könnyen elszennyeződik, így általában nem alkalmas emberi fogyasztásra. Magyarországon a felszín alatti vízkészletek közé soroljuk a folyók mellett kitermelhető, túlnyomórészt a folyóból származó ún. parti szűrésű vizeket is. (Ennek kiemelkedő jelentőségét mutatja többek között az is, hogy Budapest vízellátása a Duna partján telepített partiszűrésű vízkészletre épül.)

Országunk csaknem teljes területe a Duna vízgyűjtőhöz tartozik. Az ország a Kárpát-medence mélyén fekszik, ezért nagyobb folyóink közül a Zala, Zagyva-Tarna és Kapos kivételével az országhatáron túlról érkeznek, tehát Magyarország medencejellege a vízhálózat képét is alapvetően meghatározza. A vízfolyások összes vízhozamának több mint 90%-át 24 külföldről érkező nagy és közepes vízfolyás adja.

Magyarországon a jelenleg érvényben lévő Vízgyűjtő-gazdálkodási Terv (bővebben ld. később) az országot négy nagy részvízgyűjtőre osztja (Duna, Tisza, Dráva, Balaton), mely 42 tervezési egységre lett felosztva. A vízgyűjtőkön belül a tervezés legkisebb egységei a víztestek (pl. egy patakot fel lehet osztani több víztest részre, a szakaszok jellemzőitől függően). Az országos tervben 869 vízfolyás és 213 állóvíz felszíni víztest és 185 felszín alatti víztest került kijelölésre. Ezek a víztestek Magyarország vizeinek (több mint 9500 vízfolyásnak és 3500 tónak) a reprezentatív szakaszai és térrészei, amelyek jól jellemzik a magyarországi vízállapotokat.

Hazánkban a vízgazdálkodás tradicionális feladatainak jellege (igények kielégítése és a készletek megőrzése, a vízhasznosítás, az ár- és belvízvédelem, a folyó- és tószabályozás, stb.) változóban van. A múlt vízgazdálkodása elsődlegesen építésen és vízi infrastruktúra fejlesztésen alapult (töltések, zsilipek, tározók, duzzasztóművek, gátak, csatornák, stb.), és mint ilyen, okos mérnöki tervezést és megvalósítást igényelt a mindenkori vízügyi ágazaton belül. Számos terv és azok kivitelezése nem várt hatásokhoz vezetett. Például az árvízvédelmet a töltések fokozatos emelése jellemezte, ezzel a kompenzálandó területhasználat változásaiból (erdőirtás, urbanizáció) adódó növekvő lefolyást. A folyók csatornázása hozzájárul az árvizek gyors levezetéséhez, ugyanakkor a meder változásai számottevő módosulásokat idézhetnek elő a vízfenék medermélységében és a vízi élővilágban.

A változó szemlélet úttörői már az 1960-as években megjelentek. Több elemző a vízigények mértéktelen növekedését, a korlátozott készleteket, az árvizeket és az eróziót, a vízszennyezést, a vízienergia-termelés költség-haszon viszonyait és az éghajlat-változékonyság hatásait tekinti legfontosabb problémáknak. A legtöbb esetben a vízzel és a környezettel összefüggő problémáknak nincsenek „optimális”, de gyakran „jó” megoldásai sem, mivel egy-egy projekt megítélése időben is változik.

A Víz Keretirányelv (Rövidítve: VKI): Ez az irányelv arra kötelezi az EU tagállamokat, hogy készítsenek egységes vízgyűjtő- gazdálkodási terveket. Bővebben lásd később.) végrehajtásának egyik legsajátosabb magyar és tagállami szinte elvárt célja az egykori árterek részleges visszaállítása az élőhelyvédelem és az azokon kijelölt természetvédelmi területek fenntarthatósága érdekében a védelmi funkció biztosítása. A visszaállítás hozzájárulna az árvizek és aszályok hatásainak mérsékléséhez, amely a Víz Keretirányelv tételes céljainak egyike a vizektől függő ökoszisztémák védelme mellett.

Hazánk természeti-ökológiai értékekben kiemelkedően gazdag ország, amit jól mutat az is, hogy a VKI víztestek több mint 90%-a valamilyen szintű védettséget élvező területen húzódik, vagy kisebb nagyobb mértékben érinti azt. Ennek ismeretében a vizek jó állapota szempontjából nagy hangsúlyt kell kapnia a víztől függő védett élőhelyek jó állapota biztosításának. Ennek teljesítése nem egyszerű feladat. Az alegységi szintű tervezés során beérkezett információk feldolgozása nyomán megállapítható, hogy tengerszint feletti magasság szerint ugyan különböző mértékben, de az ország szinte teljes területén a víz hiánya okoz ökológiai-természetvédelmi problémákat.

Az éghajlati változások mellett a területek vizeit elvezető és szárító beavatkozások (mederszabályozás, belvízelvezetés, a túlzott felszíni és felszín alatti vízkivételek), továbbá a nem ökologikus mező- és erdőgazdálkodási gyakorlat az, amely komolyan nehezíti a víztől függő ökoszisztémák jó ökológiai állapotának elérését. A hazai víz- és területhasználati gyakorlat kedvezőtlen hatásai mellett a vízkészleteket a határainkon túli felvízi területeken folyó használatok is jelentősen befolyásolják. Általánosságban megállapítható, hogy a felvízi területek felől kevesebb víz érkezik az országba, mint ami a folyó természetes vízhozamából adódna. Ezeket a vízkészletekkel összefüggő határvízi problémákat nemzetközi megállapodások keretében kell rendezni, annak érdekében, hogy a VKI céljai hazai és európai szinten is teljesülhessenek.

Az egyes víztől függő élőhelytípusok károsodásának jellege, az élőhelyben végbemenő degradálódási folyamatok lényegében nem különböznek az ország egyes területein. A területi különbségek a probléma általi érintettség mértékében és – esetleg - a konkrét kiváltó okok eltérésében nyilvánulnak inkább meg.

Az ökológia egy élőlényközpontú tudományág, amely a világon előforduló fajok elterjedésével és mennyiségével foglalkozik, s vizsgálja ezt azoknak a tényezőknek – legyenek biotikusak vagy abiotikusak -, melyek az elterjedésnek és a mennyiségnek határt szabnak. A vízi rendszerek élőlényein a baktériumokat, az állatokat és a növényeket értjük, de ha elgondolkodunk, magunknak is eszünkbe juthat más csoportosítás is: pl. lebegő szervezetek, aljzaton élő szervezetek, úszóképességgel rendelkező szervezetek.

Ezeknek a szervezetek előfordulása, életvitele nagyban függ a környezet változásaitól, és egymással való kölcsönhatásaiktól is.

Az egyes víztest típusokban, ill. a típusokon belül az egyes víztestekben előforduló fajok populációinak indikációs értéke nagyon különböző. Az előforduló fajok között találhatók olyanok, amelyek sok ökológiai környezeti tényezőre nézve tágtűrésűek. E fajok sok, különböző jellegű víztest típusban hasonló eséllyel megtalálhatók és a víztest típus jellegében, ill. ökológiai állapotában bekövetkező változások nem befolyásolják érzékelhetően e fajok előfordulási mintázatát, ill. egy adott mintavételi egységben mérhető egyedsűrűségét. Az egyedsűrűségben bekövetkező változások pedig legtöbb esetben nem közvetlenül valamelyik környezeti tényező változásához köthetők, hanem az érzékenyebb, szűkebb toleranciaspektrumú konkurens, vagy predátor fajok egyedsűrűségének változásához (legtöbb esetben csökkenéséhez). Ezek a generalista, ill. ubiquista fajok a fentiekből következően nem alkalmazhatóak hatékonyan élőhelyminősítési és ökológiai állapotminősítési céllal.

A másik végpontot azok a fajok képviselik, amelyek gyakorlatilag csak a víztesteknek típusként elváló csoportjában fordulnak elő. Ezek a fajok az alapvetően meghatározó környezeti tényezők közül egyre, vagy többre nézve szűk tűrésűek. Következésképpen az ilyen fajok egy-egy víztest típushoz kötődő karakterfajok. E specialista fajok populációinak indikációs értéke magas, hiszen a víztér jellegét, ill. ökológiai állapotát érintő beavatkozásokra érzékenyen, egyedsűrűségük csökkenésével és végső esetben eltűnésükkel reagálnak. E jelenség miatt az ilyen fajok nagyon jól alkalmazhatóak víztest tipizálásra, vízminősítésre, ill. ökológiai állapotértékelésre.

E két végpontot képviselő fajok között folyamatos az átmenetet. Az átmenetet olyan fajok alkotják, amelyek nem csak egy jól lehatárolható víztest típusban fordulnak elő, hanem pl. két egymáshoz valamilyen szempontból hasonló víztest típusra is jellemzőek. E fajok erre a két víztest típusra nézve karakterfajoknak tekinthetők, hiszen az összes többi típusban nem, vagy csak véletlenszerűen, ill. sokkal kisebb valószínűséggel fordulnak elő. Az ilyen fajok is alkalmazhatók víztest tipizálásra és ökológiai állapotminősítésre is, de valamelyest korlátozottabban, mint a típusspecifikus (csak egy típushoz kötődő) karakterfajok. A karakterfajok tehát különböző szintekhez sorolhatók és ezek a szintek, ill. a hozzájuk tartozó karakterfajok statisztikai módszerekkel meghatározhatók.

Néhány példa:

Az egyes rendszertani egységekbe tartozó különböző fajok nagyon változatos élőhelyeket kedvelnek. Például az aprító makrogerinctelenek (Gammaridae, Asellota) olyan helyeken élnek ahol bőven van vízbe hulló, nagyobb méretű szerves anyag, pl. avar (CPOM – crude particulate organic matter). Ilyenek a középhegységekben az erdei patakok vagy alacsonyabb területeken a benövényesedett vízfolyások. Ezt az anyagot a makrogerinctelenek un. aprító funkcionális csoportba tartozó fajai hasznosítják.  A törmelékevők főleg az aprítók által már előaprított szerves anyagot tudják feldolgozni (FPOM – fine particulate organic matter). A szűrögető szervezetek pedig biztos, hogy nem fordulnak elő oligotróf vizekben, hiszen az ilyen vízben még nem halmozódott fel kellő mennyiségű szerves anyag és fitoplankton, amit ki lehet szűrni (Ezért nincsenek kagylók a középhegységekben, hiszen ott még a víztér is túl árnyékolt ahhoz, hogy kellő mennyiségű fitoplankton éljen benne.). A legelő szervezetek a víz alatti felületeken növekvő algabevonattal táplálkoznak.

A klasszikus limnológia szerint a folyóvíz attól kezdve ténylegesen folyóvíz, amikor a víz már rendelkezik valamiféle mederrel. Eszerint: a vízfolyás olyan víztömeg, amely hordalékával együtt többé-kevésbé határozott mederben mozog a legkisebb ellenállás irányában, a magasabb helyről az alacsonyabb felé. A modern limnológia szemlélete szerint a meder nélkül már határozott irányba igyekvő erecske már folyó, mégpedig elsőrendű folyó. Két vagy több elsőrendű folyónak tekinthető forráserecske összefolyásából másodrendű folyóvíz alakul, melynek határozott, állandó medre a természetben már lehet. Két másodrendű folyó összefolyása már mindenképp olyan helyen történik, ahol a geológiai viszonyok által meghatározott módon mederalakulás is lehetséges.

A folyórendszer az egy folyóvá egyesülő vízfolyások összessége, amely mindig egy, a nagyságával kitűnő főfolyóból és különböző rendű mellékfolyókból áll. Két folyó összefolyásakor rendszerint a nagyobb "folytatódik", azaz tartja meg a nevét, de ez a valóság nem mindig van így. Ha egy főfolyó két nagyjából azonos nagyságú forráságból keletkezik, lehet, hogy a helyi nyelvhasználat mindkét forráságnak külön nevet ad, a főfolyót pedig csak az egyesülés után nevezi meg. Az is előfordul, hogy a főfolyót nem a bővebb vizű forráságról nevezik el, hanem a hosszabbról vagy jobban ismertről.

Egy-egy folyórendszer vízgyűjtő területét az ún. vízválasztó vonal határolja el a szomszédos folyórendszer vízgyűjtőjétől, amely többnyire egy kiemelkedéseken áthúzódó vonal. A vízválasztót többnyire jól lehet látni, könnyen ki is lehet jelölni a hegységekben. Síkságokon a vízválasztó sok helyen széles, bizonytalan határú területen húzódik végig, s gyakran különböző irányokba lecsapoló mocsarakon is átvezet. Ilyen síkvidéki, bizonytalan vízválasztóknál fordulhat elő a sók betöményedése, mely Magyarországon szikesedés formájában jelentkezik. Bizonytalan vízválasztójú területek hegységekben is vannak. Ebben az esetben a víz időszakosan hol az egyik, hol a másik vízrendszerre irányul, esetleg állandóan két irányba folyik le, vagyis bifurkál. Karsztos területeken fordul elő, hogy a csa­padék ugyan a domborzati viszonyok által kijelölt vízgyűjtő területén esik le, de azonnal a mészkőbe szivárog, s onnan egy másik vízgyűjtő területére jut.

Minden rendűségi típushoz fizikai-, kémiai és biológiai jellemzők sokasága rendelhető, és folyamatos jelleggel sorba rendezhetők azon jelenségek, melyek egy-egy folyórendszerben a forrástól a torkolatig lejátszódnak. Egy-egy vízfolyás vízhozama egy adott szakaszon erősen meghatározza azt, hogy ott milyen élőlénytársulások élhetnek. A rendűség a vízhozammal is kapcsolatban van.

A folyókra nagyon jellemzőek a kanyarulatok, vagy meanderek, melyek a folyó hosszát lényegesen megnövelik.

A folyók medre abban is különbözik a tavakéitól, hogy míg az utóbbiakat valamilyen geológiai folyamat (belső vagy külső felszínformáló erő) hozta létre, addig a folyó medrét maga alakítja. Abszolút erózióbázisnak nevezzük a tenger szintjét ott, ahol a folyó eléri, és beleömlik.

A folyókat teljes hosszuk harmadolásával felső- (forrástájnál induló), középső- és alsó (az erózióbázisnál véget érő) szakaszra oszthatjuk. A felső szakaszon a folyó munkavégző képessége nagyobb, mint amennyi a hordalékszállításhoz szükséges munka. Emiatt erodálja a partot, anyagot ragad magával, esetenként sziklát görget. A völgybevágódás jellegzetesen V alakú, a víz hideg, átlátszó, gyorsan mozog, oxigéndús és tápanyagszegény. A középszakasz jellemző tulajdonsága, hogy a folyó többé-kevésbé szabályosan kanyarog (meanderezik). Munkavégző- és hordalékszállító képessége nagyjából egyensúlyban van, ezért az anyaglerakás és elhordás egyensúlyban van. A kanyargó mederben a sodorvonal a homorú part alatt fut, emiatt az jobban kanyarog, mint a folyó. Ahol a sodorvonal az egyik partról a másikra csap át, gázlók alakulnak, a folyó mélysége általában itt a legkisebb. Az alsó szakaszon a munkavégző képesség kevesebb, mint amennyi a hordalékszállításhoz szükséges, ezért a vízfolyás lerakja hordalékát, ezáltal feltölti medrét, sőt a folyóvölgyet is. A lerakódott hordalékból keletkező zátonyok és szigetek a folyó addig egységes medrét ágakra bontják.

Vízfolyások sebessége három tényezőtől függ: az eséstől, a vízmennyiségtől és a meder keresztmetszetétől. Amennyiben egy adott lejtésű területen a patak hosszát lerövidítjük, úgy jelentősen megváltoztatjuk annak mederesését, és ennek hatását a vízi társulások megváltozásával is követhetjük, nem beszélve a hordaléklerakási viszonyok megváltozásáról.

Az élőlényeknek evolúciósan alkalmazkodniuk kell a vízfolyás sebességéhez. Ez meghatározza azt is, hogy egy adott szakaszon milyen élőhelyek alakulhatnak ki, mivel a meder jellege ennek is függvénye.

Tavak morfometriája annak jelentősége röviden

A tavak fajtáit nagyban befolyásolja azok keletkezési típusai. A tektonikus tavak (a föld belső erőinek működésével jöttek létre általában nagy területűek és mélyek (pl. Bajkál-tó, Tanganyika-tó). Keletkezhet tó földcsuszamlás következtében is, amikor egy vízfolyás gátolódik el (persze a földcsuszamlást előidézheti tektonikus folyamat is), ilyen pl. a Gyilkos-tó. Eróziós folyamatok során (víz, jég, szél) többféleképpen keletkezhetnek tavak: a morotva tavak folyók kanyarulatainek túlfejlődése során keletkeznek, a tengermelléki tavakat az apály-dagály ingadozása idézheti elő. Glaciális erózió során a felszínen mozgó jég szabálytalan egyenetlenségű felszín formálása során hagy maga után mélyedéseket, ami aztán feltelik vízzel. A szélerózió hatása is jelentős lehet, pl. a Balaton eredetileg 5 kisebb tava a széleróziónak köszönhetően nyílt egybe.

