3.2. Vízminőség védelem .......................................................................................................................... 2 3.2.1. Vízgazdálkodás és vízminőség védelem (Dittrich Ernő)....................................................................... 2 3.2.2. Vízminőség, vízminősítés (Dolgosné Kovács Anita) ............................................................................ 8 3.2.2.1. Vízminőségi jellemzők..................................................................................................................... 9 3.2.2.1.1 Fizikai paraméterek ........................................................................................................................ 9 3.2.2.1.2. Kémiai paraméterek .................................................................................................................... 11 3.2.2.1.3. Biológiai, mikrobiológiai paraméterek ......................................................................................... 20 3.3.2.2. Vízminősítés .................................................................................................................................. 20 3.3.2.2.1. Felszíni vizek .............................................................................................................................. 20 3.2.2.2.2. Felszín alatti vizek ...................................................................................................................... 31 3.2.2.2.3. Ivóvíz minősítés .......................................................................................................................... 35 3.2.3. A vízminőség védelem alapjai (Dittrich Ernő) ................................................................................... 36 3.2.3.1. Vízgyűjtő, vízháztartási viszonyok ........................................................................................... 37 3.2.3.2. Szennyezők, terhelések, vízhasználatok .................................................................................... 39 3.2.3.3. Víztestek főbb jellemzői és folyamatai...................................................................................... 41 3.2.3.3.1. Víztestek tipizálása .............................................................................................................. 42 3.2.3.3.2. Hidromorfológia .................................................................................................................. 42 3.2.3.3.3. Oxigénháztartási viszonyok ................................................................................................. 43 3.2.3.3.4. Szerves-anyag háztartás ....................................................................................................... 45 3.2.3.3.5. Foszfor és nitrogén háztartás ................................................................................................ 45 3.2.3.3.6. Üledék................................................................................................................................. 46 3.2.3.3.7. Flóra és fauna ...................................................................................................................... 47 3.2.3.4. A vízminőség védelem eszközei ............................................................................................... 48 3.2.3.5. A vízminőség védelem főbb lépései, folyamata ......................................................................... 52 3.2.3. Összefoglalás................................................................................................................................ 54 3.2.4. Kérdések a témakörhöz ................................................................................................................. 55 Felhasznált és javasolt szakirodalom ........................................................................................................... 56
1
3.2. Vízminőség védelem 3.2.1. Vízgazdálkodás és vízminőség védelem (Dittrich Ernő)
Hazánk földrajzi helyzete, valamint a távolabbi és közelebbi környezetből eredő hatások határozzák meg vízrajzi adottságait. Ezek közül a medencehelyzet a döntő tényező, ami – egyebek mellett a terület központja felé futó vízhálózat kialakulását és a jó víztározó medenceüledékekben a nagy tömegű felszín alatti vízkészletet hozta létre. A medencehelyzet azzal is jár, hogy az óceántól távoli fekvésnek megfelelő mérsékelten meleg és mérsékelten száraz éghajlatunk alatt a csapadékosabb peremvidékek lefolyása határozza meg a szárazabb belső területek vízháztartását. Ma is a medenceperemi hegységekből kapjuk az árvizeket, de a szárazabb időjárási periódusokban elmarad az ott ma már lehetséges – tározással megoldható – vízutánpótlás. A Kárpát-medence belseje mély fekvésű, melyet jól mutat, hogy Magyarország területének 84%-a 200 m-es szintvonal alatt helyezkedik el. A nagy folyóink külföldről legyező alakban három földrajzi irányból érkeznek hazánkba, és déli irányban távoznak. Az országos vízmérlegünk pozitív, ami azt jelenti, hogy éves szinten általában nagyobb vízmennyiség hagyja
el
hazánk
határait
mint
amennyi
befolyik
hozzánk.
Az
éves
átlagos
csapadékmennyiség 600 mm, mely területenként és évenként jelentősen változik (300 – 1200 mm). A csapadék területi eloszlása egyenlőtlen. A Dunától nyugatra eső – egyébként is jó vízellátottsággal rendelkező – területeken általában megfelelő mennyiségű csapadék esik. Ezzel szemben a Tisza vízgyűjtője csapadékban igen szegény: sok éves átlagban területének 80%-án 600 mm-nél kevesebb csapadék hullik. Az éves evapotranspiráció (növényzet és földfelszín együttes párolgása) 500-600 mm/év, tehát egyes területeken akár több is lehet mint az éves csapadékmennyiség. A Tisza vidékén 1984-1996-ig vizsgált 13 évből 7-ben volt magasabb az éves párolgás mint a lehullott csapadék éves mennyisége. Éven belül vizsgálva a helyzetet a nyári időszakban az evapotranspiráció mindig magasabb, mint a nyári csapadék mennyiség. Ilyenkor a talajvízből pótlódhat a kapilláris zónán keresztül a növényzet vízhiánya. Aszályról akkor beszélünk ha a gyökérzettel átszőtt talajréteg nedvességtartama a növényzet tűrőképességénél hosszabb ideig a növényzet minimális vízigényét sem tudja kielégíteni. Az aszályos területeken történő mezőgazdasági termelés a megfelelő öntözőkapacitás kiépítése. Az aszály általában az ország keleti részét sújtja. Hazánkban 4600
2
km hosszú önözésre alkalmas csatorna van kiépítve. Az önözendő terület nagysága közelítőleg 300000 ha, melynek 20-30%-át öntözik ténylegesen. Hazánk nagy folyóinak vízjárása szélsőséges. A Duna esetében az árvízi vízhozam a kisvízi vízhozamnak akár 30-szorosa is lehet. A Tisza esetében ez az arányszám majdnem eléri a 100-at. A tavaszi és az őszi időszakban jelentős víztöbblet jelentkezik, mely árvízveszély és belvizek formájában jelenik meg. Ezek főleg a mélyebb fekvésű területeket érintik, mely hazánk területének 52%-át, míg a megművelt területek kétharmadát jelenti. Az árvizek által veszélyeztetett 21300 km2 terület a legnagyobb Európában. Az árvízvédelem biztonsági és gazdasági kérdés. Az árvízvédelmi művek 628 települést, 2,3 millió embert, a vasútvonalak 32%-át és az útvonalak 15%-át, védik. A belvíz szintén komoly károk okozója lehet. A belvízzel rendszeresen borított területek szabályozásának hatására 43 ezer km földmedrű belvíz elvezető csatorna épült ki hazánkban.
1. ábra: Hazánk főbb folyóvizeinek átlagos vízhozamai (www.aquadocinter.hu)
3
2. ábra: Hazánk belvízzel és árvízzel veszélyeztetett területei (www.aquadocinter.hu) Vízkészletnek a társadalom számára hozzáférhető és igénybe vehető vizeket tekintjük. A hazai vízkészlet-gazdálkodási gyakorlatban két fő egységre bontjuk a vízkészletet: felszíni és felszín alatti vizekre. A felszíni és felszín alatti vizeket is tovább osztályozhatjuk számos jelleg szerint: Felszíni vizek: -
Állóvizek: természetes tavak, holtágak, vízborítású területek, mesterséges tavak, tározók, bányatavak
-
Vízfolyások: folyamok, folyók, kisvízfolyások, időszakos vízfolyások
-
Csatornák:
belvíz-,
csapadékvíz-,
szennyvíz-,
öntözővíz-
csatornák, stb. Felszín alatti vizek: -
Talajvíz
-
Rétegvíz: hideg rétegvíz, meleg rétegvíz, (termál-, gyógyvíz)
-
Karszt és hasadék-víz: hideg karsztvíz, meleg karsztvíz (termál-, gyógyvíz)
Felhasználható vízkészletnek csak azt a vízhozamot tekinthetjük, amely tartósan és nagy biztonsággal a kritikus nyári időszakban is kivehető – hiszen a vízfolyásokban a vizek
4
nagyobb része rövid idő alatt levonuló árvizek, vagy a téli időszakban jelennek meg, és így közvetlenül nem hasznosíthatóak. A felszíni vizek a gondatlan emberi tevékenység miatt gyakran szennyeződnek, de szerencsére a szennyeződés megszűntével viszonylag gyorsan meg is újulnak.
Magyarország adottságai a felszín alatti vízkészletek vonatkozásában is rendkívüliek, mondhatni a világon szinte egyedülállóak. A Kárpát-medence nagy részét helyenként több ezer méter vastagságban kitöltő porózus szerkezetű (homokos, kavicsos) kőzetrétegekben nagy mennyiségű víz, az un. rétegvíz tölti ki. Kisebb tömegű, de természetes tisztaságánál fogva nagy értéket képvisel a mészkőrétegekben tárolódó karsztvíz. A felszínhez közelebb a talajvizet találjuk, amely összefüggő homokos rétegek esetén közvetlen kapcsolatban áll az alatt elhelyezkedő rétegvízzel. A kavicsos medrű folyók parti sávjában helyezkedik el a parti szűrésű víz. Ez a vízkészlet az aluviális mederösszlet természetes szűrő hatásának köszönhetően igen értékes ivóvízbázis. A felszín alatti vizek – elsősorban a mélységtől függően – kisebb-nagyobb biztonságban vannak a felszíni szennyező hatásokkal szemben. Az öntisztulás képessége nagyon csekély, így az öntisztulás nagyon hosszú folyamat. Mivel az ország ivóvíz felhasználása túlnyomóan felszín alatti vizekből történik, védelmük fokozott figyelmet igényel. Az ország ivóvíztermelésének harmadát adó rétegvizek nem minidig felelnek meg az egészségügyi előírásoknak, mivel a tároló kőzetből származó kémia anyagokkal (vas, mangán, arzén) szennyeződhetnek. Ezeknek az anyagoknak az eltávolítása technikailag megoldott, azonban a vízkezelés növeli az előállítás költségeit.
Hazánk természeti adottságaiból és vízrajzából fakadóan a tervszerű vízgazdálkodásnak több száz éves múltja van. Például az első hazai vízgazdálkodási témájú jogi szabályozás az 1885-ben megalkotott vízjogi törvény melynek megalkotását az 1879-es szegedi nagy árvíz miatti közfelháborodás váltotta ki. A törvény kimondta, hogy a vizek olyan különleges viszonyrendszerekkel bírnak, hogy azokra magánjogi elvek csak ott határozhatják meg az érdekeltek közötti viszonyokat ahol azokra a vízjogi törvény, nem tartalmaz más rendelkezést.
A Vízgazdálkodási Lexikon (Dégen, 1970) a vízgazdálkodás kifejezésre a következő értelmezést adja: „A természet vízháztartásának a társadalom szükségleteivel való optimális összehangolására irányuló tervszerű tudományos műszaki, gazdasági és igazgatási tevékenység” mely az alábbi főbb tevékenységcsoportokból áll:
5
-
A víz kitermelése valamilyen felhasználási célból (pl. termálvíz, öntözővíz, technológiai víz, ivóvíz, energiatermelés, stb..)
-
A kitermelt víz, fogyasztási helyre történő szállítása (pl. szivattyú
állomások,
mesterséges
medrek,
csővezeték
rendszerek, stb..) -
A kitermelt víz minőségének megváltoztatására irányuló tevékenység (pl. ivóvíztisztítás, technológiai célú vizek kezelése, stb..)
-
A víz vagy a vízhiány káros hatásai elleni védekezés (pl. árvízvédelem, csapadékvíz elvezetés, öntözés, tározás, stb..)
-
A felhasznált vizek kezelése, tisztítása (pl. kommunális vagy ipari szennyvíztisztítás, hígtrágya előkezelés, stb..)
-
A felhasznált vizek visszajuttatása a természeti körforgásba (pl. szennyvízcsatornázás, szikkasztás, stb..)
A vízgazdálkodási tevékenységeknek természetesen egymással tervszerűen összehangolva kell működniük.
Napjainkban a hazai vízgazdálkodásra vonatkozó jogi szabályozást a többször módosított 1995. évi LVII. törvény a vízgazdálkodásról alapozza meg. A törvény hatálya kiterjed minden olyan létesítményre vagy tevékenységre, „amely a vizek lefolyási és áramlási viszonyait, mennyiségét, minőségét, medrét, partját vagy a felszín alatti vizek víztartó képződményeit befolyásolja, vagy megváltoztathatja”. A törvény definíciója szerint a vízgazdálkodás: „a vizek hasznosítása, hasznosítási lehetőségeinek megőrzése, a vizek kártételei elleni védelem és védekezés (vízkárelhárítás)”. Ebben a rendelkezésben már megjelenik a vizek minőségének védelme is a vízgazdálkodási tevékenységek között.
A 80-as évek közepéig a vízgazdálkodási tevékenységet szinte kizárólag a vizekkel történő mennyiségi gazdálkodás jellemezte. A vizek minőségének védelme a mennyiségi vízgazdálkodáshoz képest alárendelt szerepet kapott. A 80-as évektől a vízminőség védelem szerepe a vízgazdálkodáson belül egyre erősödött. Ennek a folyamatnak az eredményeként ma már a vízgazdálkodási tevékenységeken belül a vizekkel történő mennyiségi gazdálkodás és a víz minőségének védelme, egymáshoz képest egyenrangú szereppel bír. A kettő közötti prioritásokat mindig az aktuális vízgazdálkodási feladatnál történő szakmai mérlegelés dönti
6
el. Így a hagyományos értelemben vett vízkészlet gazdálkodás fogalma már nem csak a mennyiségi, hanem a vízminőségi gazdálkodást is jelenti.
Az elkövetkező évtizedben a hazai vízgazdálkodást alapjaiban megváltoztató rendelkezés az Európai Parlament által elfogadott 2000/60/EK irányelv, amely 2000. december 22-én lépett hatályba és EU Víz Keretirányelvként (továbbiakban VKI) jelent meg a köztudatban. Ennek a végrehajtása az EU országai számára kötelező, a csatlakozásra váróknak pedig jogharmonizációs feladat lett. Magyarországon a Kormány a 2094/2001. (IV.30.) Korm. határozatának 3. pontjában rendelte el a Direktívával kapcsolatos feladatok meghatározásáról szóló intézkedési terv kidolgozását, majd a 2329/2001. Korm. határozat 1. mellékletében a megvalósításhoz kapcsolódó feladatokat.
A VKI keretbe foglalja és szabályozza a felszíni és felszín alatti vizek mennyiségi és minőségi védelmét és az ahhoz szükséges célokat több évtizedes távlatra. A VKI országhatároktól függetlenül, vízgyűjtőnként írja elő a cselekvési programok végrehajtását. Ebből a szempontból a hazai vízgazdálkodás teljes stratégiáját a Duna, Tisza és Dráva vízgyűjtőn elhelyezkedő országokéval összhangba kell hozni, és vízgyűjtő szemléletben kell a többi országgal integrált vízgazdálkodássá alakítani. A VKI minden vizet védelem alá helyez, azzal a céllal, hogy Európában 2015-re – a fenntartható vízhasználat biztosítása mellett – minden víz feleljen meg a „jó állapot” követelményeinek. A VKI további céljai: -
Védelmet biztosít minden víztípusnak, felszíni és felszín alatti vizeknek egyaránt.