A tómedencék változatos kialakulása miatt a tavak alakja, mélysége, partjuk tagoltsága és medermorfológiája kialakulásuk körülményeitől és későbbi fejlődésüktől függően igen különböző lehet. A tavak vízoszlopában hőrétegzettség is ki szokott alakulni. Általában a tavak vize stabil rétegzettség esetén három fő részre bontható. Legfelül a meleg (könnyű) vízréteg helyezkedik el, ez az epilimnion, ezt a réteget a szél könnyen átkeverheti. Metalimnionnak hívjuk a váltóréteget, fő jellemzője, hogy ebben a rétegben a hőmérséklet gradiense nagyon meredek. Az alsó réteg pedig a hipolimnion melynek hőmérséklete már egységes még a mély tavak esetében is. Természetesen ez a rétegzettség is jelentősen hat az víz élővilágára, de megkülönböztetünk egy nem hőmérsékleti rétegzettséget is, aminek lényege a tő fényelátottságának egyszerű megadása. A fényelátottság persze függ a tó földrajzi elhelyezkedésétől, a globálsugárzás mértékétől napok/éjszakák hosszúságától stb. Mindezek kihatnak a fitoplanton produkcióra, azáltal a teljes vízi táplálékhálózatra is. A vízbe jutó fény a mélyebb rétegek felé hatolva gyengül, így aztán a mélyebb tavak két részre oszthatóak: eufatikus és afitikus rétegre. Az eufotikus réteg a felszíntől addig tart, amíg a közvetlenül a felszín alatt mérhető sugárzás annak 1%-ára csökken. Ez alatt van a afotikus réteg, ahol a fény mennyisége kevesebb, mint a megjelölt 1%.

A fényviszonyokat jelentősen befolyásolja kisebb tavak esetében a partmenti fás vegetáció vagy a nádas öv, hiszen ezek árnyékoló hatással bírnak (Nagyobb tavak esetében ennek csak a parti régióra van hatása.)

A fentiekben csak röviden lettek bemutatva a főbb morfológiai adottságos, és érintőlegesen azok hatásaik Eme áttekintésre azért volt szükség, hogy könnyebben lehessen értelmezni azt, hogy egy élővíz természetessége nagyban függ az azt körülvevő változtatásoktól is, hiszen minden kihat/kihathat az ökoszisztéma funkciókra is. Tehát a természetes vizek védelmének már a parton el kell kezdődnie, hiszen a morfológiai, fizikai és klimatológiai jellemzők alapvető hatással vannak az egyes folyószakaszokon/vízterekben kialakuló élőlény együttesek milyenségére, azok tér- és időbeli változásaira.

Ezért fontos a Víz Keretirányelvben is a medermorfológiai változtatások mértéke. Országunk lakosainak nagyon kis hányada tudja azt elképzelni, hogy milyen is lehetett valójába a Balaton partja, akár csak 150 évvel ezelőtt, vagy éppen a Tisza vidéke a szabályozások előtt. Országunkban bármerre autózva sok-sok vízfolyást keresztezünk. Nézzünk ilyenkor az útról jobbra és balra, hogy mit látunk: jókedvűen kanyargó, csalafinta patakmedret izgalmas tündérbújtató bokorcsoportokkal vagy pedig szinte vonalzóval rajzolt, nyílegyenes medret, fantáziátlanul és egykedvűen. Akár mindkét esetben is lehet a vízminőség kiváló, ha mégis, a két felvázolt medertípus a különbségei miatt egészen más lesz az élőlények fajösszetétele. Amennyiben a vázolt két medret dombvidékre képzeljük el, úgy dombvidékre jellemző fajösszetételt várnánk mind növények, mind állatok terén. Természetesen, hegyvidéki vagy síkvidéki vízfolyást is elképzelhetünk különböző medermódosításokkal. Ha egy hegyvidéki patakon duzzasztással létrehozunk akár csak egy kisméretű tavat (tározót) a turistaút mentén, máris jelentősen beavatkoztunk az élővilágba például a felduzzasztott víztér felvízen való visszaduzzasztása és alvízi hatása miatt. Tehát a hegyvidéki sebesen csobogó kispatakban az adott szakaszon megjelenhetnek állóvízi fajok is, melyek nem odavalóak.

A fitoplankton esetén a mennyiségi és a minőségi viszonyokat jellemző multimetrikus indexet kidolgozása történt. A fitoplankton taxonómiai összetételét jellemző hazai metrika, a Qk indexben a fitoplankton egyes funkcionális csoportjai kerültek értékelésre. A metrika másik eleme a fitoplankton mennyiségét az a-klorofill tartalommal jellemzi. A két metrika egyesítése a normalizált értékek átlagolásával történik.

A fitoplankton a VKI által, a tavak illetve alsó-szakasz jellegű vízfolyások ökológiai állapotának értékelésére ajánlott biológiai elem. A minősítés törekszik arra, hogy a fitoplankton faj összetételéből és a fajok mennyiségi viszonyaiból számolt index értéke a lehetséges terhelések (növényi tápanyag, ill. szerves terhelés, hidromorfológiai változtatások) mentén szignifikáns változást mutasson.

Az elemszintű értékelés során három jellemző paramétert vehették figyelembe:

A fitoplankton minőségi viszonyi alatt a fitoplankton taxonómiai összetételét értjük. Számszerű formában történő megjelenítésekor az egyes taxonok relatív gyakoriságát adják meg. Elve az, hogy az egyes típusok fizikai, kémiai, medermorfológiai ill. biológiai (makrofiton dominancia) sajátságainak figyelembevételével becslik, hogy a fitoplankton adott funkcionális csoportjainak előfordulása jót jelent-e a rendszer szempontjából (vagyis az adott típusú, természetes állapotú vizekre jellemzőnek tekinthető-e) vagy sem. Ezt 5-ös skálán értékelik. A folyók fitoplanktonjának taxonómiai alapú értékelése során a közleményében leírtak alapján jártak el. A módszer lényege az, hogy ismerve a fitoplankton funkcionális csoportjainak környezeti igényét, és ismerve egy adott típusra jellemző fizikai, kémiai és biológiai változók mintázatát, becsülhető, hogy egy adott funkcionális csoport jelenléte a természetes állapotú tóban milyen mértékben kívánatos.

Nagyon fontos mozzanat minden esetben a víztestekből való mintagyűjtés. A fitoplankton mintát ismert térfogatú üvegbe kell gyűjteni, nyílt vízen (ha a vizsgálatnak nincs egyéb, specifikusabb célja). A fitoplankton elhelyezkedését a vízoszlopban nagyban befolyásolja a vízbe jutó fénymennyisége  (hiszen fotoszintetizálnak), ezért törekedni kell a rétegmintavételre. Az ilyen jellegű mintavételnek több eszköze is van (pl. csőmintavevő). A mintavétel legegyszerűbb módja, ha az üveget függőlegesen (nyitott szájjal) lenyomjuk egyenletes sebességgel a víz alá, ameddig a fény lejuthat (ez a módszer a legegyszerűbb minatvételre vonatkozik), így nemcsak a felszíni vízrétegből jutunk mintához. Nagyobb vízfolyások esetében a sodorvonalból, hasonlóan kell meríteni az üveget. A tartósítószer fitoplankton esetén a lugol (káliumjodidos jód oldat), melynek használatával a minta eltartható határozásig. Ahhoz, hogy a mennyiségi viszonyokra a feldolgozásnál következtetni lehessen, az ismert térfogatú mintából ismert térfogatot ülepítenek, majd a benne lévő fitoplanktont számolják és határozzák, és valamely térfogategységre vonatkoztatják a az egyes fajok mennyiségét.

A vízfolyások ökológiai állapotának értékeléséhez a Víz Keretirányelv nem tartja fontosnak a fitoplankton vizsgálatát. A hazai és nemzetközi vizsgálatok is azt igazolják, hogy az eutróf állapot kialakulása vízfolyásaink jelentős részénél korántsem tekinthető ritka jelenségnek. Tekintettel arra, hogy a fitoplankton biomasszájának nem kívánatos növekedése folyók esetén ugyanolyan kockázatot jelent, mint az állóvizeknél, a folyóvízi fitoplankton rendszeres monitoringjától sem nem lehet eltekinteni. A funkcionális csoport alapú minősítést Borics és munkatársai sikerrel adaptálták folyóvízi fitoplanktonra.

A kovaalgák további fontos jellemzője, hogy fosszilizálódnak, ezért állapotrekonstrukcióra is alkalmasak, valamint a kovaalgapreparátumok kis helyen, időben nem korlátozott módon eltarthatók (archiválhatók), s ismételt vizsgálatoknak, ellenőrzéseknek vethetők alá.

A mintavétel módszerét alapvetően meghatározza, hogy vízfolyásból vagy állóvízből vesszük-e a mintát. A két módszer jelentősen különbözik egymástól, ezért külön–külön tárgyaljuk őket.

A kovaalgák a környezeti hatásokat integrálják, így a víztest jellemző állapotát mutatják ellentétben a fizikai és kémai mérésekkel, melyek- az üledékvizsgálatok kivételével- pillanatnyi állapotot tükröznek. A kovaalga alapú analízisekkel már az 1900-as évek elején foglalkoztak, indikátorként való alkalmazásuk a biomonitorozásban javasolt és eredményes. Ennek nyomán számos, a bentikus kovaalgákon alapuló indexet fejlesztettek ki, elsősorban folyóvizekre:

A fenti indexek tavakra való alkalmazhatósága számos esetben megkérdőjelezhető. Ezért új tavi indexek kifejlesztésére volt szükség. Hazánkban két indexet dolgoztak ki, az egyik a TDIL (Stenger-Kovács, 2007), mely síkvidéki, sekély, állandó vagy időszakos, meszes vagy meszes- enyhén szikes hidrogeokémiájú tavainkra alkalmazható, melyeknek a vezetőképessége nem haladja meg 3000 µS cm^-1–t. Ennél nagyobb vezetőképességű tavakra (pl. Fertő) SCIL index használata javasolt. A TDIL a tavak összes foszfor (ÖP) tartalmára érzékeny, míg a SCIL tavak vezetőképességén alapul (Ács, 2007).

A TDIL indexben például a fajok ÖP optimumai alapján 6 különböző kategóriát különböztetnek meg 0-tól (hagyományos értelemben hipertróf) 5-ig (hagyományos értelemben oligotróf). Ezek a kategóriák a következők: (0) > 1,500 (1) 0,401-1,500 (2) 0,300-0,400 (3) 0,190-0,299 (4) 0,100-0,189 (5) < 0,090 mg L^-1. A fajokat tolerancia értékeik alapján pedig 3 kategóriába sorolták: (1) érzékeny (tolerancia: 0,01-0,09 mg L^-1), (2) kevésbé érzékeny (tolerancia: 0,1-0,3 mg L^-1) és (3) toleráns (tolerancia: 0,3-3 mg L^-1) fajok. A trofitást becslő tavi kovaalga index (TDIL) a Zelinka és Marvan (1961) egyenletet alkalmazva a fenti változók ismeretében számolható:

A makrovegetáció vizsgálata és az adatok értékelése a folyó és a tó víztest típusokban hasonló módszerekkel történik. A különbség elsősorban a terepi felmérés módszereiben van.

Makrofita esetében az Integrált Makrofita Minősítési Indexet (IMMI) – dolgozták ki, melyben a referenciajellemzők: a Természetességi (T_i)- és Zonáció (Z_i)-index, a W_i (nedvességigény)-index - és Növényzetfedettségi (F_i) index – szakértői becslés alapján megállapított súlyozásával együttesen határozzák meg az index értékét.

A zonáció-index azt mutatja meg, hogy egy adott víztér zonációs szerkezete mennyiben egyezik meg az elméleti (referencia-hely és/vagy referencia-állapot) zonációs szerkezettel.

A természetességi index azt mutatja meg, hogy az adott víztest összesített fajlistájában milyen arányban szerepelnek a természetes állapotokra utaló lágyszárú fajok a degradációra, antropogén hatásra utaló fajokhoz képest. Ez alapvetően jellemzi a víztest (v. mintaterület) zavartalanságának/természet-közeliségének fokát.

A növényfedettségi-index a vízfelület növényfedettségének arányát mutatja meg alacsony vízállásnál. Ez az arányszám segít az osztályhatárok megállapításánál, a növényövek elválasztásánál.

A nedvességigény azt mutatja meg, hogy a víztest lágyszárú növényzete miként oszlik meg a nedvességigény alapján, mekkora hányada valódi vízi-, mocsári- mocsárréti növény, ill. a szárazföld irányába mutató üde- és szárazabb termőhelyeket jelző növényzet.

E négy index értékét kell megállapítani a terület növényfajainak ismeretében, majd mindegyik típus értékeléshez az indexeket különbözőképpen kell súlyozni, majd az eredményt besorolni, ami alapján a víztest rossz, szegényes, közepes, jó vagy kiváló lehet makrofita állomány alapján.

A terepi felméréshez elengedhetetlenül szükséges a növényfajok taxonómiai ismerete, azok különböző igényei, valamint az aszpektusokra (évszakosságra) jellemző növények előfordulása (nem minden évszakban látható az összes jelenlévő növény), és annak ismerete, hogy természetes körülmények között milyen növénytársulásnak kéne jelen lennie a területen.

A makrozoobentosz alapján minősítő rendszer (QBAP) esetén az eltérő víztest típusokban más-más karakterfaj csoportok adatait és értékeit vették figyelembe. Az ilyen módon kialakított index már az indexérték számolása során figyelembe veszi a víztest típusok sokszínűségét, hiszen a közös elvi alapon túlmenően minden víztest típus esetében a specifikusan rájuk, ill. a velük közös hasonlósági csoportban található víztest típusokra együttesen jellemző karakterfajokkal, mint referenciajellemzőkkel és ezek előfordulásával vagy konkrét egyedsűrűségével, mint referenciaértékekkel dolgozik.

A módszer elvi alapja, hogy az egyes víztest típusokban, ill. a típusokon belül az egyes víztestekben előforduló fajok populációinak indikációs értéke nagyon különböző. Az előforduló fajok között találhatók olyanok, amelyek sok ökológiai környezeti tényezőre nézve tágtűrésűek. E fajok sok, különböző jellegű víztest típusban hasonló eséllyel megtalálhatók és a víztest típus jellegében, ill. ökológiai állapotában bekövetkező változások nem befolyásolják érzékelhetően e fajok előfordulási mintázatát, ill. egy adott mintavételi egységben mérhető egyedsűrűségét.

A makroszkópikus gerinctelen szervezetek esetében a referenciajellemzők tehát a víztest típusra jellemző karakterfajok. A karakterfajok között a típusspecifikus karakterfajok mellett a magasabb szinteken (víztest típus csoportokhoz) kötődő karakterfajok is szerepelnek.

Határozás után az egyes fajokat ki kell keresni a víztest típusra megadott táblázatokból (melyekben meg van adva a kívánatos egyedszám is, mely kapcsán azt kell figyelembe venni, hogy több, vagy kevesebb van-e az adott fajból), melyek alapján számokat kapunk, melyekkel a QBAP index-el számolni lehet, melynek végeredménye megadja, hogy az adott víztest szakasz az öt minőségi kategória közül melyikbe sorolható.

A halközösségre alapozott biológiai integritás-indexet (Index of Biotic Integrity – IBI) Észak-Amerikában patakok degradálódásának jellemzésére dolgozták ki, majd a módszert más régiókban is alkalmazták bizonyos módosításokkal. Magyarországon is ennek a rendszernek a módosított változatát javasolják alkalmazni folyók halfaunájának minősítésére. A biológiai integritás-index olyan összetett mutatószám, amely a halközösségek ökológiai sajátosságai – elterjedés, szaporodás, táplálkozás, élőhely stb. – alapján a meghatározott referencia jellemzők referencia állapottól való eltérésén alapul. A rendszer abban az esetben működik megfelelően, ha a referenciajellemzők jó korrelációt mutatnak az antropogén hatásokra bekövetkező degradációval, valamint az adott víztípus referenciaértékei tükrözik az antropogén hatásoktól mentes állapotot. Sok esetben nem található olyan referenciahelyszín, ami mentes az emberi tevékenység hatásaitól, ilyenkor elméleti referenciaértékek adhatók meg. A rendszer kidolgozása során a funkcionális guildek-et vették figyelembe.

Mivel a halak mintázása nehézkes, mert sok eszköz szükséges (csónak, motorral, elektromos halászati berendezések, hogy a halak csak elkábuljanak a kiemelés, határozás, mérés idejére, de utána vissza lehessen engedni őket), tehát költséges valamint az engedélyek megszerzése is nehéz, ezért országunkban annyi adat egyelőre nem áll rendelkezésre hogy a módszert teljes biztonsággal lehessen alkalmazni és validálni, de remélhetőleg ez a közeljövőben megtörténik.

A 33/2000. (III.17.) számú Korm. rendelet szerint talajvíznek tekinthető minden a föld felszíne alatt a telített zónában elhelyezkedő víz, amely közvetlen érintkezésben van a földtani közeggel (Földtani közeg: a föld felszíne és felszín alatti rétegi).