-
Biztosítja szervezetek,
valamennyi magán
érdekelt szféra)
(önkormányzatok, tevékeny
részvételét
civil a
vízgazdálkodási tevékenységben -
Biztosítja minden forrás (mezőgazdaság, ipar, település) által okozott szennyezés ellenőrzését és csökkentését.
-
A „szennyező fizet” elvet megvalósító vízdíj-rendszereket ír elő.
-
Egyensúlyt teremt a környezet és az attól függők érdekei között.
Vízgazdálkodásunkra a jövőben várhatóan jelentős hatása lesz a globális klímaváltozásnak is. Az IPPC 4. jelentése óta az Európai Parlament is tényként kezeli a globális felmelegedést, sőt még az éghajlat változási folyamatok középtávú megállíthatatlanságát is. Ez a politikai
7
életben is megtörtént tényszerű kinyilatkoztatás jelentős előrelépést jelenthet a változásokra történő felkészülés tekintetében. Az éghajlatváltozás minden természeti elemre kihatással lesz, így hazánk vízkészleteiben és hidrológiai viszonyaiban is változások állhatnak be. Már az elmúlt évtizedekben is tapasztalhattunk olyan változásokat, melyek közvetlenül a Kárpátmedencében
fejtették
ki
hatásukat
az
éghajlatváltozás
következtében.
Az
éves
csapadékmennyiség folyamatosan csökkent, azonban a szélsőséges csapadékok gyakorisága megnőtt. Szélsőségesedett a folyóink vízjárása, gondoljunk itt például 1998-2002 közötti időszak heves árvizeire. Az egészséges faállomány 1988 óta 90%-ról 40%-ra csökkent. Ezek az előzmények is a globális klímaváltozás jelentőségére figyelmeztetnek. Az előrejelzések szerint a Sió-Balaton vízgyűjtő területe, illetve az Alföld a leginkább veszélyeztetett a klímaváltozás szempontjából (Báthory, 2006). A jövőben előfordulhat majd, hogy gyakoribbak és nagyobb mértékűek lesznek az árvizek, kisebbek lesznek a kisvízhozamok, a vízjárás szélsőségesedik. Távlatban a Kőrösök időszakos teljes kiapadása is elképzelhető. A Duna hazai szakasz hosszabb időszakokra nem lesz hajózható. Országos szinten várható a talajvízszintek, a talajvízkészletek csökkenése. A gleccserek és az Alpok hótakarójának drasztikus csökkenése miatt a kora nyári kisvizeket kevésbé fogja növelni az Alpok hóolvadása. Várhatóan megnő az aszályos időszakok hossza és intenzitása is. Ezek miatt számos vízgazdálkodási feladat megvalósítása válik szükségessé (pl. vízlépcsők megépítése, Duna-Tisza csatorna megépítése, hazai tározó kapacitások növelése, stb..).
3.2.2. Vízminőség, vízminősítés (Dolgosné Kovács Anita)
A vízminőség a víz fizikai, kémiai, biológiai és bakteriológiai tulajdonságainak összessége. A víz, természetes körforgása során mindig más és más környezeti elemekkel érintkezik, különböző anyagtranszportok játszódnak le, amelyek újabb fizikai, kémiai és biológiai reakciókat indukálnak, majd a vízminőségi paramétereket különböző módon befolyásolják. Következésképpen a természetes felszíni, felszín alatti vízformák, illetve külön kategóriaként a csapadékvíz oldott anyagainak minősége és mennyisége is más és más. Az első alfejezetben a főbb vízminőségi paramétereket, a második alfejezetben a vízminősítés módszerét mutatom be, ami jelen helyzetben nem egy egyszerű feladat. Ennek oka, hogy jelenleg Magyarországon egy átmeneti időszakot élünk, amely során tulajdonképpen két szabályozási eljárás párhuzamosan van érvényben, illetve lesz az új rendszer részleteinek pontos kidolgozásáig.
8
Korábban, illetve még napjainkban is a vizek minőségét a kiválasztott fizikai, kémiai, biológiai és bakteriológiai paraméterekkel jellemzik, majd a vízminősítés során a különböző vízhasználatok igényeit tükröző határértékekhez hasonlítják, majd azt követően vízminőségi osztályba sorolják. Ez az Európai Közösség új, vizekre vonatkozó politikájának következtében változott, illetőleg változik, új alapokra kerül. A változtatás célja, hogy a fenntartható vízhasználat mellett 2015-re Európában minden víz feleljen meg az ún. „jó állapot” kívánta követelményeknek (kiemelten kezelve a jó ökológiai állapotot). Ennek érvényesítéseképpen az Európai Parlament és a Tanács kidolgozta és elfogadta „A vízügyi politika területén a közösségi cselekvés kereteinek maghatározásáról” szóló 2000/60/EK irányelvet, amely 2000. december 22-én lépett hatályba és Víz Keretirányelvként (WFD 2000; hazánkban VKI) jelent meg a köztudatban. A Víz Keretirányelv tulajdonképpen a nevében is benne van, hogy egy irányelv és nem egy lezárt, konkrét szabályozási útmutató. Így a vízminőség, vízminősítés tekintetében is a tagországoknak kell kidolgozni a megfelelő módszereket és eljárásokat. A tagországok eredményeinek összehasonlíthatóságáról az ún. interkalibrációs programban való kötelező együttműködés gondoskodik.
3.2.2.1. Vízminőségi jellemzők
A következőkben a vízminőségi paramétereket a fizikai, kémiai, biológiai és bakteriológiai csoportok szerint a teljesség igénye nélkül tárgyalom. A csoportokon belül először a vizekben természetes körülmények között megtalálható és vizsgálható paramétereket, aztán a szennyező anyagokként megjelenő paramétereket és azok hatásait mutatom be.
3.2.2.1.1 Fizikai paraméterek
A víz, vízminőség szempontjából alapvető fizikai paraméterei: a hőmérséklet, az elektromos vezetőképesség, az oldott és lebegőanyag tartalom, a zavarosság, a szín, az íz és a szag. Ezek mellett esetenként meghatározandók a fényviszonyok, az átlátszóság, a sűrűség és a felületi feszültség is. A víz hőmérséklete felszíni vizek esetén a hidrológiai viszonyoktól függően erősen ingadozó, a felszín alatti vízben a mélyebb szintek felé haladva egyre állandóbb. Így az ún. állandó hőmérsékletű vizek esetén az éves hőmérsékletváltozás nem haladja meg az 5 %ot, ilyenek például a rétegvizek, források, hegyi patakok. A változó hőmérsékletű vizek
9
esetében számottevő a napi, illetve az évi hőmérsékletváltozás, ilyenek például a folyók, tavak. E paraméternél problémaként a hőszennyezés említhető meg, amely elsősorban hőerőművekből, illetve ipari üzemek hűtővízéből származik. A hőmérséklet növekedésével egyrészt változik az oldott gázok koncentrációja. Kiemelendő az oldott oxigén mennyiségének csökkenése, amely egyrészt az élővizek élő szervezeteit károsítja, másrészt a toxikus anyagok hatásának felerősödéséhez is vezet. Az elektromos vezetőképesség okozói az oldott ionok, amelyek a vizekben gyenge elektrolit oldatot képezve vezetik az elektromos áramot. A szikes vizektől eltekintve a sótartalom a víz keménységével párhuzamosan változik, bár ezek között is van nagy sókoncentrációjú (ezekben a nátrium tartalom a magas). A víz zavarosságát a benne levő szuszpendált anyagok idézik elő. A felszíni vizekbe a szerves és szervetlen lebegőanyagok elsősorban a felszíni erózió és a szennyvízbevezetés révén kerülhetnek. Egyes szerves anyagok bekerülése a mikroorganizmusok elszaporodásához vezethet, s így a zavarosság foka nő. Hatásuk elsősorban abban nyilvánul meg, hogy a napfény bejutásának akadályozásával csökkentik a fotoszintézist és zavarják az öntisztulást. A víz színe a visszavert fényből ítélhető meg. A tiszta víz, ha a rétegvastagsága kicsiny, színtelen, ha a vastagsága nagy, halványkékes színű. A szín felszíni vizek esetében a tisztaság indikátora, szennyezések és egyéb hatások következében ez változik. Például az algák elszaporodása zöldes, a huminsav többlete sárgás, a vas mennyiségének növekedése rózsaszínes, vöröses elváltozást okoz. A víz szaga és íze a benne oldott gázoktól, az oldott sóktól, valamint a biocönózistól függ. Ezt a két paramétert és változásukat a tömegesen elpusztult mikroorganizmusok valamint a szerves anyagok is befolyásolhatják. A víz ízét döntően a klorid, a szulfát, a hidrogén-karbonát, a vas, a mangán, a kalcium, a magnézium, a cink, a réz, illetve a szén-dioxid határozzák meg. A szerves anyagok általában mellékízt okoznak. A víz szagát az illékony anyagok hatásának tulajdonítható. Jellegzetes szagot adnak például az aminok, a diaminok, az ammónia, a kén-hidrogén, a merkaptánok és a szerves szulfidok.
Ebben a csoportban említendők meg a tenzidek, illetve a detergensek, amelyek ugyan kémiai szennyezők (szerves mikroszennyezők csoportjába tartoznak), vízben jól oldódó felületaktív anyagok, azonban a víz egyes fizikai paramétereit is megváltoztatják. Hatásuk a vizek felületi feszültségének csökkentésében, a habképződés elősegítésében nyilvánul meg. Ebből adódóan egyrészt az ipari résztevékenységekből, mint például mosás, diszpergálás, emulgeálás, habképzés, stb., másrészt a háztartásból, mint például mosó- és tisztítószerek alkalmazása
10
révén kerülnek közvetlen vagy közvetett úton az élővizekbe. A tenzidek hatalmas mennyiségben való alkalmazása és nem 100%-osan való hasznosulása következtében a vizekben való megjelenésük nagymértékben káros az élővirágra nézve. A víz felületén található hab okozta negatív esztétikai látvány csak porszem ahhoz képest, hogy akadályozott lesz a fény vízbe jutása, és gátlás alá kerül a fotoszintézist, másrészt nehezíti, mindezen által csökkenti a légcserét a troposzféra és a víz között. A detergensek halak esetében is veszélyt jelentenek, ugyanis a bőrfelületükön termelődött nyálkahártyát oldják. További mérendő paraméterek a radioaktivitáson belül az össz. b-aktivitás, a Cézium137, a Stroncium
90
és a
Trícium izotópok. A sugárzások mért értékeinek a természetes állapothoz viszonyított növekedése általában radioaktív szennyező anyagok jelenlétére utal. Káros hatásuk - az általuk kibocsátott ionizáló sugarak következtében - az élő szervezetek alap építőköveiben a kötések felhasításában nyilvánul meg. Következésképpen a sejtszinten ilyenmód bekövetkező változások mutációkat, karcinogén elváltozásokat és súlyos esetben halált idéznek elő. A jelenleg ismert kb. 2000 izotóp közül mintegy 100 fordul elő vízszennyezőként. A vizek radioaktív szennyezése, pl. nukleáris
balesetből,
226
Ra,
228
Ra,
bányászati
238
U, többnyire atomerőművekből, súlyos esetben
tevékenységekből,
zagytározókból,
ipari
és
kutatólaboratóriumokból, geotermikus kutakból, egészségügyi intézményekből származhat.
3.2.2.1.2. Kémiai paraméterek
A természetes vizekben minden esetben találhatók oldott anyagok és gázok, sók, ezek egy része szervetlen és ásványi, míg másik részük szerves eredetű. Ebből adódóan a természetes vizek kémiai összetétele igen változatos. A vizek a természetes összetevőik mellett antropogén eredetű anyagokat is tartalmazhatnak, amelyek az egyes alkotóelemek mennyiségét változtatják meg, vagy újabb (általában nem kívánatos) detektálandó komponensként jelennek meg. A vízminőség alapvető kémiai paraméterei: a pH; az oxigénháztartás tagjaiként a KOI, a BOI, a TOC; a nitrogén háztartás terén a szerves nitrogén, az összes nitrogén, az ammónium, a nitrát, a nitrit; a foszforháztartás terén a foszfát, az összes foszfor; az ionok tekintetében a nátrium-, a kálium-, a kalcium-, a magnézium-, a karbonát- és a hidrogén-karbonátionok, a kloridion, a szulfát-, a szulfid-, a hidrogénszulfid- és tioszulfátion, a szilicium, a szilikátion, a vas és a mangán. A vízben különböző nyomelemek is előfordulhatnak, mint például a bór, a cink és a réz. Sajnálatos azonban, hogy többnyire 11
antropogén szennyezések következtében, olyan paramétercsoportok mérése is szükséges, mint a nehézfémek, az olajszármazékok, a peszticidek, a klórozott szénhidrogének, stb.
A pH a hidrogén ion aktivitás negatív alapú logaritmusa, ezzel jellemezhető a víz kémhatása. pH: 0-7 esetén savas; pH: 7 esetén semleges; pH: 7-14 esetén lúgos a kémhatás. A felszíni vizek pH-ja 6,5-8,5 között mozog, az ettől való eltérés már szennyezettséget feltételez. A vizek szerves anyag tartalmára utalnak az oxigénháztartás tagjainak paraméterei. A víz oldott szerves anyag tartalma növényi, illetőleg állati eredetű lehet, egyrészt a helyi életfolyamatokból, másrészt környezetterhelésből származhat. Nagy mennyiségű szerves anyag kerül kommunális, élelmiszeripari és mezőgazdasági eredetű szennyvizekből a természetes vizekbe. A természetes tisztulási folyamatban a mikroorganizmusok a szerves anyagokat szervetlenekké alakítják, azokat pedig a növények használják fel saját szervezetük felépítésére. A felszíni vizek szerves anyag tartalma a vegetáció sűrűségétől függ, összetétele igen változó lehet. Az oxigénháztartás egyik paramétereként az oldott oxigén egy része a légkörből, más része a vízi növények fotoszintéziséből származik, mennyiségét jelentősen lecsökkenti a szerves eredetű szennyezés. Oldott oxigén a mélységi vizekben egyáltalán nem található. A kémiai oxigénigény (KOI) az az oxigén mennyiség, amely a vízben lévő összes szerves anyag teljes kémiai oxidálásához szükséges. A mérése kétféleképpen történhet, ezt jelzik a jelölések is: KOIps, azaz a kémiai oxigénigény meghatározása titrimetriásan savas közegben
kálium-permanganát
mérőoldattal
( 4 KMnO4 + 6H 2 SO4 = 2 K 2 SO4 + 4MnSO4 + 6 H 2O + 5O2 ); KOIk, azaz a kémiai oxigénigény meghatározása
titrimetriásan
kálium-bikromát
( 2 K 2Cr2O7 + 8H 2 SO4 = 2 K 2 SO4 + 2Cr2 ( SO4 )3 + 8H 2O + 3O2 ).