A felszín alatti vizek mennyisége függ a vízszinttől, a nyomásviszonyoktól a hidrometerológiai feltételektől, a beszivárgástól, az utánpótlástól ill. az igénybevételtől, (vízkivételtől).

A 80-as években a nagyarányú felszín alatti vízkivétel száraz, csapadékmentes időszakkal esett egybe. Ez nagymértékben meghaladta a vízutánpótlást, emiatt egyes területeken jelentős hiány alakult ki a felszín alatti vízháztartásban.

Lassan megújuló erőforrásról lévén szó a felszín alatti víztesteket mennyiségi szempontból is definiálni kell. Az adott felszín alatti vízbázis akkor megfelelő állapotú, ha az igénybevétel, azaz a közvetett és közvetlen vízkivételek nem okoznak folyamatos készletcsökkenést.

A mennyiségi állapot mellett azonban a minőséget is meg kell határoznunk. A felszín alatti vizek természetes minőségét elsősorban az a kőzet határozza meg, amelyben a víz elhelyezkedik, vagy mozog. Az eredeti vízminőséget jelentősen befolyásolják az áramlások ill. a víz felszín alatti tartózkodási ideje valamint a hőmérséklet is. Ezt a vízminőséget – különösen felszín közelben – az emberi tevékenységből származó szennyezések megváltoztatják. A felszín alatti vizek esetében a szennyezés tartós, időtartama akár évtizedekre vagy évszázadokra tehető. Amennyiben a szennyezőanyag nem bomlik le vagy immobilizálódik, akkor a szinte végtelenségig a felszín alatti vízben maradhat.

A VKI (Víz keretirányelv, Water Framework Directive) határozta meg első ízben azt, hogy a felszín alatti vizet nemcsak mint többcélú használatot biztosító erőforrást, hanem mint környezeti értéket is védeni kell. Ennek érdekében a célkitűzések felszín alatti vizek esetében a mennyiségi és a kémiai állapotra vonatkoznak (míg a felszíni vizek esetében az ökológiai és a kémiai állapotra), mely célokat 2015-ig kell megvalósítani.

A 2010. január 1-én életbe lépett országunk Vízgyűjtő Gazdálkodási Terve (VGT – River Basin Management Plan), mely tartalmazza az emberi tevékenységek által a felszín alatti víz állapotára gyakorolt terhelések és hatások összefoglalását, a monitoring eredmények bemutatását, a védelmi programokat és az ellenőrző és helyreállítási intézkedések összefoglalását.

Általánosságban elmondható, hogy a felszín alatti vizeink állapota kedvezőbb, mint a felszíni vizeké, viszont a gyenge állapotú felszín alatti víztestek helyreállítása sokkal nagyobb erőfeszítést igényel. A jó állapot fenntartását tekintve továbbra is kockázatot jelentenek a felszínről beszivárgó szennyezések és az utánpotló készleteket meghaladó vízhasználat.

A felszínről érkező szennyezésekre elsősorban a karsztvidékek, a talajvíz, a parti szűrésű vizek és a sekély rétegvíz vízbázisai érzékenyek. Az egyik legnagyobb probléma a felszín alatti vizek nitrátszennyezése. A felszín alatti vizek minőségét veszélyeztető nitrát elsődleges forrása a csatornázatlan településeken a szabálytalanul elszikkasztott szennyvíz. Ugyancsak kerülhet jelentős nitrátmennyiség a talajvízbe az állattartó telepek trágyatárolóiból, amennyiben nincsenek megfelelően szigetelve. Minthogy a nitrát a talajvízben igen könnyen mozog (nem kötődik a talaj összetevőihez), az intenzív mezőgazdasági termelésben használt műtrágyák jelentős diffúz forrást jelentenek. A műtrágyahasználat a rendszerváltást követően drasztikusan csökkent, és csak a legutóbbi években mutat újra emelkedést, azonban a korábban kikerült mennyiség hatása még hosszú ideig érezhető lesz. A korábban elszennyezett területekről, például az ipari létesítményekből és a nem megfelelően szigetelt hulladéklerakóból származó veszélyes anyagok is problémát jelenthetnek a felszín alatti vizekre, amíg a terület rekultivációját vagy kármentesítését el nem végzik. A balesetszerű szennyezések (pl. kőolajvezetékek mentén) általában csak lokális problémákat okozhatnak. Emellett a mezőgazdaságban használt permetezőszerek is bejuthatnak a talajvízbe, és a településeken és utak mentén beszivárgó esővízzel is sok szennyezőanyag kerülhet a talajvízbe.

A vízminőség szempontjából különösen az ivóvízbázisok megóvására kell kiemelt hangsúlyt fektetni, hiszen országunk ivóvízellátása 96%-ban a felszín alatti vizekből történik (ide értve a parti szűrésű vízbázisokat is). A vízbázisok védelmét szolgálja a védőzónák kijelölése és az itt folytatható tevékenységek elsődleges korlátozása. Védőterületekre sérülékeny, vagyis az esetleges szennyeződésektől természetes úton (földtani rétegek által) nem védett vízbázisok esetén van szükség. Emellett a parti szűrésű vízbázisoknál a folyó medrében bekövetkező változások is veszélyeztethetik a jó vízminőséget vagy mennyiséget. Ilyen pl. a Duna esetében a felsőbb szakaszokon létesített duzzasztóművek által súlyosbított medermélyülés (bevágódás), a kavicskitermelés (mederkotrás) vagy a folyómederbe épített műtárgyak miatt feliszapolódott meder. Az Alföld egyes részein ezen kívül természetes, geológiai eredetű ivóvíz-minőségi problémák is ismertek (arzén, mangán).

A felszín alatti vízkészletek mennyiségi állapotát leginkább különféle célú vízkivételek befolyásolják. A vízkivételek célja elsősorban az ivóvízellátás, de jelentős az ipari felhasználás is, és az egyes helyeken a bányászati víztermelés (Mátra és a Bükk előterében) vagy az öntözés. Problémát jelent, hogy nem minden vízvételről vezethető nyilvántartás (illegális vízkivétel). Több felszín alatti víztestünk átnyúlik az országhatárokon, így szomszédaink is ugyanazt a vízkészleteket használják. Ahol a felszín közelében található felszín alatti vizek mennyisége nem elegendő, azaz a felszín alatti víz szintje csökken, általában a tőlük függő felszíni élővilágban is megfigyelhetők a kedvezőtlen változások.

A felszín alattit vízvédelem különböző jogszabályok által rögzített régebbi szabályozási koncepciója integrálódott a VKI alapintézkedései közé, és közvetlenül csatlakoznak az új Felszín alatti víz irányelvhez (GWD – Groundwater Directive). Az intézkedések célja a szennyező anyagok felszín alatti vízbejutásának a megakadályozására irányuló intézkedéseket a következő kapcsolódó irányelvekben határozták meg:

A következő években aktív, több ágazatot és tudományágat bevonó együttműködés szükséges a megfelelő felszín alatti vízgazdálkodási rendszer EU szintű fejlesztésének biztosítása és az új irányelv hatékony végrehajtásának garantálása céljából. Ez nagymértékben, de nem kizárólagosan a különböző környezetvédelmi politikák hatékony integrálására támaszkodik.

A második Nemzeti Környezetvédelmi Program (a továbbiakban NKP) a környezetügy középtávú tervezési rendszerének átfogó kerete. Kidolgozásáról, céljáról, tartalmáról és megvalósításáról a környezet általános védelméről szóló 1995. évi LIII. törvény rendelkezik. A hatéves időszakokra (2003-2008, és 2009-2014) készülő, de ennél hosszabb távra is kitekintő program célja, hogy az ország egészére vonatkozóan és a társadalom minden szereplője számára az egyes területi sajátosságokat és célcsoportokat figyelembe vegye, ugyanakkor egységes és célirányos rendszerbe foglalja a társadalmi-gazdasági fejlődéshez szükséges, azt megalapozó környezetügyi célokat és az ehhez szükséges feladatokat. Az országos célok megvalósítását ennek megfelelően egymásra épülő, egymást kiegészítő regionális, megyei és helyi átfogó, tematikus és egyedi környezetvédelmi programok kidolgozása és végrehajtása segíti elő.

Így a VKI 2015-ig tartó végrehajtási időszakát is az NKP-III határozza meg. A Program tematikus akcióprogramjai az alábbiak:

A VKI és a vízgyűjtő-gazdálkodás egyes szabályairól szóló kormányrendelet szerint védett területnek kell tekinteni a jogszabályban vagy a hatóság határozatában kijelölt körülhatárolható földterületet, melyekhez természeti értékek, víztől függő élőhelyek, fajok megóvása érdekében előírások kapcsolódnak. Ennek értelmében a természetvédelmi oltalom a törvényi szinttől egészen a helyi szintű védelemig terjedhet. A következőkben kiemeljük azokat a védett elemeket, melyek a VGT szempontjából feltétlenül vizsgálandóak:

A Tvt. előírása alapján minden védett természeti terület esetében el kell készíteni a természetvédelmi kezelési tervet. A természetvédelmi kezelési terv – jogszabályban meghatározott definíciója szerint - olyan dokumentum, amely a védett természeti terület és természeti értékei megóvását, fenntartását, helyreállítását, valamint bemutatását szolgáló természetvédelmi kezelési módokat, továbbá a felsoroltak érdekében meghatározott korlátozásokat, tilalmakat és egyéb kötelezettségeket tartalmazza, ezekre vonatkozó előírásokat állapít meg. A természetvédelmi kezelési tervet a Tvt. rendelkezései alapján jogszabályban kell kihirdetni, a természetvédelmi kezelési terv előírásai kötelező érvényűek.

Hazánk a Föld egyik legzártabb medencéjében helyezkedik el. Az Alföldön a lefolyástalan vagy elöntésnek kitett területek aránya nagy. A vízjárást szélsőségek jellemzik: ahogyan azt napjainkban is érzékeljük, az árvíz, belvíz és az aszály egyaránt kulcskérdés. A fajlagos felszíni vízkészletünk az egyik legnagyobb Európában, de túlnyomóan külföldi eredetű. Az országon belüli lefolyás hozzájárulása ehhez messze a legkisebb a kontinensen. A lefolyási viszonyok döntően a környező országok területhasználati viszonyainak a függvénye. Az általános vízbőség ellenére a vízkészlet gazdagodás néhány térségben – különösen a Tisza-völgyben – nehéz, amihez hozzájárul a kis vízfolyássűrűség. Az ivóvízellátás döntően a felszín alatti vizekre épül. A közműolló (a vezetékes vízzel való ellátottság és a csatornázottság mértékének különbsége) az egyik legnagyobb a kontinensen. Az országot a települések környezetében elszennyeződött felső vízadó réteg, a sérülékeny parti szűrésű vízbázisok és a védett rétegvizek jellemzik. Sekély tavaink az eutrofizálódás különböző mértékű jeleit mutatják. A természetes vízgyűjtő az EU vízpolitikáját kifejező keretirányelv értelmezése szerint szinte kizárólag osztott (az országhatár miatt), több országhoz tartozó részvízgyűjtőkből áll. Kiszolgáltatottságunk és a kockázat nagy. A hidrológiai viszonyok a potenciális éghajlatváltozásra feltehetően érzékenyen reagálnak. Mindezek és a rendszerváltást megelőző évtizedek több nem fenntartható megoldása, a meglévő infrastruktúra nem ritka elhanyagolása és a befejezetlen fejlesztések sokféle és nem könnyű koncepcionális feladatot adnak a következő évtizedeknek.

A jövőnek tág értelemben vett átalakulásából származó bizonytalan trendekkel kell számolnia, a gazdaságtól kezdve az emissziókon át a szakembergárda fejlődéséig. Számolni kell a változó szemlélettel, amely a követéssel, a védekezéssel és a rövid távú gondolkozással szemben a megelőzésre és a hosszú távon fenntartható megoldásra fekteti a hangsúlyt. Gyakran felvetődik új koncepciókon alapuló megoldások bevezetésének igénye is, amit nem egyszerű a meglévő vízi infrastruktúrával kombinálni.

A folyóink minősége az 1990-es évek közepéig sokat javult (a recesszió és a gazdasági átalakulás következtésben), és ma, leegyszerűsítve jó-közepes állapotúak. Térségenként eltérő mértékű gondok elsősorban a tápanyagháztartása jellemzőiben és a mikrobiális állapotban jelentkeznek. Utóbbi a szennyvíztisztítás még mindig alacsony színvonalának eredménye. Általánosságban a nagyobb folyók vízminősége a hígulás következtében jobb, mint a kisebbeké. A felszín alatti vizeket többnyire jó minőségű karsztvíz- és parti szűrésű készletek jellemzik.

A vízminőségi problémák kiváltó oka a szennyező anyagok kibocsátásban keresendő. Becslések alapján a szervesanyag- és a foszforterhelés mintegy 60-70%-a települési eredetű. A nitrogén esetében a nagyobbik hányad diffúz jellegű. A jövő egyik komoly kihívása a növekvő hányadú, nehezen megfogható nem pontszerű szennyezések szabályozása. Az összes hazai kibocsátás azonban a külföldről érkezőnek csak mintegy 15-20%-a.

Mivel hazánk a Duna vízgyűjtőjének majdnem a közepén fekszik, ezért számos olyan jelentős vízgazdálkodási kérdés van, amelyet csak a vízgyűjtőn osztozó országokkal együtt lehet megoldani. Ezeket a problémákat a Duna vízgyűjtőjére közösen elkészített Vízgyűjtő-gazdálkodási Terv intézkedési programja hivatott kezelni. Alvízi országként sok tekintetben a felettünk elterülő országoktól függünk, ezért a nálunk észlelt problémák egy részét csak nemzetközi szinten tudjuk orvosolni, ami előnyös, hiszen egyrészt a kölcsönös belátás elve alapján, elvárjuk, hogy hozzánk ne szennyezett víz érkezzen, de mis is igyekszünk lehető legtöbbet megtenni az országunkon áthaladó vizek tisztaság a érdekében.

A problémák másik részét valamelyik szomszédos országgal, kétoldali együttműködés keretében kell kezelni, mert az ottani beavatkozás nélkül nálunk sem érhető el a jó állapot. Ilyen esetekben fontos kérdés, hogy szomszédunk is hasonlóan gondolkodik-e az adott vízfolyás, állóvíz vagy felszín alatti víz esetében. Más szavakkal, ismeri-e a problémát, mennyire tartja súlyos kérdésnek, továbbá mikor és hogyan tervezi azt megoldani. A kétoldalú együttműködést az illetékes, a vizekért felelős állami képviselőkből álló Határvízi Bizottságok koordinálják.

A várható vízigények meghatározásakor a jelenlegi vízhasználatokból indulhatunk ki. Becsülhető a lakossági, az ipari és a mezőgazdasági vízigények várható változása, és figyelembe lehet venni a fizetőképes keresletet, a területfejlesztési elképzeléseket meghatározó gazdasági fejlődésre vonatkozó elképzeléseket. A lakossági és közterületi fogyasztás az 1990-es években bekövetkezett jelentős csökkenés után már csak kismértékben fog változni. Az ipari fogyasztásról feltételezhetjük, hogy összességében alig módosul: a bányászati vízkivételek csökkenése és a takarékos technológiák alkalmazása országosan ellensúlyozza a fejlődésnek indult ipari gócpontok igényeinek növekedését.

A jelenlegi éghajlati viszonyok mellett a hasznosítható felszín alatti készletek az ivóvízigényt mindenütt képesek biztosítani. A legkedvezőtlenebb esetben az Északi-középhegységben és a Tiszántúl középső és déli részén e téren problémák esetleg felmerülhetnek. A vízgazdálkodás sokoldalúan függ össze a terület- és vidékfejlesztéssel, amelyet egyrészről a víz és az egyes szektorok gazdasági kapcsolata, másrészről pedig a vidéki lakosság életfeltételei határoznak meg.

Az ipar, a halastavak és az állattartás vízigénye kielégíthető, amennyiben víztakarékos technológiai megoldásokat alkalmaznak, illetve ezek a jövőbeli fejlesztésekkor igazodnak a vízkészletekben gazdag területekhez. Az utóbbi megoldással a költséges készletnövelő beavatkozások is lekerülhetők.

Az öntözésnek alkalmazkodnia kell a szabad készletek által meghatározott adottságokhoz. Ennek figyelembevételekor mintegy 300-500 ezer ha öntözése lehetséges, ami megfelel a mezőgazdaság reális célkitűzéseinek, de elmarad az optimális külső és belső gazdasági feltételek esetére várt öntözési igényektől. A felhasználható készletek jelentős része külföldről származik. Biztosítani kell, hogy a külföldről érkező hozamok kedvezőtlen feltételek esetében (növekvő külföldi igények, éghajlatváltozás) se csökkenjen számottevően. A készletek hasznosításának hatékonyságát növeli a jelenleginél takarékosabb öntözési technológiák meghonosítása.

Korunk társadalma elvárja az egészséges ivóvizet, a korszerű és biztonságos vízi infrastruktúrát és a vonzó rekreációs lehetőségeket. A vízellátás, szennyvízgazdálkodás és a vízminőség-szabályozás összefüggő kérdései tehát elválaszthatatlanok az életminőségtől.