A biokémiai
mérőoldattal oxigénigény
(BOI) az az oxigén mennyiség, amely a vízben lévő szerves anyagok baktériumok általi lebontásához adott időtartam és hőmérséklet mellett szükséges. Következésképpen a BOI5 alatt az 5 napos szerves anyag lebontás biokémiai oxigénigényét mérjük. Az összes szerves szén TOC meghatározása is lényeges, amely során az összes szerves szén felszabaduló mennyisége kerül meghatározásra.
A nitrogén háztartás terén a nitrogén átalakulása körfolyamatot képez, amelyben a különböző nitrogén formák vagyis a szerves nitrogén, az ammónia, az ammónium-, a nitrit- és a nitrátionok egymásba alakulnak. Leegyszerűsítve a folyamatokat, fő lépések az ammonifikáció, a nitrifikáció és a denitrifikáció. A ammonifikáció lépésben a szerves anyag
12
lebontása során (szerves nitrogént tartalmaz) ammónia keletkezik. Az ammónia és az ammónium ion arányát a víz pH-ja befolyásolja. A nitrifikáció első lépése a nitritáció, amely során Nitrosomonas jelenlétében aerob közegben az ammónia nitritté alakul. A második lépés pedig a nitratáció, amelyben Nitrobacter jelenlétében, aerob közegben a nitrit nitráttá alakul. asz NH 4+ + 1,5O2 ¾Nitrozomon ¾ ¾ ¾¾ ® NO2- + H 2O + 2 H +
NO2- + 0,5O2 ¾Nitrobacte ¾ ¾¾r ® NO3A denitrifikáció során ennek a folyamatnak éppen az ellenkezője játszódik le, a nitrátból anaerob (anoxikus) közegben nitrogén gáz, illetve kis mennyiségben dinitrogén-oxid keletkezik. A nitrogén biogeokémiai körfolyamata azonban antropogén tevékenységek hatására könnyen sérül. Pontforrásként elsősorban a szennyvíztisztító telepek és az állattartó telepek (a nem megfelelően kezelt trágyából kimosódó ammónia tekintetében), diffúz forrásként pedig a mezőgazdaság túlzott műtrágyázása jelölhető meg. Ennek következtében a nagy vízoldhatóságú nitrogén vegyületek könnyen bemosódnak és feldúsúlhatnak elsősorban a felszíni vizekben és a talajvízben. A műtrágyázásból származó nitrát mellett, az ammónia, az ammónium vegyületek és a karbamid az élővizekben az oldott oxigéntartalmat felhasználva átalakul nitráttá, így ezzel is növelve annak mennyiségét. Mindez az algák fokozott növekedését (ún. vízvirágzást), a víz szagának, ízének romlását és az eutrofizáció jelenségét idézheti elő. A magas ammónia tartalom elsősorban a halakra és a haltáplálék szervezetekre mérgező hatású. Az élővizekre gyakorolt káros hatás mellett nem elhanyagolható az ivóvíz magas nitrit- és nitráttartalma sem, amely a csecsemőkre halálos veszélyt is jelenthet, methaemoglobinaemia kialakulásával. Ennek a lényege, hogy a haemoglobin-vas irreverzibilis kötésben tartja az oxigént, így a szövetek zavartalan oxigén ellátása nehezítetté vagy akár lehetetlenné válik. Ez a probléma koncentráltan főképpen vidéki, csatornázatlan területeken jelentkezik, ahol az ivóvízként szolgáló talajvíz kút gyakran műszaki védelemmel ellátatlan emésztőgödör közelében található. A nitrogénvegyületeknél szükséges még megemlíteni a nitrózaminokat, amelyek mutagén, teratogén és karcinogén hatással is rendelkeznek.
A foszforháztartás terén a foszfát, illetve az összes foszfor paraméterek mérése a kiemelendő. A természetes vizek foszfortartalma az elem biogeográfiai körforgásából adódóan mind szerves mind szervetlen eredetű is lehet. Lényeges, hogy a növények a természetben rendelkezésre álló foszfornak csak 5%-át képesek felvenni. Jelentős probléma például a túlzott műtrágyázással, szervetlen tápanyag utánpótlás céljából a mezőgazdasági területekre
13
kijutott, azonban nem hasznosuló foszfor, amely aztán ugyan közvetett úton, de a felszíni, illetve felszín alatti vízkészletekbe vándorol. A biológiai egyensúly megbontása pedig egyenes utat ad az eutrofizációnak, melynek következtében fokozódik a fitoplankton, a moszat és a hínárképződés, intenzíven nő a partmenti növényzet. Ebből fakadóan a mélyebb rétegekben fokozódik az anaerob anyagcsere, plusz ammónia, metán, kén-hidrogén keletkezik, megbomlik a redox egyensúly és oxigénhiány lép fel. Ezt a folyamatot erősítik még a foszfát tartalmú mosószerek is, amelyek egyéb problémája a felületi feszültség paraméternél már tárgyalásra került.
Az ionok tekintetében a nátrium- és a káliumionok koncentrációja természetes vizekben csekély, a magas nátriumion tartalom szennyezésre utalhat. Azonban az alföldi talajvizekben például a nátrium a legnagyobb mennyiségben előforduló kation. Ezek az ionok természetes körülmények között a talajból, illetve a kőzetekből kioldódással kerülnek a vízbe. A kalciumion a vízben az egyik leggyakoribb kation, alapvető forrása a mészkő (kalciumkarbonát CaCO3), illetve a gipsz (kalcium-szulfát CaSO4). A kalcium-karbonát vízbe való beoldódását alapvetően a víz szabad szén-dioxid mennyisége befolyásolja. Kémiai egyenlettel felírva ez a következőképpen néz ki: CaCO3 + CO2 + H 2O = Ca (HCO3 )2 A magnéziumion természetes körülmények között a dolomit (kalcium-magnézium-karbonát CaMg (CO3 )2 ) oldásából származik. A víz keménységét az oldott kalcium- és magnézium sók okozzák, ezt mg/dm3 vagy mmol/dm3 mértékegységben CaO-ra vonatkoztatva kell megadni, illetve keménységi fokban is kifejezhető. Többféle keménységi fok ismert, például a német, a brit, a francia és az USA keménységi fokok. Magyarországon a német keménységi fok - nk°: 1 nk°, ha 1×10 mg CaO-nak megfelelő oldott kalcium- és magnéziumion van 1000 cm3 vízben - használata az elfogadott. A víz összes keménysége a változó – más néven karbonát keménységből – és az állandó keménységből tevődik össze. A víz karbonát keménysége a Ca2+ és Mg2+ ionoknak az a amennyisége mg/dm3 vagy mmol/dm3 mértékegységben CaO-ra vonatkoztatva, illetve keménységi fokban kifejezve, amely a hidrogén-karbonát vagy a karbonátionokhoz rendelhető. A víz állandó keménysége a Ca2+ és Mg2+ ionoknak az a mennyisége mg/dm3 vagy mmol/dm3 mértékegységben CaO-ra vonatkoztatva, illetve keménységi fokban kifejezve, amely sem hidrogén-karbonát sem karbonát, hanem egyéb – például klorid-, szulfát-, nitrát-, stb. ionokkal van egyensúlyban. Általában megállapítható, hogy a karsztvizek keménysége a legnagyobb (bár itt is területi különbségek vannak) és az
14
alföldi rétegvizek egy részének pedig minimális (ezek nátrium-hidrogén-karbonátosak). A karbonát- és a hidrogén-karbonátionok a felszíni vizek lényeges alkotóelemei, a vízben oldott szén-dioxiddal hozhatók kapcsolatba. Ugyanis: CO2 + H 2O¬® H 2CO3 , azaz a széndioxid vízzel érintkezve szénsavvá alakul. A szénsav gyenge sav, a disszociációja során keletkezik a hidrogén-karbonát-, majd a karbonátion. A karbonátok és a hidrogén-karbonátok képzéséhez szükséges szén-dioxidot kötött, a bomlásának megakadályozásához szükségeset tartozékos, a maradékot pedig agresszív szén-dioxidnak nevezzük. A hidrogén-karbonátnak elsősorban a víz lúgossága és az ezzel járó puffer-kapacitás szempontjából van jelentősége. Egyes alföldi rétegvizeknek meglehetősen magas a hidrogén-karbonát tartalma. A kloridion általában
magmatikus
kőzetek
bomlásából
származik,
illetve
az
élőlények
anyagcseretermékeiben is mindig jelen van. Mennyisége a hazai felszíni vizekben kevés, így abban nem játszik fontos szerepet. A rétegvizekben jelen lehet, megjelenése itt az ammónium és a szulfid ionnal együtt geológiai eredetre utal. A természetes vizek szulfáttartalma ásványi vagy szerves eredetű. Így például az alföldi talajvizekben a hidrogén-karbonáttal és a klorid ionokkal együtt általánosan elterjedt. E mellett a kén a hidroszférában szulfid-, hidrogénszulfid-, szulfit-, hidrogénszulfition formákban is megtalálható. A hidrogén-szulfid főképpen a textilfestés, a cserzés, a műselyemgyártás, a gázelőállítás ipari szennyvizei, illetve kiemelten a kéntartalmú vegyületek rothadási folyamatai révén juthat a vizekbe. Minden élőlényre toxikus hatású. Lényeges még megemlíteni a vizek vas és a mangán tartalmát, amelyek főként a felszín alatti vizekben találhatók. A víz származásának megfelelően a vas hidrokarbonáthoz kötve, tőzeges altalajban szerves kötésben leggyakrabban huminsavhoz kapcsoltan, barnaszén területeken pedig vasszulfát alakjában, gyakran szabad szénsavval együtt fordul elő. Általában csak a talajból szivattyúzott víz tartalmaz több vasat, a mocsarak, tavak nagy általánosságban már kevesebbet, a folyó vizekben pedig már ritkán fordul elő oldott vas. A mangán a vízben a vashoz hasonlóan leggyakrabban mangán(II)hidrogénkarbonát alakjában van jelen, ennél ritkábban szerves kötésben és még ritkábban mangán(II)-szulfátból származóan fordul elő. A vizek minőségét tekintve fontos megemlíteni, hogy ha a vízben bizonyos mennyiségnél több oldott vas és mangán van jelen, akkor az ilyen víz csővezetékben való szállítása, ivó- és ipari vízellátási célra alkalmatlan. Egyrészt a vasbaktériumok (és a mangánbaktériumok is) ha elszaporodnak a vízben, a csővezetékek eldugulhatnak, továbbá a vízben oldott állapotú hidrogén-karbonát-kötésű vas- és mangánvegyületek állás, levegőzés, főzés, klórozás stb. után oldhatatlan csapadék alakjában kiválnak és a víz barnás színűvé, zavarossá válik. Ezen kívül közismert a vas- és mangánnak a
15
vízkőkiválást elősegítő katalitikus hatása, emiatt a vas- és mangántartalmú víz kazánok táplálásához vagy hűtőberendezésekhez nehezebben használható. Egészségre káros hatásuk nincs. Ezekből fakadóan gyakori, hogy ha az ilyen vizet használni kívánjuk, a vastalanítással együtt mangántalanítást is kell végezni. A hidroszférában különböző nyomelemek is megtalálhatók, mint például a bór, a cink és a réz.
A fentieken kívül az antropogén tevékenységek következtében még számos paraméter van hatással a víz minőségére. Ezek, a következőkben ismertetésre kerülő anyagok a vizek természetes állapotában általában nem, vagy csak nagyon kis koncentrációban találhatók meg. A fémek, nehézfémek a hidroszférában oldott ion, vagy szilárd részecske formájában lelhetők fel, illetőleg a vízi üledékben és a táplálékláncban feldúsulhatnak. A hínárfélék a nehézfémeket kimondottan jól akkumulálják. A nehézfémek koncentrációjának a vízben való emelkedéséhez nagymértékben járul hozzá a bányászat, a felületkezelő ipar, a vegyipar és egyéb ipari tevékenységek. Az alumínium a vizekbe többnyire másodlagos szennyezőként kerülhet, az alumíniumipari szennyvizek mellett fő oka ugyanis a víztisztítási technológiákban az alumínium-szulfát derítőszerként való alkalmazása. Ennek hidrolízisekor bekövetkező tökéletlen pehelyképződés, illetve szűrési művelet során maradhat alumínium a vízben. A WHO szerint az alumíniumnak egészségre káros hatása nincs, azonban egyes kutatások az Alzheimer-kórral hozzák kapcsolatba. Az arzén vegyületek a mezőgazdasági gyakorlatban növényvédőszerekként voltak használatosak, így gyakran ennek következtében kerültek a felszíni vizekbe, illetőleg a talajvízbe. Az arzén rétegvizekben való megjelenése geológiai eredetű. Magyarországon először 1981-ben a szarvasi vízmű néhány mélyfúrású kútjának vizében vélték felfedezni, ezt követően, hogy az Alföldön az 508 megvizsgált település közül 64 esetben a közüzemi vízmű vizének átlagos arzéntartalma jóval meghaladta a határértéket. A probléma feltárásával egyidőben elindították a dél-alföldi vízminőségjavító programot. Különösen az arzén(III) vegyületek, az arzenitek toxikusak, ugyanis a tiol csoportokat tartalmazó enzimeket irreverzibilisen blokkolják. Az ólom vegyületek elsősorban a légköri szennyezés révén (Magyarországon 1999-ig a benzinmotorok kopogásának csökkentésére használt ólom-tetraetil adalékanyag. A katalizátorral felszerelt gépkocsik megjelenése már az ólmozatlan benzin forgalmazását igényelte, hiszen az ólom „katalizátorméreg”.), valamit a növényekben való feldúsulása során okoznak, okoztak problémát.