A szolgáltatott ivóvíz mennyisége az elmúlt évtized során számottevően csökkent. Országos szinten mind a vízkészletek nagysága, mind a vízművek kapacitása elegendő a jövőben reálisan várható ivóvízigények kielégítésére. Az ivóvíz minőségével azonban már ma is gondok vannak, noha közegészségügyi problémák nincsenek.  A nyilvántartott vízműtelepek több mint fele olyan felszín alatti vízzel rendelkezik, melyeknek a vas- és mangánkoncentrációja meghaladja az érvényben lévő hazai ivóvízszabvány határértékeit. Több száz telephelyen lesz szükség vas- és mangántalanítást megvalósító technológia bevezetésére. A magasabbrendű élő szervezetekre veszélyes nitrition és ammóniumion mikrobiológiai oxidációjával a vízelosztó hálózatban is képződhet.. Az ammóniuminonok koncentrációja törésponti klórozással vagy mikrobiológiai oxidációval csökkenthető. Az Alföld jól körülhatárolható területei alatt elhelyezkedő rétegvizek jelentős részében a jelenlegi hazai ivóvízszabvány határértéket meghaladó koncentrációban fordul elő természetes eredetű arzén, ezért nagy számú vízműtelepen lesz szükség a víz arzéntartalmának redukálásra, ami csak költséges technológiai fejlesztés révén oldható meg.

A vízfogyasztók alatt általában csak a lakosságot értjük, pedig a lakossági fogyasztás mellett hasonló mértékű az egyéb vízhasználat is.  A vízfogyasztókat három nagy csoportra lehet osztani:

A lakossági vízfogyasztás előrejelzése a demográfiai változások, a vízellátás szintje és a fajlagos vízfogyasztás eredőjeként alakul ki. Az iparon belül az egyes ágazatokra külön prognózisok készülnek. A vízfogyasztás előrejelzése az ágazatokra vonatkozó gazdasági prognózisok és a fajlagos vízfogyasztás becsült alakulása alapján történik. A mezőgazdasági vízigény előrejelzésénél elsősorban az öntözést, a halastavak vízellátását és az állattenyésztést veszik figyelembe.

A Víz Keretirányelv a vízi szolgáltatások költségeinek megtérülését helyezi a díjképzés középpontjába, amely a környezeti és készletköltségek díjakba való integrálását jelenti. E megközelítés értelmében, a jövőben a környezetvédelmi erőforrás megőrzési követelmények a pénzügyi szempontok mellett nagyobb hangsúlyt kapnak.

Magyarországon a vonatkozó jogszabály a Keretirányelvvel összhangban értelmezi a vízszolgáltatások fogalmát: „vízszolgáltatások azok a szolgáltatások, amelyek biztosítják a háztartások, a közintézmények és a gazdasági tevékenységek számára a felszíni vagy felszín alatti víz kivételét, duzzasztását, tárolását, kezelését, elosztását, a keletkező szennyvíz összegyűjtését és tisztítását, ezt követően a felszíni vizekbe vezetését” (221/2004. (VII. 21.) Kormányrendelet a vízgyűjtő-gazdálkodás egyes szabályairól).

A magyar álláspont szerint kétféle szolgáltatást lehet megkülönböztetni a Keretirányelv szempontjából:

A víz egy problematikus közeg: egyszerre lehet erőforrás, gazdasági értékekkel bíró élvezeti és használati cikk, kockázati tényező, nemzeti kincs vagy természeti szépség forrása. A vízzel kapcsolatos általános és specifikus célok gyakran ellentmondásosak vagy nem egyértelműek, a tulajdonosok és a felhasználók köre pedig változatos.

A vízi közművek területén döntő a szolgáltatás szervezeti, tulajdonosi és szabályozási rendszere. Ideális esetben olyan szolgáltatási feltételeket és gazdasági környezetet alkotnak, amelyben összehangolhatók a fogyasztók és a szolgáltatók érdekei.

Az üzemeltetési struktúrákban a piackonform eszközökkel segített integráció (és reintegráció) hasznos eszköz lehet, hogy a szolgáltatásokban csak megfelelő szakmai és pénzügyi háttérrel rendelkező szervezetek vegyenek részt gazdaságos és hatékony üzemmérettel. Az integrációnak számos feltétele adott. A már meglévő helyi, kistérségi és regionális rendszerek alkotják a műszaki állapotot. A műszakilag egységes rendszer nem akadálya a vagyonérték elkülönült tulajdonosi megosztásnak. A különálló művek a területi ellátást végző vállalatba integrálódhatnak. Az integráció gazdasági alapja az ellátási felelősség, ami indokolt a kapacitások gazdaságos működtetését igényli. A fejlesztés területén pedig a saját erőforrások összegzése a külső és állami források megszerzésének hatékonyságát fokozhatja.

Az alábbiakban röviden összefoglalva azok a fő feladatcsoportok felvázolása olvasható, melyek területén a konkrét beavatkozás vagy megelőzés tevőleges az önkormányzatok vagy kistérségek feladata. Tehát az egyes esetekben valóban regionális léptékben kell eljárni, de egyben koordináltan is a környező területek kezelőivel.

Már a római korból ismertek olyan beavatkozások, amelyek a vizes élőhelyek átalakítását eredményezhették: pl. mocsarak lecsapolása a hadiutak kritikus szakaszainál a Balaton térségében ill.  Aquincum környékén.  Már ebben a korban felmerült a Balaton (Pelso) vízszintjének csökkentése. Galerius császár (293–311) rendelte el a Sió-csatorna építését. Siófok északkeleti részén kerültek elő ásatások során zsilipmaradványok, építmények. A csatorna egyébként hosszabb szakaszon a mai Sió-csatorna nyomvonalán helyezkedett el, mint ahogy a falazatmaradványokból kiderül. A csatorna a középkorban is működött, végül a XVI. Század végén, a végvárak védelme érdekében zárták el.

A középkorban a vizes területek lecsapolása dokumentálhatóan a szerzetesrendek betelepedésével kezdődött. Ezek elsősorban a bencés, cisztercita és premontrei szerzetesrendek voltak. Érdújhelyi Menyhért így ír erről: „… a rendtagok egy része a rengeteg erdőket vágta, égette, irtotta és így változtatta át azokat szántóföldekké. Mások mocsaras vidékeket szárítottak ki. A vizeket csatornákkal levezették és folyócskákban gyűjtötték, malmok hajtására és rétek öntözésére használták. Így a vidéket egészségesebbé és termékenyebbé tették (sic!)” (Érdújhelyi, 1906).

Az első hazai ismert vízépítő mérnök (bár akkoriban korántsem így jegyezték ezt a mesterséget) Tumler Henrik volt, akit a veszprémi káptalan taníttatott ki külhonban. Elsősorban a Veszprém - Balaton térségben végzett - ma úgy mondanánk - vízrendezési munkákat, zömmel nagybirtokosok, ill. a káptalan megbízásából. Tevékenységét jól nyomon tudjuk követni a káptalani ajánlólevelekből. Az egyik ilyen ajánlólevél szerint: „… a fönt nevezett szigligeti és hegymagasi helységeink határiban 2400 ölnyi hosszaságra és 2000 ölnyi szélességre kiterjedő és így 4000 hold foglalatú posványos bozótságunknak jobb karba hozása iránt olyan hasznos … intézést tett hogy … az ezen bozótságunk haszonvehetetlen voltát atyáink orvosolhatatlannak tartották, mi … Tumler Henrik javallatára és útmutatásai szerint oly szerencsésen lecsapoltattuk, hogy azon helyen, hol pedig azelőtt … malom nem volt, az ő intézése szerint egy kétkerekű malmot is állítottunk fel …”

A 18. századi nagyszabású vízrendezési munkálatok elsősorban mezőgazdasági célúak voltak. Az uradalmi birtokrészeket csak irtásokkal, ill. a környező mocsarak lecsapolásával lehetett növelni, ráadásul a fellendülő mezőgazdasági árutermelésben a termények elszállításához is egyre nagyobb szükség volt megfelelő utakra.

„Hazánkban a’ teherszállításnak szörnyű drágasága, magát a’ tehernek az árát csaknem felülhaladván, a’ kereskedőket a’ jószágnak vételétől egészen elijeszti: s azért is mi tulajdon fáradságunknak gyümölcsét se’ helyben el nem adhatjuk, se’ pedig másuva az eladás piaczára nem vihetjük. Így nem kapva érettük pénzt, kénytelenítettünk azokat magunk elföcsérleni! Mennyire meghűl ez által szorgalmatosságunk…” panaszkodik a korabeli állapotokról Vedres István.

A 18. század legnagyobb méretű vízszabályozási vállalkozása a négy vármegyét érintő Sárvíz-Kapos-Sió rendezése volt. Ezen a területen külön problémát okozott a Sárvíz vizét visszafogó és a terület elmocsarasodását okozó vízimalmok nagy száma. A Sárvíz első szabályozási tervének elkészítésével Böhm Ferenc mérnököt bízták meg 1772-ben. A munkálatok azonban hamarosan abbamaradtak, egyrészt a helybeliek ellenállása, másrészt az anyagi források megcsappanása miatt, a társulat pedig feloszlott.

A Sárvíz Csatorna Társulat megalakulásával feléledt a munkák folytatásának gondolata. Beszédes József, az akkor még ismeretlen mérnök, 1815-ben nyerte el a társulati főmérnöki állást. Vizekkel kapcsolatos alapelve az volt, hogy nem elegendő a vizek kártételének elhárítására korlátozni a vízszabályozási munkákat, hanem a nemzetgazdasági felemelkedése érdekében a lehető legnagyobb mértékű kihasználásukra kell törekedni. Vezetésével a sárvízi vízrendezési munkák 1824-ben befejeződtek. Zichy Ferenc gróf, a szabályozás királyi biztosa az országgyűlésnek küldött jelentésében többek között megemlítette, hogy a mocsár kiszárításával közel 400 km2-nyi jó széna-, ill. gabonatermő területet nyertek a birtokosok.

A 18. század végén - 19. század elején más nagyszabású vízrendezési munkák is folytak. A Duna vízgyűjtőjében fontos volt a Rába vízrendszerének és a hozzá csatlakozó Hanságnak a rendezése. 1792-ben Király György, Győr megye mérnöke elkészítette ennek a vidéknek a térképét, ezt Sax Zakariás felmérése és szabályozási terve követte. 1813-ban elkészült az új Rábca meder Királytó és Nagy Égererdő között. Ebbe vezették a Hanságból induló főcsatornát, amely az Eszterháza környéki vizeket vezette le. 1833-ban Kecskés Károly készített tervet a Hanság lecsapolásáról, a Rába alsó szakaszának rendezéséről. Ez lett az alapja a 19. század utolsó évtizedeiben végrehajtott munkálatoknak.

A Tisza vidékén a Körös és a Berettyó vízrendszerének részletes szabályozási terve Vay Miklós királyi biztos nevéhez fűződik. A Tisza általános szabályozási terveit Vásárhelyi Pál dolgozta ki, a tényleges rendezési munkálatok azonban csak halála után kezdődtek meg 1846-ban és lényegében a század vége előtt be is fejeződtek. Mindennek következtében mintegy 4600 hektár területet sajátítottak ki.

A fennmaradó vizes élőhelyek lecsapolásának, megsemmisítésének újabb korszaka a szocialista nagyüzemi mezőgazdaság idejére tehető. Mindezek következtében vizes élőhelyeink aránya mára számottevően csökkent.

A megmaradt vizes élőhelyek Magyarországon, ill. a világ számos országában komoly figyelmet kapnak és védelemben részesülnek. A védelem oka egyrészt a természetvédelmi érték, azaz ezek a rendszerek önmagukban is értékes, unikális természeti entitások, másrészt számos védett fajnak biztosítanak élőhelyet.

A másik fontos funkció a felszíni és felszín alatti hidrológiai viszonyok módosítása. Fontos szerepük lehet például a lefolyó esővizek visszatartásában, felfogásában, ilyen módon a lejjebb elterülő területek elárasztásának veszélyét csökkentve. Szintén a hidrológiai funkciók közé tartozik az erózió elleni védelem, a partvonal stabilizációja, valamint a helyi klimatikus viszonyok stabilizálása.

A funkciók harmadik csoportja az élőhely: a vizes élőhelyeken számos olyan faj található amelyek értékesek, vagy természetvédelmi, vagy pedig gazdasági szempontból.

Az élőhely-degradációt okozó tényezők között első helyen kell említeni a hidrológiai beavatkozásokat. Ezek értelemszerűen azt a tényezőt változtatják meg, ami a vizes élőhely jellege szempontjából a legfontosabb: a vízellátottságot. A bauxitbányászat során elkövetett nagymennyiségű vízkivétel például olyan nagymértékben lecsökkentette a talajvizet, amely a Keszthelyi-medence és Káli-medence vizes élőhelyeinek részleges vagy teljes kiszáradásához vezetett). Élőhely-degradációt a vízgyűjtőn bekövetkező beavatkozások is okozhatnak, gyakran valóságos láncreakciót indítva meg. Az erdő kiirtásával a csapadékvíz gyakorlatilag akadálytalanul lezúdul, esetenként olyan nagymennyiségű vízzel terhelve a rendszert, amelyet az nem tud felfogni, tározni. A növényzet eltűnésével a talajerózió is felgyorsul, a talajrészecskék lemosódásával a vizes rendszerben felgyorsul a szedimentáció (ráadásul ezeknek a tényezőknek az együttes hatása jelentős humán kockázattal is jár, elég az egyre gyakoribb sárlavinákra gondolni.

A következő stresszor a tápanyagterhelés. Az eutrofizáció során a vízbe (szervetlen) növényi tápanyagok kerülnek, különböző foszfor és nitrogénformák (a foszforformák közül az ortofoszfát, míg a nitrogénformák közül a nitrit, nitrát, ammónium).  Az ortofoszfátot tartjuk állóvizekben a limitáló tényezőnek, a nitrogénformák általában feleslegben vannak ehhez képest. Ennek következtében elszaporodnak az elsődleges termelő (primer producens) szervezetek: algák (fitoplankton), ill. makrofiton növények. Ezek versenyhelyzetben vannak (kompetíciót folytatnak): elsősorban a tápanyagért, de nem elhanyagolható a fény szerepe sem. A makrofita növények pl. árnyékolnak, megakadályozva vagy legalábbis erősen lassítva az algák növekedését.  (Ezért ha például a hínárnövényeket eltávolítjuk a vízből – zavarónak tartva őket – az algák kompetíciós előnyhöz juthatnak és elszaporodhatnak.) A tápanyagdúsulás következtében a víz trofitásfoka növekszik. Ez a jelenség elsősorban állóvizekben meghatározó, vízfolyások esetében a hígulás miatt nem olyan jelentős.

A saxitoxin és a neosaxitoxin az idegsejtek nátriumcsatornáit blokkolják, az idegsejtek gátlásával az izomsejtek ingerület hiányában megbénulnak. Ezeket az Aphanizomenon, Anabaena, Lyngbya és Cylindrospermopsis nemzetségek egyes fajai termelik.  Saxitoxinokat először tengeri, emberi fogyasztásra alkalmas kagylókból izoláltak, ahol ezek a toxikus anyagok bioakkumulálódtak és emberi haláleseteket okoztak.

A saxitoxinokat a nemzetközi Vegyifegyver Egyezmény (Chemical Weapons Convention) is számontartja (Metcalf és Codd, 2004).

Közvetlen kockázattal jár a toxintartalmú víz fogyasztása, ill. az abban történő fürdés.

A növekvő üledékterhelés is csökkentheti a vizes élőhely 'működőképességét'. A szedimentáció, azaz a szárazföldről bemosódó anyagok mennyisége egyrészt a vizes élőhely szempontjából terhelést jelent, másrészt viszont a szárazföld szempontjából veszteséget. A vízgyűjtőn végzett erdőirtás nemcsak a csapadékvizek gyorsabb lezúdulását okozza, hanem a talaj erodálását is, ezzel fokozva a szedimentáció sebességét.

A vizes élőhelyre a szárazföldről bejutó lebegőanyagok hatása a következőképpen összegezhető:

Bevezetésképpen szükséges némi fogalmi tisztázás arra hogy milyen “kezelési” formák létezhetnek. Ez a fogalmi tisztázás azért is fontos, mert egyelőre sem az angol, sem a magyar nyelvben nincsenek pontos definíciók ezekre a kezelési formákra.

Az EPA/600/R-92/150 sz. kiadványa), “An Approach to Improving Decision Making in Wetland Restoration and Creation” (Leibowitz et al., 1991) alapvetően kétféle kezelési formát különböztet meg. “Restoration” vonatkozik minden olyan beavatkozásra, amely jelenleg is meglevő vagy volt vizes élőhely kezelésére vonatkozik, míg “creation” új, a területen még csírájában sem meglevő vizes élőhelyek teremtését jelenti.