Az
ólom
ivóvízben
való
megjelenése
korábban
az
abból
készült
ivóvízvezetékeknek volt köszönhető, egyéb esetekben festékek, akkumulátorgyártás,
16
ólomtartalmú tárgyak korróziója során juthat a vizekbe. A szervezetbe az ólom ólomtetraetil, illetve szilárd ólom formájában is bejuthat. Az ólom-tetraetil a szervezetbe jutva tetra-alkil gyökké, majd tri-alkil vegyületté alakul át, fejfájást, hányást, hasi fájdalmat, kínzó álmatlanságot eredményez. A véráramba jutott ólmot a parenchimás szervek (máj, lép, vese, tüdő) rövid időre raktározzák. Kizárólag a csontok (leginkább a lapos csontok), haj, köröm képes hosszú ideig tárolni. A parenchimás szervekben jelenlevő ólom veszélyes, mert gyorsan és nagy mennyiségben mobilizálódhat és heveny ólom-mérgezést, vérképzőszervi, illetve idegrendszeri problémákat okozhat. A nikkel elsősorban az ipari szennyvizekben (galvanizálás, fémkohászat) fordul elő és azok szakszerűtlen kezelése révén kerülhet az élővizekbe. A gyomor és bélrendszerből 10%-a szívódik fel és fehérjékhez kötött formában transzportálódik a szervezetben. Erősen komplexképző hatású. Nagy problémát jelent a vizekben a kadmium megjelenése is, amely elsősorban a cinkérckitermelésből, felületkezelésből, vegyipari katalizátorgyártásból, festésből adódik. Mérgező hatását a cinktartalmú enzimekből a cink kiszorításával, ezáltal az enzim dezaktíválásával fejti ki. Az élő szervezetekben lejátszódó transzportja és feldúsulása szempontjából a fémproteineknek és a citoplazma-proteineknek van döntő szerepe. Toxikus hatása döntően a Japánban megjelent Itai-itai kórral került a nyilvánosság elé, amikor a bányavizekből származó, majd növényi tápanyaggal felvett kadmium fejtette ki idegrendszerre való mérgező hatását. Kifejezetten toxikus mikroszennyező a higany, amely a Minamata-kórral kapcsolatban került a köztudatba. A fémhigany és a higanyvegyületek alkalmazása az elmúlt évtizedekben meglehetősen széleskörű volt, így például elektrolízis, elektrotechnika, csávázószerek, fungicidek, katalizátor előállítás, fogászat, gyógyszergyártás. Mérgező hatását kutatva, fő probléma, hogy az élő szervezetbe kerülve ún. biometileződési folyamat játszódik le, metil-, dimetil-higany
vegyületek
keletkeznek.
A
metilezett
higany
vegyületek
lipofil
tulajdonságúak, így az élő szervezetekben és a táplálékláncban is jelentős mértékben felhalmozódhatnak.
A
mérgezés
klinikai
tünetei
a
súlyos
idegrendszeri-
és
mozgásszervrendszeri zavarok, a motoros és mentális fejlődés zavara, az agybénulás és a szellemi teljesítőképesség elmaradása.
Szervetlen szennyezőknek tekinthetők a cianidok, amelyek bányászat, ipari tevékenységek révén kerülhetnek a vizekbe. Bizonyára mindenki számára ismerős a Tisza cianidos szennyezése,
amikor
2000.
januárjában
a
nagybányai 3
Aurul
Rt. érckilúgozásos
tevékenységének következtében megközelítőleg 100000 m cianid- és nehézfémtartalmú
17
szennyvíz került a Láposba, majd a Szamos folyóba, aztán a Tiszába. A szennyezés levonulása után kb. 1000 tonna haltetemet távolítottak el a Tiszából. Ebben az esetben az arany kinyerésére használták a cianidos oldatot. A cianid az enzimgátlók csoportjába sorolható erős méreg. A sejtképzésre gyakorolt káros hatása a citokrómoxidáz ferriionjával képzett komplexére vezethető vissza. Toxicitása a sejtlégzésre gyakorolt gátló hatásban jelentkezik. A kőolajszármazékok is vízszennyező anyagoknak tekinthetők. Káros hatásuk abban nyilvánul meg, hogy a víz felületén elterülve emulziós réteget képeznek, így a hidroszféra és az atmoszféra közti gázcsere-kapcsolatot blokkolják, ezzel a fotoszintézis, illetve a tápanyagfelvétel gyakorlatilag megszűnik. A problémát még inkább erősíti, hogy a hosszú elágazó szénláncú szénhidrogének (pl. ilyeneket a nagy oktánszámú motorhajtó anyagok is tartalmaznak) a mikroorganizmusok általi lebontása meglehetősen lassú. A nyers és finomított olaj kutakból, csőtörésből, gépkocsik, gépek zsírral, illetve kenőolajjal történő kezeléséből származhatnak. A benzol és származékai, mint például a toluol, a xilol, a sztirol amellett, hogy a víz ízét és szagát megváltoztatják, meglehetősen toxikusak, mutagén és karcinogén hatásuk mellett idegrendszer károsító anyagok. Ma már sokak számára ismerősen hangzik a PAH rövidítés, vagyis a policiklusos aromás szénhidrogének csoportja. Ide tartozik például az 5 gyűrűs benzo(a)pirén és a 6 gyűrűs dibenzo(a, h)pirén és dibenzo(a, i)pirén. Ezek az aromások zsírban jól oldódnak, így az élő szövetekben könnyen feldúsulnak és fejtik ki karcinogén hatásukat. Felületaktív anyagokon, kolloidális szemcséken adszorbeálódva az élővizekben nagy területen szétoszlanak. A szerves szennyező csoportokat tovább sorolva a halogénezett szerves vegyületek következnek. A halogénezett szénhidrogének közül a kloroform, a szén-tetraklorid, a freonok, a vinil-klorid, a diklór-etén azok, amelyek kiemelendők, oldószerként használatosak, illetve a polimerek alapanyagaiként szolgálnak, ebből fakadóan okoznak környezetterhelést. A PCB-k (poliklórozott bifenilek) a polihalogénezett bifenilek csoportjába tartoznak. Ezek toxicitása alapvetően nem nagy, azonban az élő szervezetben akkumulálódva egy idő után károsodást okoznak. A PCDD (dioxinszármazékok, legjelentősebb a 2,3,7,8-tetraklór-dibenzo-dioxin) és a TCDF (dibenzofuránok, legjelentősebb a 2,3,7,8-tetraklór-dibenzo-furán) rendkívül mérgezőek. Az élő szervezetbe jutva elsősorban a zsírszövetekben raktározódnak, máj, immunrendszeri, idegrendszeri károsodást, reprodukciós készség csökkenést, teratogén, illetve karcinogén elváltozásokat okozhatnak. Lényeges, hogy mivel a természetben alapvetően nem találhatók meg, oda antropogén tevékenységek útján kerülnek. Ilyenek elsősorban a kommunális
18
hulladékok, szennyvíziszapok, kórházi és veszélyes hulladékok égetése, másodsorban egyes növényvédőszerekkel (herbicidek, fungicidek), favédőszerekkel kapcsolatos ipari hulladékok keletkezése. A nagyüzemi mezőgazdaságban széles körben alkalmazzák a peszticideket (azaz mezőgazdasági kártevők elleni szereket). A következő táblázatban a főbb csoportokat soroltam fel.
Peszticidek
Peszticidek
inszekticid
szerves rovarirtók
algicidek
szerves algairtók
herbicidek
szerves gyomirtók
molluszkicidek
szerves
csiga-
és
kagylóirtók fungicidek
szerves gombaölők
vermicid
szerves féregirtók
rodenticid
szerves rágcsálóirtók
nematocidek
szerves fonálféregirtók
1. táblázat: A peszticidek főbb csoportjai (SZERK. DOLGOSNÉ KOVÁCS A., 2007)
Ezeken belül kiemelendők a klórozott szerves vegyületek. Ezek a természetes vizekbe jutva veszélyeztetik az élővilágot, lebomlásuk lassú. A gyakorlatban a használatuk során több probléma is felmerült, ebből fakadóan egyre inkább háttérbe szorulnak. Leginkább ismertek az inszekticidek (rovarölők) közül DDT (4,4’-diklór-difenil-triklór-etán) és a HCH (hexaklórcikohexán), a gyomirtó 2,4,5-T (2,4,5-triklór-fenoxi-ecetsav), a 2,4-D (2,4-diklór-fenoxi ecetsav) és a fungicid (gombaölő) PCP (pentaklór-fenol). Szintén a növénytermesztés során használják a szerves foszforsav származékokat, ezek főképpen inszekticidek. Idegmérgek, hatásuk az acetilkolin-észteráz enzim gátlásában nyilvánul meg. Fungicidekként használják a Zineb (cinket tartalmaz), a Maneb (mangánt tartalmaz) és a Ferbam (vasat tartalmaz) fantázianevű vegyszereket is, amelyek hatása állatokra nézve a fokozott görcskészség, emberre tekintettel szédülés, hányás. A peszticidek, amint a fentiekből is kitűnik, célravezető hatásuk mellett számos problémát is okoznak. Egyik a nem minden esetben szelektív toxicitásuk, másik a vízi üledékben való felhalmozódásuk, lassú lebomlási idejük, illetve a bioakkumulációs (élő szervezetben való felhalmozódás) és biomagnifikációs (táplálékláncban való felhalmozódás) képességük. Szerencsére napjainkra egyre inkább elterjed a biogazdálkodás és a biopeszticidek alkalmazása.