Amennyiben a degradált terület olyan természeti értékekkel vagy tájképi értékkel rendelkezett, ami ezt indokolja, szükség lehet az eredeti ökoszisztéma teljes helyreállítására (a modell szóhasználatával restoration). Ennél sokkal gyakoribb eset, amikor megelégszünk a rehabilitációval (rehabilitation), ebben az esetben az eredeti ökoszisztémát csak részlegesen állítjuk vissza, a struktúrája és a funkciója szegényebb lesz. Arra is találunk példát, hogy az eredeti ökoszisztéma helyén egy másikat alakítunk ki (replacement), ez főleg akkor képzelhető el, ha magának a beavatkozásnak a következtében alakul ki olyan élőhely, illetve ennek az élőlényközössége, amelyet érdemesnek tartunk a megőrzésre. (Erre jó példa a Nyéki-tavak esete. Ezek a kavicsbányászat révén jöttek létre, és ma már nyilván senkinek sem jutna az eszébe, hogy betemesse a tavakat, pusztán azért hogy az eredeti ökoszisztémát rekonstruálhassa.) Végül az is előfordulhat, hogy nem avatkozunk be (neglect), hanem hagyjuk, hogy a természetes folyamatok (elsősorban a szukcesszió) elvégezzék a maguk dolgát (laissez-faire).

Természetesen Magyarországon is történtek kísérletek fogalmi tisztázásra (amely messze több kellett, hogy legyen mint pusztán az angol szakkifejezések átvétele, illetve fordítása). Gőri et. al (1996) szerint vizes élőhelyek kezelése esetében a következő formák léteznek: (1) Prezerváció (ebben az esetben hagyjuk, hogy a természetes szukcesszió haladjon a maga útján, és ehhez biztosítjuk a kedvező környezeti feltételeket); (2) Konzerváció (egy kedvező állapot rögzítése, azaz a szukcessziómenet megszakítása); (3) Rehabilitáció (egy degradáltnak tekintett  rendszer helyreállítása, a meglevő maradványok felhasználásával) és (4) Rekonstrukció (olyan élőhely teremtése, amely bizonyíthatóan a terület ősi elemeihez tartozott, de mára már eltűnt).

Holtágak: konzerváció és rehabilitáció

A Kis-Balaton Vízvédelmi Rendszer tervezési munkái 2007 elején kezdődtek el újra,  bekerülve az uniós társfinanszírozásra igényt tartó projektek közé. A vízminőségvédelem mellett kiemelt fontossággal bír a természetvédelmi és ökológiai értékek védelme.  Így például a tervek szerint időszakos vízborítottságú területeket hoznak létre, ahol a vízszintet Zala folyó természetes vízszintingadozása szabályozza.

A Kis-Balatonon nagykiterjedésű természetközeli állapotokat mutató növénytársulásokat maradtak fenn, ezek a következők:

A kaszálók – legelők szintén időszakos vízborításúak. Jellemző fajaik a sások és különböző pázsitfűfélék. A lágyszárú fajdiverzitás legeltetéssel tartható fenn, amelyet hagyományos állatfajtákkal végeznek: a magyar szürkemarha (Bos taurus primigenius podolicus), vagy a bivaly (Bos bubalus domesticus).

A láperdőket leggyakrabban mézgás éger (Alnus glutinosa) alkotja, védett fajok közül helyenként tömeges lehet a tőzegpáfrány (Thelypteris palustris).

Élővilágát főként tágtűrésű, sótűrő és sókedvelő élőlények alkotják, hasonlóan a tenger- vagy brakkvizekhez. Sajátos tulajdonságaik és szigetszerű, szórványos elhelyezkedésük miatt endemikus (bennszülött) fajoknak adnak otthont (Boros, 2010).

Színhatást a bomló vegetációból származó szerves anyagok, illetve némely szervetlen anyag okozhat az ivóvizekben. Ritkán az algaközösség gyors elszaporodása, illetve egyéb mikroorganizmus okozhatja a víz elszíneződését. A víz „látszólagos” elszíneződését okozhatja a nagymennyiségű szuszpendált kolloid részecske is; erre szemléletes példa a tea, melynek színét elsősorban kisméretű kolloid részecskék adják. Ugyan a szín nem tekinthető egészségügyi szempontból objektív mutatónak, esztétikai szempontból nemkívánatos és megjelenése a tisztítási folyamat zavarára utal.

Az íz és szaghatások kialakulását például illékony szerves összetevők, szervetlen sók, vagy oldott gázok okozhatják, melyek természetes, mezőgazdasági és ipari-háztartási forrásból is vízbe kerülhetnek. A vízellátó rendszerek belső felületén megtelepedő algaközösségek is gyakran okoznak íz- és szagproblémákat. Ugyanakkor a klórral történő fertőtlenítés során is keletkezhetnek erős íz, illetve szaghatást okozó melléktermékek. A felhasználóhoz kerülő ivóvíznek íz- és szagmentesnek kell lennie.

Hőmérséklet: A lakossági felhasználókhoz eljutó ivóvíz optimális esetben hideg és hőmérsékletingadozása az év folyamán nem nagyobb néhány foknál. A fúrt kutakból és hegyvidéki területek felszíni vizei többnyire eleget tesznek ennek a kívánalomnak. Az emberek többsége a 10-15 °C-os vizet találja a legfrissítőbbnek, ugyanakkor a hálózati ivóvizek hőmérsékleti kezelésére általában nincs lehetőség. A felhasználó szempontjából a víz hőmérséklete nagyban befolyásolja a víz minőségének megítélését, ezért ez a tényező az ivóvízforrás kiválasztása során is fontos szempont lehet.

A turbiditás (zavarosság) okozója valamilyen szuszpendált finom szemcsés anyag, ilyen lehet például az agyag, az iszap, az aprószemcsés szerves anyag. Az esztétikai és fertőtlenítési szempontokon túl a magas turbiditás megszűntetése a mechanikai koptatóhatás csökkentése szempontjából is fontos tényező. A turbiditás jellemzésére használt egység az NTU (nephelometric turbidity unit), mely a vizsgált híg szuszpenzió fényszórási képességéből származtatható.

Ugyan az agyag és egyéb inert anyagok közvetlenül nem károsak az egészségre, de a szemcsés lebegőanyag eltávolítása mindenképp elengedhetetlen a megfelelő hatásfokú fertőtlenítés eléréséhez. A lebegőanyag csökkenti a fertőtlenítő eljárások hatékonyságát, mivel megköti a fertőtlenítőszert és megvédi mikroorganizmusokat. A nagymennyiségű csapadékot követően megjelenő turbiditás-ingadozás a vízbázis felszíni vizekkel való kapcsolatára utal, ezért ilyen víznyerők esetében számolni kell a felszínről bemosódó szennyezők megjelenésére is.

Arzén. Arzénvegyületek természetes összetevői bizonyos geológiai képződményekből, magas arzéntartalmú kőzetekből oldódhatnak a vízbe. Ezen túlmenően elterjedten alkalmaznak különböző arzénvegyületeket a fa-, elektronikai-, üveg- és fémiparban, valamint növényvédőszerek (peszticidek) előállítása során is. Az ivóvíz arzénszennyezettsége megnövekedett tüdő- és húgyhólyagrák kockázatot jelent a lakosság körében. A víz arzéntartalmának csökkentése viszonylag bonyolult és bizonyos koncentrációhatár alatt drága eljárásokat igényel. Ez komoly vízminőségi problémákat okoz Magyarország néhány dél-alföldi régiójában is, különösen az Uniós előírások szigorodása óta.

Az Egészségügyi Világszervezet és mások, pl. Az Európai Unió ajánlásai az ivóvízben 10 µg/l arzén mennyiséget tartanak elfogadhatónak.

Az ivóvíz arzén tartalmát Magyarországon a 201/2001.(X.25.) Korm. rendelet szabályozza. A határérték 10 µg/l, amelyet 2009. december 25-ig kellet volna valamennyi közüzemi vízszolgáltatónál elérni. A határidő lejárta után sem volt sok település esetében érdemi változás. A rendelet 66 települést sorol fel, ahol a víz arzén tartalma 30 µg-nál nagyobb ez mintegy 140.000 lakost érintett. A rendelet ezen felül 335 olyan települést sorol fel, melyek esetében a víz arzén tartalma 10-30 µg/l között volt. Ez utóbbi körülbelül 1.200.000 lakost érintet.

A felnőtt ember napi folyadékigénye átlagosan 2,5 l/nap, ennek fele-kétharmada ivóvízzel kerül a szervezetbe, a többi az élelmiszerek víztartalmából származik. Ebből adódóan Magyarország lakosságának többségének az ivóvízzel történő napi arzénterhelés, mintegy 13-16 μg (10 μg/l arzéntartalom esetén), de legfeljebb 24-48 μg (30 μg/l arzéntartalom esetén).

Arzén élelmiszerekkel is kerül a szervezetbe, a legtöbb a tengeri halak, kagylófélék, egyéb tengeri eredetű táplálékok fogyasztásával. Kanadai adatok szerint a halak és a kagylófélék átlagos arzéntartalma 1662 μg, a tejben és tejtermékekben 34, a húsokban és a szárnyasokban 24, a sütőipari termékekben 24, a zsírokban és olajokban 19, a cukorban, valamint az édességekben 11, a zöldség-főzelékfélékben 4,5, a különféle italokban 3 μg/kg-ra tehető.

Az ivóvízben az arzén szervetlen formában van jelen, mely lényegesen toxikusabb, mint a szerves forma. Az élelmiszerekben lévő arzén egy része szerves, de jelentős a szervetlen arzén mennyisége is, például a húsokban 75%, a szárnyasokban 65, a tejtermékekben 75, a gabonafélékben 65, a tengeri eredetű táplálékokban 41 %-a az arzéntartalomnak szervetlen forma. Egyes számítások szerint a napi arzén-bevitel 25 %-a szervetlen formákból származik azon országok esetében, ahol fő arzénforrásként az élelmiszerek azonosíthatóak.

Bár jelenleg nincs adat a magyar lakosság arzén expozíciójára, de miután az ivóvízből származó terhelés átlagosan 13-48 μg közötti, és a legjelentősebb arzénforrásnak élelmiszerek tekintetében a halféleségek lehetnek, melyek egy főre jutó évi mennyisége 3 kg (8 g/nap), így okkal feltételezhető, hogy a magyarországi arzén expozíció Európában a legkisebbek egyike. Ez persze elsősorban a lakosság Uniós átlaggal való összehasonlításban alacsonynak mondható elfogyasztott halmennyiségnek köszönhető.

Klorid. A legtöbb természetes víz tartalmaz kisebb-nagyobb mennyiségű kloridot, mely a tengeri üledékes kőzetből kimosódva, esetleg közvetlenül tengervízzel történő keveredés során, vagy antropogén eredetű szennyező forrásból kerül az ivóvízbázisba.  A klorid 250 mg/l koncentráció felett érzékelhető ízváltozást okoz; ivóvíz esetében célszerű a mennyiségét 100 mg/l alatt tartani.

Fluorid. Néhány természetes vízbázis rendelkezhet természetes eredetű fluoridtartalommal. Az optimális fluoridkoncentráció pozitív hatású: megfelelő fluoridtartalmú ivóvízzel rendelkező területeken kisebb arányban jelentkezik a fogszuvasodás problémája, mint az alacsony fluoridtartalmú vizet fogyasztó lakosság körében. Számos vízellátó ezért mesterséges forrásból pótolja a víz alacsony fluoridkoncentrációját a fogszuvasodás csökkentésének érdekében. Az optimális koncentráció mértékét nagyban befolyásolja a terület klímája, hiszen hőmérséklet nagyban befolyásolja a lakosság vízfogyasztását. A fluorid túladagolása, túlzott fogyasztása esetén azonban fluorózis alakulhat ki, mely során kezdetben a maradó fogak fogzománcán sárgás-fehér foltok alakulhatnak ki, később azonban komoly szervi elváltozások oka is lehet. Súlyos esetben a fluorózis a végtagok súlyos torzulásához vezethet.

Vas. Kisebb-nagyobb mennyiségben szinte valamennyi természetes víz tartalmaz vasvegyületeket, ennek oka a vas gyakori elterjedése földkéregben. A vas túlzott koncentrációja nemkívánatosnak tekinthető, hiszen vöröses színt ad a víznek, vörösesbarna lerakódást okoz a fürdőszobákban és a ruhaneműket is elszínezi. Ezen kívül az italok (pl. kávé, tea) ízét is hátrányosan befolyásolja.

Ólom. Az ólom ivóvízben történő megjelenéséért elsősorban az ólomból készült vízvezetékek korróziója tehető felelőssé. Az ólom számos patológiai elváltozással hozható összefüggésbe; a teljesség igénye nélkül: gátlólag hat a vörösvértest termelésre, vesekárosodást okoz és a kognitív képességet is károsan befolyásolja. Ezen felül az ólom akkumulálódik a zsírszövetekben, így alacsony koncentrációk is okozhatnak hosszútávon komoly egészségügyi problémákat.

Mangán. A természetes talaj- és rétegvizek általában nagy arányban tartalmaznak mangánvegyületeket, ezen kívül számos antropogén forrás bocsájthat ki jelentős mennyiségű mangán vegyületet (lemerült elemek, fémipari szennyezők). A magas mangántartalmú víz sötétbarna, vagy fekete elszíneződést okoz a szaniter-berendezéseken és a ruhákon. A mangánvegyületek kellemetlen gyógyszer ízt adnak a különféle italoknak is.

Nátrium. Az ivóvíz magas nátriumkoncentrációja szív-, vese- és keringési rendellenességeket okozhat. A víz magas nátriumtartalma elsősorban a lakosság krónikus ionháztartási problémával küzdő tagjai számára okozhat komoly problémát.

Szulfát. A természetes vizek magas szulfáttartalmát általában valamilyen magas szulfáttartalmú (magnézium-szulfát, vagy nátrium-szulfát) kőzet jelenléte okozza. A magas szulfáttartalmú vizek hashajtó hatásuk miatt alkalmatlanok ivóvíz célú felhasználásra.

Cink. A cink nagymennyiségű megjelenése leginkább olyan természetes vizekre jellemző, melyek környezetében cinkbányászat folyt/folyik. A cink ugyan nem minősül egészségre káros anyagnak, azonban nagy koncentrációban kellemetlen ízt ad az ivóvíznek, ezért nem kívánatos.

Toxikus szervetlen vegyületek. Egészségügyi szempontok alapján a nitrátok, cianidok és a nehézfémek csoportja tekinthető a legjelentősebb szervetlen szennyezőanyag csoportnak. Ezek közül az egyik legnagyobb jelentőséggel bíró ivóvíz szennyező anyag a nitrát, amely csecsemők esetében az úgynevezett „kék csecsemő szindróma”, más néven methemoglobinémia okozója. A betegség olyan 1-3 hónapos csecsemők esetében jelentkezik, akiket mesterségesen tápláltak, vagy az anyatejet, amit táplálékul kaptak, olyan kútvízzel hígítják, amelynek jelentős a nitrát-tartalma. A cianid blokkolja a vörösvérsejtek oxigénkötő helyeit, mely súlyos oxigénhiányos, cianotikus állapothoz vezethet. Ezen kívül a cianid súlyos idegrendszeri- és pajzsmirigyproblémákat is okozhat.

A toxikus nehézfémek között említhető meg az arzén (As), bárium (Ba), kadmium (Cd), króm (Cr), ólom (Pb), higany (Hg), szelén (Se), és az ezüst (Ag). A nehézfémek hatása széles skálán mozog, mely függ koncentrációjuktól — más elváltozásokat okozhatnak akut, vagy krónikus expozíció esetén —, illetve attól, hogy milyen vegyület formájában vannak jelen az ivóvízben (oxidációs szám, kísérő anionok, stb.).

A fogyasztásra szánt vizet meg kell tisztítani a patogén szervezetektől, melyek között találhatunk vírusokat, baktériumokat, protozoákat és férgek, puhatestűeket (pl. bélférgeket) is. Ezek némelyike fertőzött emberi ürülék által, míg mások állati ürülék által kerülhetnek a víztestbe.

A vízben megtalálható patogének azonítása nem egyszerű faladat; meghatározásuk komplex, időigényes és drága eljárásokat igényel, ezért szükségessé vált olyan teszteljárások kidolgozása, melyek során könnyen meghatározható a víz patogén-szennyezettsége és jól számszerűsíthető a fertőzöttség mértéke. A legelterjedtebben alkalmazott eljárás a kóliform baktériumok számának becslésén alapul. Ez a baktériumcsoport két genust foglal magában: az Escherichia coli-t és a  Aerobacter aerogenest. A csoport neve a latin colon — vastagbél szóból ered. Az E. coli baktériumok a béltraktus lakói, míg az Aerobacter genus tagjai többnyire talajlakó fajok, melyek megfelelő körülmények között húgyúti fertőzést okozhatnak. Az ezen baktériumok meghatározására használt eljárás — összes kóliform szám meghatározás — széleskörű alkalmazását az alábbi szempontok indokolják:

A legújabb kutatások is alátámasztják az E. coli tesztelésének létjogosultságát; bizonyos kutatócsoportok a teljes kóliform számnál jobb indikátornak tartják az  E. coli specifikus vizsgálatát biológiai eredetű szennyezések kimutatása esetén.

Az atomenergia, radioaktív anyagok bányászata, valamit a természetben előforduló sugárzó izotópok egyaránt tekinthetőek a radioaktivitás forrásainak természetes vizek esetében. Az ivóvizekre vonatkozó előírások alfa-, béta-, valamint foton-emittáló rádium 226, 228 és urán izotópokra vonatkoztatva kerültek meghatározásra. Ugyanakkor nincs radonra vonatkozó előírás, holott ez a sugárforrás is igen fontos lehet, mivel — nemesgáz lévén — igen illékony, valamint radioaktív bomlása során szintén (alfa, béta, és gamma) sugárzó ²¹⁸Po, ²¹⁴Po, és ²¹⁴Bi keletkezik. Ezen felül illékonysága miatt, például zuhanyzás közben, közvetlen belégzése sem kizárt.

A koagulációt, flokulációt és szedimentációt általában az előszűrési eljárásokkal együttesen alkalmazzák. Ezek lényege a következőkben foglalható össze:

A koaguláció és flokuláció szempontjából a baktériumok és protozoa szervezetek is „szemcseként”, míg a vírusok kolloid természetű anyagként értelmezhetőek (Gregory, Zabel & Edzwald, 1999; Letterman, Amirtharajah & O’Melia, 1999).

Az ioncsere olyan eljárást jelent, mely során a nem kívánatos ionokat előzetesen szilárd hordozón megkötött ionra cserélünk. Ezt a módszert elterjedten alkalmazzák vízlágyításra (kalcium és magnézium eltávolításra), radioaktív anyagok (pl. rádium és bárium) eltávolítására és számos más szennyező ion (pl. nitrát, arzén, kromát, szelén és szerves szén) ártalmatlanítása során is. Az eljárás hatékonyságát nagyban befolyásolja a tisztítandó víz minősége, a kompetitív ionok mennyisége, valamint a lebegőanyag tartalom. Ugyan némely ioncserélő rendszer képes magas hatásfokkal megkötni bizonyos baktériumokat és vírusokat is (Semmens, 1977), ezek mégsem sorolhatóak a fertőtlenítő eljárások közé, hiszen megfelelő kompetitív ion jelenléte estén a mikrobák – akár lökésszerűen – kiszabadulhatnak az ioncserélő rendszerből. Ugyanakkor az ioncserélő gyanták felületén gyakran baktériumtelepek alakulhatnak ki, melyek eltávolítása még a regenerációs eljárások során sem lehetséges teljes mértékben, így a felszaporodó baktériumtömeg elszennyezheti az ivóvizet (Flemming, 1987; Parsons, 2000). Ugyan átmenetileg az ezüst impregnálás visszaszoríthatja a gyanta felületén megtelepedő mikrobák számát, de idővel ezüsttűrő baktériumközösség alakul ki. Az ioncserélő gyanták fertőtlenítése perecetsavval lehetséges (Flemming, 1987).

A fertőtlenítés hatásfokát elsősorban a fertőtlenítőszer koncentrációja, a kontaktidő, a vízhőmérséklet, valamint az uralkodó pH határozza meg. Ezen belül elsősorban a koncentráció, valamint a kezelési idő szorzata a legfontosabb tényező a fertőtlenítő rendszerek tervezése során. A hőmérséklet az Arrhenius egyenlet szerint befolyásolja fertőtlenítőszer hatékonyságát, bár bizonyos vegyszerek esetében alacsony hőmérséklet mellett ettől eltérő összefüggést is tapasztalhatunk. A pH elsősorban a kémiai reakciók kinetikájára van hatással; például a szabad klór antibakteriális hatása növekszik a pH csökkenésével, míg a klórdioxid hatása a lúgosság növelésével (magasabb pH) emelhető.

A fertőtlenítő eljárások hatásfokát befolyásolják olyan tényezők, melyek elzárják a mikrobákat a fertőtlenítőszertől, elősegítik a patogén szervezetek megtapadását, aggregálódását valamilyen felületen. A mikrobák megtapadásához megfelelő felületet biztosíthatnak a következő felületek:

A fertőtlenítési eljárásokat három csoportba sorolhatjuk a szerint, hogy az ivóvíztisztítás mely szakaszában alkalmazzuk. Eszerint a fertőtlenítés lehet:

Ahogy az az előző fejezet bevezetőjében látható, Magyarországon a vízfelhasználás jelentősen csökkenő tendenciát mutat. Várható, hogy az elkövetkező 5-10 évben a fogyasztás tovább csökken, a csatornázás-szennyvíztisztítás fejlesztésének következményeként. A vízfogyasztásra vetített csatornadíj ugyanis csaknem megkétszerezi a vízi közmű szolgáltatásért fizetendő díjat. A csökkenés, ami elsősorban a 10 000 lakosnál kisebb településeken várható, országos léptékben 10%-nál kisebbre becsülhető. A megállapítást árnyalja, hogy kisebb térségekben, egyes szolgáltatóknál lényegesen csökkenhet a fogyasztás, illetve már napjainkban is jóval alacsonyabb a fenti értéknél, amennyiben vannak naponta 30-40 liter fejenkénti fogyasztású települések is. A tapasztalatok szerint azonban a tényleges vízhasználat ezeken a településeken is nagyobb. A különbséget a saját kutakból nyert víz adja, ami közegészségügyi szempontból potenciális veszélyt jelent. Ennek megakadályozása azonban gyakorlati okokból nem lehetséges. Megoldást – hosszabb távon – csak az ivóvíz szolgáltatás színvonalának további javulásával párosuló életszínvonal emelkedés és az ismeretek javulásával növekvő kulturális és higiénés igény nyújthat.

Magyarországon az ivóvízigények csökkenése lehetővé tette, hogy a felszín alatti vízkészletekből szolgáltatott víz aránya tovább emelkedjen és elérje a 94–95%-ot, ami alatt kb. 40% parti szűrésű, 30% mélységi és 25% talaj-, illetve karsztvíz értendő. Országos szinten mind a vízkészletek nagysága, mind a vízművek kapacitása elegendő a jövőben reálisan várható ivóvízigények kielégítésére (Somlyódy et al. 2002).

A települési vízgazdálkodásnak szervesen illeszkednie kell a térségi, illetve az országos vízgazdálkodás rendszerébe. A takarékos és átgondolt felhasználási alapelveknek itt is ugyanúgy kell érvényesülnie. A városi vízgazdálkodás felöleli a mesterséges vízellátást, a szennyvizek (beleértve a szennyezett csapadékvizet is) kezelését, elhelyezését, a városon áthúzódó vízfolyások, vagy ott található tavak, tározók védelmét, kezelését, hasznosítását, a területhasználatból fakadó vízgazdálkodási következmények kezelését. A XXI. századi városi vízgazdálkodás feladata a fenntartható fejlődésre való törekvés jegyében olyan tényezők integrálása és a döntések meghozatalánál szempontjaik figyelembe vétele, mint:

vagyis természeti és emberi kategóriák egyaránt szerepet játszanak az integrált városi (települési) vízgazdálkodás kialakításában (Gayer J., Ligetvári F. 2007).

A vízkészletekkel való takarékos gazdálkodásra számos lehetőség kínálkozik. Mivel a vízgazdálkodás minden fázisában fellép veszteség, azok csökkentése révén a készletek hasznosítása javítható. A legnagyobb veszteség a szállítás-szétosztás folyamatában lép fel, bizonyos esetekben akár a ténylegesen szolgáltatott mennyiség is veszendőbe megy (50%-os veszteségi arány), de a legjobb rendszer sem kerülhet el bizonyos mértékű veszteséget. Jónak tekinthető a 80%-ot meghaladó effektív szolgáltatási arány (Roche et al. 2001), de igazán hatékony a 90% fölötti rendszer.

A magyar vízveszteségi arány (a belső szóhasználat szerint értékesítési különbözet) kb. 25%, ezen belül a budapesti 18–20% között változik. Az értékesítési különbözetnek mintegy a felét jelenti a hálózaton belüli szivárgásokból, csőtörésekből adódó veszteség, míg a másik felét a vízórák pontatlansága, vízlopások, stb. teszik ki. Új vízbázisok fejlesztése, használatba vétele sok esetben elkerülhető a meglévő hálózat rekonstrukciójával, megfelelő karbantartásával, különös figyelmet szentelve a veszteségre „hajlamos” helyekre. Másik lehetőség a készletek kímélésére a fogyasztók ösztönzése a takarékos vízhasználatra, vízmérők alkalmazásával. Az elfogyasztott mennyiséggel, illetve annak árával való konkrét szembesülésnek komoly hatása van a fogyasztásra, szemben az átalánydíjas, takarékosságra egyáltalán nem ösztönző rendszerrel. A víz (és a kapcsolódó csatornadíj) árának emelése takarékosságra serkent, viszont meghagyja a fogyasztó számára a döntést abban a tekintetben, hogy mennyi vizet kíván felhasználni, (azaz milyen komfortszintet akar elérni) (Gayer J., Ligetvári F. 2007).

A vízszolgáltatás (megfelelő minőségű) folyamatos működtetése közegészségügyi, illetve gazdasági szempontból igen fontos. A fejlett országokban (így Magyarországon is) ahol a fogyasztás szintje elég stabil, a beruházások az alrendszerek közötti kapcsolatok kiépítésére, a tározókapacitás növelésére, tartalékolt készletek fejlesztésére koncentrálódnak, hogy az esetlegesen bekövetkező üzemzavar esetén minimalizálják a kimaradásokat. A haváriaesetek, üzemzavarok kezelését a mintavételi helyek előzetes kialakítása, illetve a szennyező hullám terjedését előrejelző modellek segítik. A 2000. évi, a Szamost és a Tiszát sújtó cianid szennyezés esetén ezek jó szolgálatot tettek, például Szolnok biztonságos vízellátásáért.

Baleseti szennyezés elsősorban felszíni vízkivételt, de még parti szűrésű kutakat is veszélyeztethet. Erre példa az 1984 augusztusában a Csepel-szigetnél történt tankhajó baleset, melynek nyomán a halásztelki, tököli, és ráckevei kutak mentén maradt vissza szennyezett sáv. Ilyenkor szükség szerint le kell állítani a veszélyeztetett kutakat és a parti szűrőréteg rehabilitációját (a szennyezett kavicsréteg eltávolítását) kell elvégezni.

Súlyos aszály esetén a helyi hatóságok korlátozási rendeletet hozhatnak a parkok öntözésére, gépkocsi-mosásra vonatkozóan, vagy a szolgáltató árpolitikával befolyásolhatja a fogyasztást. (Pl. Dél-Kaliforniában a vízművek által „szüneteltethető” szolgáltatásért kevesebbet, míg a szárazság alatt biztosított vízért többet kell fizetni, (Roche et al. 2001).

A csapadékvíz elhelyezésével, az azzal való gazdálkodással kapcsolatos problémakör ma már nem csak a „klasszikus” urbanizációs hatások kompenzálását jelenti. Figyelembe kell venni az éghajlatváltozás, ma kikerülhetetlennek látszó tendenciáját (függetlenül attól, hogy ez természetes, vagy antropogén hatások eredménye). A klímaváltozás témája évek, sőt évtizedek óta napirenden van kül- és belföldön egyaránt (Láng et al. 2004). Az utóbbi években bekövetkezett viharkárok kapcsán sor került a különböző érintett infrastruktúrák szempontjából történő hazai helyzetértékelésre (Palkó 2004).

A második világháborút követő gyors gazdasági-műszaki fejlődés és városiasodás negatív következményeként az 1960-as évektől kezdődően vízminőségi problémák jelentkeztek a csapadékelvezetés területén. Ekkorra már az ipari és közlekedési eredetű szennyezőanyagok számottevő mértékben jelentek meg a városi területekről származó vizekben (Starosolszky 1990). A vízgyűjtő jellegének megváltozása a talajerózió és a medererózió növekedését is maga után vonta, nagyságrendekkel megnövelve (különösen a városfejlődés építési szakaszában) a lebegtetett hordalék mennyiségét a befogadó vizekben (Gayer J., Ligetvári F. 2007).

A csapadékvíz gyűjtése alapvetően két fő rendszertípusban lehetséges:

Az elválasztott rendszerű csatornázás alatt települések esetében a szennyvíz és a csapadékvíz külön-külön történő gyűjtését és a befogadóba (tisztítótelep, csapadék-víz-víz recipiens) juttatását kell érteni. Ipari üzemek esetében a gyártási folyamatból származó szennyvizeket elsősorban tisztíthatóság szempontjából célszerű különválasztani. Így itt a szociális szennyvíz, a csapadékvíz és az ipari szennyvíz – a befogadási lehetőségek függvényében – más-más vezetéken jut rendeltetési helyére. Speciális ipari üzemek esetében, ahol veszélyes anyagok visszatartása, illetve újrahasznosítása a célkitűzés, a gazdaságosság szempontjából általában kedvezőbb a szeparált kezelés érdekében a szennyvizeket az előkezelőig külön-külön vezetni (pl. felületkezelő üzemek különféle nehézfémtartalmú vizei, bőrgyári szennyvizek stb.), ha arra mód és lehetőség van (Barótfi I. 2000).

A városi, felszíni lefolyás, részben az ipar, de különösen a közlekedés emisszióinak következtében több szennyezőanyag csoportot, elsősorban az ásványolaj- és olajszármazékokat, valamint a nehézfémeket, a patogén szervezeteket illetően is, jelentősen szennyezettnek tekintendő. A kisebb, csatornázatlan településeken pedig a háztáji állattartás és az emésztő gödrök miatt a hiányzó vagy rossz csapadékcsatornák következtében megjelenő belvíz súlyos fertőzésveszéllyel jár. Mindezek következtében a települési csapadékvíz kilép a lokális problémák köréből és megjelenik (meg kellene, hogy jelenjen) a vízminőség védelem, valamint a közegészségügy által is szabályozandó tényezők körében.

A hagyományos, egyesített rendszerű csatornák a szennyvizet és az időszakos, lényegesen nagyobb mennyiségű csapadékvizet ugyanazon csatornarendszerben vezetik le. A rendszer főgyűjtő vezetékeit viszonylag nagy keresztmetszetű csatornaelemek alkotják, melyeket túlterhelésük megakadályozása, illetve mérséklése céljából bizonyos távolságokban úgynevezett csatornahálózati túlfolyóval (záporkiömlővel) megcsapolják és a kiömlő keverék szennyvizet közvetlenül (esetleg ülepítés után) a befogadóba vezetik.

Az egyesített csatornarendszer előnyei közt megemlíthető, hogy a rendszer üzemeltetése a miatt egyszerűbb, az egy csatorna nyilvántartása, üzemeltetése, fenntartása egyszerűbb, a beruházási költség összességében általában kisebb.

Az egyesített csatornarendszer hátránya, hogy a befogadók keverék szennyvízzel való terhelése miatt nem felel meg a környezetvédelemi előírásoknak, a szennyvíztisztító telep terhelése kiegyenlítetlen, a csapadékvizek miatt időszakosan jelentősen túlterhelődik. Ez különösen súlyos problémát okozhat, különösen téli időszakban, mivel a hirtelen csapadék lehűtheti a szennyvíztisztító rendszert, ez pedig csökkenti a szennyvíztelep hatékonyságát (különösen az eleveniszap ammónia eltávolítási hatékonyságát). További problémát jelent, hogy az elvezetendő, nagy vízmennyiségek miatt a rendszerben gyakran fordul elő visszaduzzasztás, kedvezőtlen hidraulikai viszonyok létrejötte esetén a lefolyási idő növekedése a szennyvíz „berothadását” (anaerob állapot kialakulását) segíti elő, a feliszapolódás veszélye nő.

Az elválasztott csatornarendszerek előnyei ezzel szemben, hogy a szennyvíztisztító telep hidraulikai és szennyezőanyag terhelése kiegyenlítettebb (mivel a csapadékvíz nem terheli), a csatornahálózat kialakítása hidraulikai szempontból kedvezőbb (a szennyvízcsatornák nem túlméretezettek a csapadékvíz miatt, így kisebb a feliszapolódás és a berothadás veszélye).

Az elválasztott rendszer hátránya, hogy a csapadékvíz a befogadóba tisztítatlanul jut a befogadó szennyeződése azonban csapadékvíz tározó, illetve ülepítő rendszer létesítésével mérsékelhető. A kétféle csatorna szűk utcában nehezebben helyezhető el, nyilvántartásuk, üzemeltetésük, fenntartásuk költségesebb és munkaerő-igényesebb, a teljes kiépítés beruházási költsége pedig általában nagyobb Annon. (2004).

Az utóbbi években fokozódó figyelmet kap az üvegházhatás kérdése és az üvegházhatású gázok növekvő koncentrációja a légkörben (különösen a szén-dioxid), és az ezzel járó klímaváltozás. A Föld átlaghőmérséklete 0,6 C°-kal emelkedett az elmúlt 100 évben. Melegedés volt tapasztalható az 1940-es évek elejéig, enyhe lehűlés az 1970-es évek közepéig, majd ismét emelkedő hőmérsékleteket regisztráltak napjainkig (Environment Canada 2004). Az európai hőmérsékleti növekedés ezt meghaladó mértékű volt, 0,95 és 1,2 C° közötti értékeket említ az Európai Környezetvédelmi Ügynökség (2004). A növekedés mértéke egyre gyorsuló, ezért a XXI. századra ezt meghaladó mértékű növekedést jósolnak. Az antropogén eredetű változás esélye nagymértékben növekedett az elmúlt évtizedekben (Bartholy 2004).

Az éghajlatváltozás következményei közé tartoznak az időjárással kapcsolatos eseményekből, mint például árvizekből, viharokból származó gazdasági veszteségek.  Egyszerű meggondolások alapján belátható, hogy a növekvő léghőmérséklet intenzívebbé teszi a hidrológiai ciklust, s így a globális csapadékmennyiségnek növekednie kellene. Mivel a melegebb légkör több nedvesség hatására válik telítetté, ezért a melegebb levegő több nedvességet képes magába fogadni.

A nagyléptékű globális cirkulációs modellek több fokos hőmérsékletnövekedést jeleznek előre a világon a következő 50–100 évben, míg a csapadék mennyiségét illetően a szélsőségek fokozódását valószínűsítik (Közép-Európában több téli és kevesebb nyári csapadékkal). Magyarországon az éves csapadék csökkenő tendenciát mutat a XX. században azonban a települési csapadék-elhelyezés kapcsán a nagy intenzitású, rövid idejű (maximum 3 órás) záporok a mérvadóak.

A nagy intenzitású csapadékok szempontjából kiemelten fontos a nyári időszak. Huszonhat hazai állomás, 1967 és 1990 között észlelt közel 60.000 adatának vizsgálatából (Váradi és Nemes 1992) kiderül, hogy az évi abszolút maximumok május és augusztus között fordulnak elő az 5, 10, 20, 30 60 és 180 perces események bekövetkeztekor.

 Az IPCC9 (Intergovernmental Panel on Climate Change) Harmadik Beszámolója szerint az északi félgömb mérsékelt szélességein a XX. század második felében valószínűsíthető, hogy 2-4 %-os növekedés állt be az intenzív csapadékok előfordulási gyakoriságában (Houghton et al. 2001). Egy újabb vizsgálat szerint, az elmúlt néhány évtizedben a csapadékok intenzitása mintegy 20 %-kal nőtt. Úgy tűnik, hogy ez a növekedés jelenleg is tart. Ez azonban nem jelenti azt, hogy a lehetséges éghajlatváltozás eredményeként következik be mindez. Más vizsgálatok szerint ugyanis, amelyek kiterjedtek a XIX. századra is, a csapadék intenzitás gyakoriságának a XIX. század végén, a XX. század elején lokális maximuma volt, majd a húszas és harmincas években elérte minimumát, és lényegében véve azóta növekszenek. Így a XX. század elején a csapadékintenzitás gyakorisága majdnem elérte a XX. század végit. Ebben az esetben viszont feltehető, hogy a jelenlegi gyakoriság-növekedéshez a természetes változékonyság jelentősen hozzájárul. A csapadék intenzitás közvetlenül is függ az antropogén tevékenységtől, például a légkörbe kerülő cseppképző magvak számán keresztül.

A hazánkra ható lehetséges éghajlatváltozással, illetve annak hidrológiai, vízgazdálkodási hatásaival többen foglalkoztak az elmúlt évtizedben (Starosolszky és Orlóci 1994; Mika 2000 és 2003; Nováky 2002; Varga-Haszonits 2003; Alföldi 2003). Ezek között több olyannal is találkozhatunk, melyek az egyszerre lehulló csapadékmennyiség további extremizálódását vetítik előre. Az ilyen hirtelen lehulló csapadék komoly gondokat, túlfolyást okozhat a szennyvíztisztító telepeken.

A túlfolyásból eredő szennyezés a nagy mennyiség miatt lökésszerű terhelést jelent a befogadó számára. Az első szennyezés hullám (first flush) koncentrációja nagyban függ attól, hogy a hálózatban mennyi az a korábban leülepedett hordalék, ami a víz által könnyen felvehető. Ha ez nagy mennyiségű, akkor a szennyező hullám csúcs-koncentrációja időben megelőzi a vízhozamcsúcsot. Nagy általánosságban a lefolyás első 40%-a tartalmazza a szennyezés 60%-át (Novotny 1995).

További problémát jelent az előzőekben említett nagy intenzitású csapadék a szennyvízcsatornák és telepek tervezése során. A szennyvízhálózatok kapacitását ugyanis az un. az intenzitás – időtartam – gyakoriság görbék segítségével tervezik. Ezek segítségével kétféle mutatót határoznak meg: az állandó intenzitású tervezési csapadékot és az időben változó intenzitású tervezési csapadékot. Ha ezek eltérése túlságosan nagy, akkor a csatornahálózatot jelentősen túl kell méretezni, ami számos problémát okozhat főként az egyesített csatornarendszerek esetében.

Helyi jellegűnek tekinthetőek azok a szennyezések, melyek viszonylag kis, jól lehatárolható területet érintenek. A helyi szennyezések azonban könnyen válhatnak regionális problémává, különösen ha mozgékony (pl. vízben jól oldódó), perzisztens anyagról van szó és kapcsolatba kerül valamely felszíni, vagy felszín alatti víztesttel (pl. tiszai (nagybányai) ciánszennyezés). A regionális szennyeződés rendszerint (kiterjedésénél fogva) nehezen lehatárolható, kezelhető. Ezért a kárelhárítás elsődleges célja folyékony hulladékok környezetbe jutása esetén, hogy a szennyezés továbbterjedését, annak víztestbe kerülését megakadályozza.

A szennyező forrás kiterjedésének tekintetében beszélhetünk pontszerű és diszperz jellegű forrásokról. A diszperz jellegű szennyező forrás jellemzően nagy kiterjedésű (pl. repterek, hulladéklerakók, ipartelepek), míg a pontszerű forrás kis területen bocsát ki szennyező anyagot a környezetbe (pl. csővezeték). A talajba kerülő folyékony hulladék a lehulló csapadék által a talaj mélyebb rétegeibe, illetve a talajvízbe juthat, ezen keresztül pedig akár a rétegvizekig, akár felszíni vizekig hatolhatnak. A közvetlenül a felszíni vizekbe kerülő szennyezés hatása a (rendszerint) nagy hígulásnak köszönhetően mérséklődik, lehatárolása azonban nehézkesebb.

Vízszennyezésnek nevezünk minden olyan rendszerint mesterséges, külső hatást, mely a felszíni és felszín alatti vizek minőségét úgy változtatja meg, hogy a víz alkalmassága a benne zajló természetes folyamatok biztosítására és az emberi használatra csökken vagy megszűnik.

A vízminőség – a víz tulajdonságainak összessége – mind a természetes, mind az emberi használatot érinti. Egy adott térség vizeinek minősége – a hidrometerológiai viszonyok mellett – visszatükrözi a vízgyűjtőterületen folytatott ipari, mezőgazdasági tevékenységet, a település szerkezetét, a terület sajátságos hasznosítását. A természetes vízminőség mindenkor a hidrológiai állapotokhoz kötődik. Ez a hidrológiai helyzetet a vízgyűjtő talajgeológiai tulajdonságai és a meteorológiai körülmények – csapadék, napfény, hőmérséklet – szabályozzák. Egy adott vízi ökoszisztéma a természetes szelekció általi hidrológiai változásokhoz adaptálódik. Ugyanakkor a szennyezőanyag-kibocsátást és az ezzel összefüggő szennyezőanyag-terhelést nem a természetes folyamatok, hanem az emberi tevékenység adott szintje határozza meg.

Az életfeltételek változásának mértéke és a változások gyakorisága megzavarhatja a stabilizálódott ökoszisztémát, s ez olyan mellékfunkciókhoz vezet, ahol a fejlődés irányát és sebességét más, néhány faktor határozza meg. A drasztikus ökológiai változások csökkenthetik az ökoszisztéma önfenntartó kapacitását és ez az adott rendszerben a fajok diverzitásának és bőségének csökkentéséhez vezet. A leromlott diverzitás az ökoszisztémát még sérülékenyebbé teszi és meghosszabbítja a regenerálódási szakaszt.

Az emberi tevékenység felgyorsítja az anyagok áramlását az ökoszisztémán belül és kívül egyaránt. Az intenzív mezőgazdaság és erdészet nagyobb fokú erózióhoz vezet és ez a talajok tápanyag-visszatartó kapacitását csökkenti. Az ipari tevékenység a nyersvíz-kivétellel és a szennyezett víz visszavezetéssel közvetlenül, a levegőbe és a talajra kibocsátott emisszió révén közvetve hat a vízi ökoszisztémára. A levegőből kirakódó szennyező anyagok helyileg és nagyobb térségben is növelik a talajok és a vizek savasságát. A talaj degradációja és a savas lerakódások fokozzák a veszélyes anyagok és a növényi tápelemek víz általi kimosódását. Ez a víz szennyezettségét „diffúz” módon növeli.

A vízi ökoszisztéma néhány vonatkozásban teljesen eltér a szárazfölditől. A víz fizikai, kémiai tulajdonsága, valamint a vízáramlás eróziós hatása miatt a különböző anyagok és energiák áramlása a vízi rendszerben relatíve gyorsabb. Az áramlás már eleve meghatározza a vízi ökoszisztéma felépülését a fotoszintetizáló autotróf szervezeteken keresztül, a növény-és húsevő szervezetig bezárólag. Az oxigénviszonyok döntően hatnak az előforduló szervezetekre, s ezáltal meghatározzák a víz lebontó képességét, a lebomlás milyenségét, végső soron az adott víz minőségét. A víz minőségét tehát közvetlenül jelzi a vízi ökoszisztéma, az előforduló flóra és fauna összetétele.

A folyékony hulladékok csoportosíthatóak származási helyeik szerint:

A vizek jellegzetes és legelterjedtebb szennyezettségét a szerves anyagok adják. Ezek egy része könnyebben, másik része nehezebben bontható biológiai úton. Ha pl. szennyvizet egy vízfolyásba, tóba – befogadóba – vezetünk, ott a természetes öntisztulás hamarosan megindul, azaz a szerves anyag biológiai bomlása megkezdődik. Ilyenkor tulajdonképpen a szennyvízben lévő szerves széntartalom aerob úton stabilizálódik. Ehhez a stabilizálódáshoz a természetes rendszerben oxigén szükséges, melyet a lebontást végző mikroorganizmusok a vízben oldott oxigénből fedeznek. Hasonló folyamatok zajlanak le az ilyen típusú szennyvizek ártalmatlanítása – a biológiai szennyvíztisztítás – során is.

A szerves anyagok mennyiségének ismerete nélkülözhetetlen a vizek minőségének megítélésében. A szerves szennyezés meghatározza a víz felhasználhatóságát, annak tisztíthatóságát, a tisztítótelep jellegét, a szennyvíznek a befogadóra gyakorolt hatását. A vizekben előforduló szerves vegyületek nagy száma, eltérő jellege, továbbá a külön-külön történő azonosításuk és mérésük nehézségei miatt a gyakorlatban nem specifikus és indirekt módszerek terjedtek el koncentrációjuk kifejezésére.

Az egyik leggyakrabban alkalmazott ilyen módszer a szerves anyag bontásához szükséges oxigénhiány mennyiségének meghatározása. A szerves anyagnak biológiai úton, aerob körülmények közötti bontását a biológiai oxigénigény (BOI), kémiai módszerekkel, nedves úton, különböző oxidálószerekkel végzett oxidálását a kémiai oxigénigény (KOI) fejezi ki. Használatos továbbá a szerves anyag széntartalmának megadása is, ezt fejezi ki a teljes organikus széntartalom (TOC). A BOI, KOI, TOC mutatókat együttesen a vízszennyezést jelző nem specifikus szerves paramétereknek nevezzük.

A szerves komponenseken kívül természetesen számolnunk kell a szervetlen anyagok hatásával is. Itt elsősorban a fémek és nagy koncentrációban megjelenő sók bírnak kiemelkedő fontossággal. Szennyvizeink általában alacsony koncentrációban tartalmazzák a fémszennyezéseket, ám a biológiai folyamatok során ezek megkötődnek és a termelődött biomasszában lényegesen nagyobb koncentrációban fordulnak elő. A tápláléklánc végén lévő állat (vagy ember) már egy nagy dózisú abszorbeált fémet fog kapni (bioakkumuláció).

A fémek környezetbeli viselkedése más szempontból is különleges. A szerves vegyületek – például a perzisztensnek mondott peszticidek – környezeti káros hatásukat csak meghatározott kémiai szerkezet formájában fejtik ki. Ha egyszer – bár tudjuk némely esetben igen hosszú idő alatt – a természetes rendszerekben ez a szerkezet – például lebontás révén – módosul, akkor a káros hatás megváltozik. Tehát a szerves mikroszennyezők esetén a tulajdonság és ezáltal a környezetre gyakorolt hatás is szerkezetfüggő; ha egyszer ezt a szerkezetet meg tudjuk bontani, a hatás is megváltozik. Más a helyzet a fémek esetén. A fémek meghatározatlan ideig megmaradnak egyik, vagy másik formában, a környezetbeli tartózkodási formák egymásba átalakulása miatt bármikor megjelenhet a „környezetre legkárosabb fémforma”. Így végső soron a fémek a környezetre sokkal szennyezőbb hatással vannak, mint a „perzisztens” szerves anyagok. Ahhoz, hogy a fémek környezetvédelmi megítélését megvilágosítsuk, előbb meg kell ismerni azok mozgását, illetve a fémek környezeti rendszerekben való „vándorlását” és az azt befolyásoló alapvető folyamatokat Barótfi I. (2000).

Ezeket a folyamatokat a környezeti rendszerben uralkodó

Az eddig felsorolt paramétereken túl fontos mutató a természetes felszíni és felszín alatti vizek nitrát-, illetve foszfáttartalma. Ezek az un. növényi tápanyagok nagy mennyiségű megjelenéséért általában antropogén hatások felelősek (pl. túlzott trágyázás). A növényi tápanyagok tehetők felelőssé felszíni vizek esetén a fokozódó eutrofizációért, felszín alatti vizek esetében pedig – amennyiben ivóvízforrások – víztisztítási problémákat okoznak.

A folyékony hulladékok környezeti terhelése az eddig felsorolt paraméterek ismeretében becsülhető meg, illetve a befogadó ezen (alap)mutatóinak ismeretében válik becsülhetővé, hogy további terhelés miként hat a víztestre. A 28/2004 (XII.25.) KvVM rendelet ill. 220/2004 ( VII.21. ) Korm. rendeletek is ez alapján szabályozzák a terhelők kibocsátását.

Mint az korábban látható volt, a szennyezők (folyékony hulladékok) felszíni vizekbe pontszerű, vagy nem pontszerű (diszperz) forrásból kerülhet. A felszíni vízbe kerülést követően a szennyezőanyag koncentrációja és kémiai összetétele, a vízbe lépést követően a különböző természetes folyamatok hatására megváltozik. Ilyen természetes folyamatnak tekinthető a hígulás, a biodegradáció, a biológiai felerősödés (amplifikáció) és az ülepedés (szedimentáció) is. A hígulás a szennyezőanyag tovaterjedésével következik be, mely folyóvíz esetében természetesen gyorsabb folyamat. A terjedésben a folyó áramlási tulajdonságainak van fontos szerepe. Ezek közül a vízhozam, a víztömeg és a vízsebesség a meghatározó, de jelentős szerepet játszik a turbulencia is. A vízhozam, illetve a víztömeg és a koncentráció között fordított arányosság áll fenn. Hasonlóan fordított arányosság áll fenn az oxigénfogyasztásra vonatkozóan is. A vízhozam növekedése kezdetben növeli a oxigénfogyasztást, és majd később jelentkezik a hígító hatás, amikor a fordított arányosság egyértelművé válik. Ennek oka, hogy a KOI meghatározásakor az oldott szerves anyagok mellett a szerves hordalék mérésére is sor került.

A vízfolyás terhelhetősége meghatározott szelvény mentén a határkoncentráció és a mértékadó vízhozam szorzataként kapott határérték (g/sec). A határkoncentráció értéke a különböző vízminőségi komponensek megengedett, illetve számítható határértékeitől, a folyó öntisztuló képességétől, a jellemző vízhozam viszonyoktól, valamint a vizsgált szelvény fölötti szakasz terhelési viszonyaitól függ.

A talajvíz minőséget befolyásoló tényezők közül a hulladéklerakó az emberi tevékenységek közül az egyik legjelentősebb. Az ipari és háztartási hulladékok szennyező anyagai az egyszerű szervetlen ionok, a nehézfémek, illetve szerves vegyületek lehetnek. Ezeket a hulladékokat gyakran helyezik el, illetve tárolják a terepfelszín alatt, hasonlóképpen felszín alá kerülnek például az egyedi szennyvíz tárolók szeptikus tankok, szennyvizek, ipari szennyvíztározók, bányászati hulladéktavak, műtrágya tározók.

Olyan esetben, amikor a hulladéklerakó áteresztő talajon (homok, kavics, vagy repedezett kőzet) kerül kialakításra, a talajvízbe szivárgó szennyező oldat, lényegesen nagyobb területet szennyez, mint a lerakó területe. A szennyezett talajvíz egy nagy szennyvíz csóvát eredményezett. A csóva mélyen beszivároghat a vízadó rétegbe és oldal irányban is nagy kiterjedésű lehet. A hulladéklerakóból leszivárgó víz évtizedekig szennyezheti a talajvizet. Általában néhány évtizedre tehető a hulladék lerakók estében a kimosódás, de léteznek olyan lerakók, amelyeknél ez lényegesen hosszabb ideig tarthat, és bizonyos esetekben a kilúgozás évtizedekig, sőt évszázadokig is eltarthat.

A talajvíz szennyezés másik fő forrásának a szennyvíztározók tekinthetőek. A tisztított szennyvizet általában felszíni befogadóba, vagy felszín alá helyezik el, különböző módokkal. Ezek között megtalálhatunk szeptikus tavakat, dréncső rendszereket is, amelyekből a talajba szivárog, és talajvíz szennyezés jelentős forrásává válhat nem megfelelő tisztítás esetén. Fejlett országokban a kommunális szennyvizet I. és II. fokú szennyvíztisztításnak vetik alá, és ez csökkenti a felszíni vizek szennyezését, de nagy mennyiségű szennyvíziszap képződik, mely jelentős mennyiségű potenciális szennyező.

A talajvíz és a szennyező anyagok mozgását jelenős mértékben befolyásolják a talaj és a vízvezető réteg tulajdonságai. Így a repedezett kőzetekben, az azokban lévő repedésekben, csatornákban különösen nagy a mozgás sebessége, és így a szennyező anyag nagy távolságra történő terjedése. Emellett a szennyező anyagok a diffúzió, illetve mechanikai keveredés által diszpergálódnak is, ugyanakkor az ioncserével, illetve a szorpcióval a szilárd anyagokhoz kötődés késlelteti ezek terjedését, a természetes kémiai illetve biokémiai folyamatok lebontják a szennyezők egy részét.

A talajvízben lévő szennyező anyagok viselkedése a talajvízben ezek fizikai és kémiai tulajdonságaitól és terjedésüket befolyásoló folyamatoktól függ. Az egyik elsődleges terjedést befolyásoló folyamat az advekció, amely alatt az oldott kémiai anyagoknak a talajvíz szivárgása mentén történő mozgását értjük. Ezért a talajvíz mozgásirányának és nagyságának ismerete a szennyező anyagok terjedése szempontjából nélkülözhetetlen. A szennyező anyagok terjedésében lényeges szerepet játszik a diszperzió, amely alatt a szennyező anyagok mind az advektív szivárgás (hosszirányú diszperzió), mind egy közel erre merőleges irányban (transzverzális diszperzió) történő terjedését értjük.

A szennyező anyagok terjedésében, illetve visszatartásában fontos szerepet játszik a vegyületeknek a porózus közeg szilárd anyagainak felületén bekövetkező adszorpciója is. A szennyezők adszorpciója elegendően gyors folyamat a talajvíz mozgásához viszonyítva. Az oldatban lévő anyag és a szilárd anyagok felületén adszorbeált szennyező anyag mennyisége között egy egyensúlyi helyzet alakul ki.

Vízszennyezések esetén a vízzel nem elegyedő folyadékok vagy a víz színén lebegve (pl. kőolajszennyezés esetén), vagy a víztest aljára ülepednek. A vízzel elegyedő szennyezők a vízzel terjednek, így bejuthatnak a talaj-, illetve rétegvizekbe is.

A talaj sok szennyezőanyag megkötésére (adszorpció) és lebontására képes, azonban vannak közöttük olyanok, amelyek a vízben feloldódva beépülnek a növényekbe vagy a talajzóna alá (az ún. telítettlen zónába) szivárognak. A talajban való hosszabb tartózkodási idő elősegíti a (bio)kémiai átalakulási folyamatoknak kedvező állapot kialakulását, melynek révén az eredetileg folyékony vagy oldott formában lévő szennyezőanyag megkötődik a talajszemcsék felületén, vagy mikroorganizmusokba épül be, esetleg gáz formájában távozik.

Az oldatban maradó szennyezőanyagok miatt a talajvíz két esetben szennyeződhet:

Hasonlóan zajlik le a szennyeződés abban az esetben is, ha a szennyezőanyag a felszín alatt található, sőt ekkor a helyzet még veszélyesebb, mert nem érvényesül a talaj szűrőképessége és a talajvízig megteendő út is rövidebb. A talaj és a telítetlen zóna szennyeződése gyakorlatilag csak a szennyező forrás alatti területet, illetve annak közvetlen környezetét érinti, oldalirányú terjedéssel nem kell számolni.

A talajvízbe jutó szennyezés csak abban az esetben jelent veszélyt a szennyező forráson kívüli területek alatti talajvizek minőségére és a mélyebb rétegekben tározott rétegvizekre, ha beszivárgási területről van szó. A talajvízbe jutó szennyezés terjedését alapvetően a felszín alatti víz áramlási viszonyai határozzák meg. Az áramlás iránya megszabja a szennyezési csóva terjedésének irányát is, míg az áramlás sebessége a terjedés gyorsaságát befolyásolja.

Az áramlási viszonyok mellett az adszorpció és a (bio)kémiai átalakulási folyamatok (ezek jellege eltér a talajban, illetve a telítetlen zónában tapasztalható biokémiai folyamatoktól) megváltoztatják az oldott formában mozgó szennyezőanyag mennyiségét, tehát a szennyezett zónában mozgó víz koncentrációja lényegesen eltérhet az induló koncentrációtól.

A bemutatott szennyezési esettől némileg eltérnek a vízzel nem, vagy csak korlátozott mértékben elegyedő folyadékok által okozott szennyezések: pl. olaj (a víznél könnyebb), triklóretilén (a víznél kicsit nehezebb) vagy higany (a víznél lényegesen nehezebb). A szennyezőanyagok egyrészt a folyadékkal együtt, másrészt a talajban lévő levegőbe jutva gázként, harmadrészt a vízben oldódva terjednek. A különböző fázisok mozgása és az érintkező felületeken fellépő kölcsönhatások egy komplex folyamat-rendszer eredményei. A gáz fázisban lejátszódó folyamatoknak is fontos szerepe van az illékony anyagok terjedésében, illetve bizonyos szennyezőanyagok levegőztetéssel történő eltávolításában.

Ahhoz, hogy a szennyeződés mértékét és veszélyességét feltárjuk, a várható továbbterjedést előre jelezzük, illetve a lehetséges beavatkozások közül kiválasszuk a legmegfelelőbbet, a szennyeződési folyamatokról kell minél többet megtudni. Az információk értékelésében jut komoly szerep a szennyeződés-terjedési (vagy más néven transzport-) modelleknek.

A modellek az említett szennyeződési folyamatok matematikai leírásán keresztül szimulálják a valóságban lejátszódó folyamatokat és a számítások eredményeképpen gyakorlatilag a vizsgált terület bármely pontjára és a vizsgált időszak bármely időpontjára képesek becslést adni a várható szennyezőanyag koncentrációra.

A becslés pontossága természetesen attól függ, hogy a matematikai leírás során mennyire sikerült az összes számottevő folyamatot beépíteni a modellbe, illetve a folyamatokat jellemző paramétereket milyen pontosan sikerül meghatározni. Más oldalról viszont, a modellezés során nem kell törekedni a vizsgált felszín alatti rendszer minden részletre kiterjedő leírására, elegendő a vizsgálat célkitűzése szempontjából szükséges pontosság elérése.

A modellek a feltárási pontokon bizonyos időpontokban mért adatokra támaszkodnak és az ezekből nyerhető információkat általánosítva adnak becslést a méréssel nem rendelkező pontokra, illetve a jövőre vonatkozóan, figyelembe véve a modellezett folyamatokban megnyilvánuló kölcsönhatásokat, amelyek bonyolultságuk miatt általában más módszerrel nem követhetők. A modellek tehát lehetővé teszik, hogy a rendelkezésre álló információkat a lehető leghatékonyabban használjuk fel.

A meglévő adatok alapján felépíthető egy előzetes modell, ami alkalmas a nedvesség- illetve az áramlási viszonyok értékelésére, valamint a szennyeződés kialakulásával kapcsolatos koncepció kidolgozására és ellenőrzésére. A rendelkezésre álló adatok alapján előzetesen becsülhetőek a paraméterek értékei, de a modell arra is felhasználható, hogy több változat eredményeinek összehasonlítása alapján információt kapjunk a szennyeződési eset különböző paraméterek iránti érzékenységéről, illetve a bizonyos kérdéses folyamatok fontosságáról vagy elhanyagolhatóságáról. Ezekhez a számításokhoz egy szoftvert is kell választani, amelyikbe éppen egy olyan matematikai modellt programoztak be, amire a koncepció alapján szükségünk van. Az értékeléshez felhasználható adatok:

Az előzetes modellel végzett számítások segíthetnek a terepi feltárási munkák optimális megtervezésében: a feltáró fúrások helyének kijelölésében (a szennyeződés becsült kiterjedése alapján), valamint az észlelendő adatfajták és az észlelési gyakoriság (a figyelembe vett folyamatok és azok időbeli változékonysága alapján) meghatározásában. A gondosan elvégzett előzetes modellezésre fordított idő és pénz várhatóan többszörösen megtérül a terepi és laboratóriumi munkák olcsóbb megvalósításában. Ezzel a módszerrel ugyanis jelentősen csökken annak a veszélye, hogy felesleges fúrások és laboratóriumi analízisek készülnek, illetve kimarad később lényegesnek mutatkozó információ beszerzése.

A terepi és a labormunkák eredményeként új információkhoz jutunk, amelyek hasznosíthatók a modell pontosításában. A helyesen megtervezett kiegészítő adatgyűjtéssel éppen azokra a kérdésekre kapunk választ, amelyek az előmunkálatok fázisában merültek fel, az értékelés bizonytalanságai miatt. A modell koncepcionális része (vagyis a figyelembe vett terület nagysága, a hidrogeológiai jellemzők, a figyelembe vett vagy elhanyagolt folyamatok) az új eredmények alapján ellenőrizendő és szükség esetén módosítandó. A vízszintekre és a szennyeződés kiterjedésére vonatkozó információk alapján meghatározhatók a modellnek azok a paraméterei, amelyek a számított és a mért eredmények közötti legjobb egyezést adják (kalibráció). A modell végeredményben akkor válik hitelessé, ha a szennyezési eset a modellel a megkívánt részletességgel és pontossággal reprodukálható.

Ha feltárási munkák több lépcsőben történnek, akkor a soron következő fázis tervezésekor az előzetes modellezésnél leírtak szerint kell eljárni, de már a pontosabb, megbízhatóbb modellt lehet felhasználni. Ha a munka ütemezése ezt megengedi, lehetőleg ezt a megoldást érdemes választani, mert ez biztosítja, hogy a modell és a mérések összhangjával a leghatékonyabb feltárás valósítható meg.

A részletes modellezés során az összes fontosnak ítélt információt (a szennyezőanyag és a szennyezés terjedése szempontjából érdekes közeg jellemzői) felhasználva vizsgáljuk a szennyezés várható terjedését. Első lépésben a beavatkozás nélküli állapotot. A modell eredményei alapján megállapítható a szennyező forrás egyes környezeti elemekre vonatkozó veszélyessége, illetve az előrejelzett koncentráció értékek alapadatot jelentenek a szennyezéshez kapcsolódó egészségügyi és környezetvédelmi kockázat kiszámításához. A számításokat célszerű kiegészíteni az ismerethiányból (a szennyező forrásra, illetve a közegre vonatkozó jellemzők nem pontos becslése miatt) származó bizonytalanságok bemutatásával, valamint a meteorológiai és hidrológiai folyamatok véletlen jellegét is tükröző bekövetkezési valószínűségekkel.

A feltárási fázisban a transzportmodelleket (1) a talaj, a talajnedvesség, a talajvíz és a rétegvíz egy vagy több szennyezőforrásból származó szennyeződésének meghatározására, (2) ennek alapján a szennyezőforrás veszélyességének és a vele járó kockázatnak a becslésére, (3) az ismerethiányból származó bizonytalanság becslésére, (4) egy adott mértékű szennyeződés bekövetkezési valószínűségének becsléséhez szükséges számítási változatok végrehajtására használjuk.

Amennyiben a feltárt vagy az előrejelzett szennyeződés mértéke meghaladja a megengedett értéket és beavatkozásra (kárenyhítési vagy kárfelszámolási céllal) van szükség, a kalibrált modell alkalmas a különböző lehetőségek összehasonlítására. A veszélyesség megállapítása és a kockázatelemzés ebben az esetben is a számított koncentrációk alapján történik. Fontos megjegyezni, hogy a modellek alkalmas eszközök az összehasonlító elemzésekhez, hiszen könnyen megoldható, hogy a szcenáriók közötti különbségeknek megfelelően a modellnek csak egy vagy néhány eleme változzon, és így kizárólag a két változat közötti különbség jelenik meg az eredményekben. Tulajdonképpen ezeknek a szcenárióknak a vizsgálata mutatja a modellezés igazi hasznát: a jövőben várható szennyezettségi állapotok - bizonyos egyszerű esetektől eltekintve - nem lennének értékelhetők a modellekkel végzett előrejelzések nélkül. Érdemes megjegyezni, hogy az egyes lehetőségek közötti különbségek gyakran abban az esetben is értékelhetők, ha a kalibráció során a tervezettnél nagyobb eltérések mutatkoznak a számított és a mért eredmények között - ezt viszont megfelelő részletességű elemzésnek kell alátámasztania.

A megvalósítási fázisban kerül sor a kiválasztott kárenyhítési vagy kárfelszámolási módszer terveinek elkészítésére és magának a beavatkozásnak a végrehajtására. A tervezés során egyrészt több technológiai változat összehasonlítására lehet szükség, illetve részletesen ki kell dolgozni az optimális változatot a környezeti hatásvizsgálattal együtt. Mint a részletes modellezéssel kapcsolatban is láttuk, a modellek kiváló eszközei az összehasonlító vizsgálatoknak. A technológiai szintű modellezés az előző fázisban készült modellek eredményeire alapozva, de a beavatkozás közvetlen környezetének a korábbinál részletesebb modellezését jelenti. Előfordulhat, hogy nem csupán a modell tér- és időbeli részletességében, hanem a figyelembe veendő folyamatokban is van különbség (pl. egy szénhidrogén szennyezés ventillációs eltávolításának tervezéséhez szükséges a gázfázisú transzport modellezése, ugyanakkor a nem vizes fázisú szennyezés terjedésének előrejelzéséhez esetleg elegendő volt a többfázisú folyadékmozgás modelljét alkalmazni).

A modellezés eredményei egyúttal felhasználhatók a hatásvizsgálatokban is. Mivel a hatásvizsgálat nem csupán a beavatkozás területére terjed ki, szükséges lehet a lokális technológiai modell és a nagyobb területre kiterjedő részletes modell kombinált alkalmazása.

A vizsgálatok befejezése után egy monitoring hálózat kialakításával kell nyomon követni a szennyezés további terjedését vagy a beavatkozás hatását. A hálózat tervezésében (az észlelési pontok kiválasztásában, a mérendő elemek és az észlelési gyakoriság meghatározásában) komoly segítséget jelentenek a modellezési tapasztalatok és a modellezés során felmerült bizonytalanságok. Ehhez mind a részletes modell, mind (ha ilyen volt) a technológiai modell eredményei felhasználhatók.

A monitoring üzemeltetése során kapott adatokat rendszeresen értékelni kell, össze kell hasonlítani a modellezéssel előre jelzett értékekkel. Amennyiben nincs számottevő különbség, ez azt jelenti, hogy a modellezés korrekt volt. Ellenkező esetben vissza kell térni a technológiai vagy a részletes modellhez. Ellenőrizni kell a modell paramétereinek becslését, sőt ha ez nem elegendő, felül kell vizsgálni a figyelembe vett folyamatokat is, vagyis a modellalkotás koncepcionális részét is (Simonffy Z. 1996).

A szennyezésterjedés modellezésére jó példa az Üröm-Csókavár gáztisztító massza veszélyes hulladékkal szennyezett karsztos bányaüregének mentesítése. A szennyezett terület a Pilis hegység lábánál elterülő Üröm község közelében fekvő külterületen, a Csókavár nevű felhagyott mészkőbányában és közvetlen szomszédságában található. A szennyezés hatása túlmutat a közvetlenül érintett területen, összességében több mint egymillió embert érint, mivel a bánya az Észak-Budai Karszt vízgyűjtő területén fekszik. Ugyanebből a karsztvízből fakadnak a Csillaghegyi strandfürdő és a Római fürdő forrásai, valamint jelentős kockázati tényező, hogy ez a karsztvízkészlet egyben hosszú távú ivóvíztartalék is. A terület szennyeződésérzékenységi besorolása a 33/2000. (III.17.), illetve a 219/2004, (VII. 21.) Korm. Rendelet alapján „A”, fokozottan érzékeny karsztos terület, melyen a Fővárosi Gázművek Óbudai Gyárában 1913-1984 között keletkezett kimerült gáztisztító masszát helyeztek el, mely nagy mennyéségben tartalmazott ammónium-, cián-, és arzénvegyületeket, nehézfémeket, higany, stb.