19
3.2.2.1.3. Biológiai, mikrobiológiai paraméterek
A természetes vizeket különböző élőlénytársulások, élőlény együttesek népesítik be. Ezek szerkezete, minőségi és mennyiségi összetétele a környezeti tényezők függvénye. Az élőlények életmódjukból fakadóan a hidroszféra különböző régióiban élnek. Mind a sós tengervíz,
mind
a
felszíni
édesvizek
élővilága
rendkívül
változatos,
létük
törvényszerűségeivel a hidrobiológia foglalkozik. Korábban (az egyéni kutatásoktól eltekintve) hivatalosan csak fitoplankton és makrozoobenton vizsgálatokat végeztek, azonban az új elvek (például VKI) megjelenésével a hivatalosan mérendő és államilag finanszírozott paraméter kör is bővült (ld. következő rész). A fentiek mellett a mikrobiológia a mikroszervezetek meglehetősen színes világát tárja fel. A baktériumok intenzíven vesznek részt a vizek anyagforgalmában, többek között az anyag átalakítási folyamatokban. A vízvizsgálatok során biológiai, mikrobiológiai a témakörben kerülnek sorra többek között a gombák, a férgek, az algák, a fonalas baktériumok, a telepszám, az E.coli, a coliform szám és az Entherococcusok, mint vizsgálati paraméterek. Természetes vizekben rendkívül veszélyes szennyezők a vírusok, a patogén baktériumok, a protozoák, illetve a paraziták, amelyek például a tífusz, a kolera, a dizentéria és a fertőző májgyulladás betegségeket emberre átviszik. Ezek a kórokozók a fertőzöttek vizeletén és székletén keresztül, állatok közbeiktatásával kerülnek a vízbe.
3.3.2.2. Vízminősítés
3.3.2.2.1. Felszíni vizek
Jelenleg Magyarországon a felszíni vizek vízminősítését a Környezetvédelmi, Vízügyi és Természetvédelmi Felügyelőségek az MSZ 12749:1993 szabvány szerint, a rendszeresen és időszakosan vizsgált vízminőségi paraméterek határértékei alapján végzik. Amint azt a fejezet elején már említettem, a Víz Keretirányelv bevezetésével megjelent új fogalom- és értékelési rendszer iránymutatásai szintén érvényesek, azonban a módszerek, paraméterek kidolgozása, azok véglegesítése sok tekintetben még folyamatban van. Ezért a következőkben mindkét párhuzamosan futó szabályozásról szeretnék rövid tájékoztatást adni.
20
Általános vízminősítés 1994. január 1-én lépett életbe Magyarországon az MSZ 12749, azaz a „Felszíni vizek minősége, minőségi jellemzők és minősítés” szabvány alapján történő vízminősítés. A szabvány tartalmazza a mintavétel módját, az országos törzshálózati mintavételi helyeket, a mintavételi gyakoriságot, a vizsgálandó jellemzőket, a minősítési határértékeket, a vízminőségi osztályok jellemzését és az egyes osztályok térképen való megjelenítésének módját. A rendszer a monitoring programok megjelenéséig az Országos Törzshálózati Rendszer keretén belül működött országos, regionális, illetve lokális mintavételi helyekkel, jelenleg (az esetek többségében) a Környezeti Monitoring Rendszerek részeként. Néhány példát említve: Magyarországon először a Duna vízgyűjtőjén, a Felső-Duna Monitoring Vizsgálati Rendszer, ennek keretében Duna-völgyi Regionális Riasztórendszer (DRR); több éves előkészítést követően 1999-ben valósult meg az “Országhatárokon átterjedő szennyezések csökkentése a Duna-medence három vízgyűjtőjén” c. projekt keretében a TiszaVízgyűjtő Automatikus Vízminőségmérő és Riasztó Rendszer; a Dráván 2000.-től működik a Dráva Környezeti Monitoring Rendszer. A monitoring rendszerek létrehozásának célja volt egy olyan komplex rendszer kialakítása és üzemeltetése, amely alkalmas a térség alapállapotának a felmérésére, ellenőrzésére és a változások figyelésére. Példaként említve a Dráva
Környezeti
Monitoring
Rendszer
a
következő
elemekből
épül
fel:
törzshálózati vizsgálatok; holtágak és kavicsbánya tavak vizsgálata; Dráva Automata Monitor Állomás (Barcsnál); hossz-szelvény mérések, mindezt természeti monitoring teszi egésszé. A Dráva határjellegét figyelembe véve szükség van a nemzetközi együttműködésre, megegyezésre is, így külön nemzetközi vízmintavételezések és vizsgálatok is történnek. A szabványhoz visszatérve, a következő táblázatban a vízminősítés alapjául szolgáló vízminőségi jellemzőket helyeztem el.
21
Vízminőségi jellemzők Oldott
A csoport:
oxigén;
Oxigéntelítettség;
Biokémiai
oxigénigény (BOI5); Kémiai oxigénigény (KOIps);
az oxigénháztartás jellemői
Kémiai oxigénigény (KOIk ); Összes szerves szén (TOC); Szaprobitási (Pantle-Buck) index Ammónium (NH4+ – N); Nitrit ( NO2- – N); Nitrát
B csoport:
(NO3- – N); Szerves nitrogén; Összes foszfor,
a nitrogén és foszforháztartás jellemzői
Ortofoszfát (PO4 – P); a- Klorofill C csoport:
coliform szám 1 ml-ben; Fekáliás coliformszám 1 ml-
mikrobiológiai jellemzők
ben; Fekális streptococcus 1 ml-ben; Salmonella 1 lben; Összes telepszám 37°C; Összes telepszám 22°C
D1 csoport:
Alumínium; Arzén; Bór; Cianid; Cink; Higany;
szervetlen mikroszennyezők
Fenolok;
D2 csoport: D csoport:
szerves
mikroszennyezők és
mikroszennyezők
toxicitás
Kadmium; Króm; Króm; Nikkel; Ólom; Réz Detergensek
(anionaktív,
nemionos);
Kőolajszármazékok (kőolaj és termékei, PAH-ok, benz(a)pirén);
Illékony
klórozott
szénhidrogének
(kloroform, szén-tetraklorid, triklór-etilén, tetraklóretilén); Peszticidek; PCB-k; PCP D3 csoport: toxicitás D4 csoport:
Daphniateszt; Csíranövényteszt; Statikus halteszt Összes b-aktivitás; Cézium 137; Stroncium 90; Trícium
radioaktív anyagok pH; Fajlagos vezetés (20 °C-on); Vas; Mangán E csoport:
Vízhőmérséklet;
egyéb jellemzők
lebegőanyag;
levegőhőmérséklet;
Zavarosság;
Lúgosság;
Összes Keménység;
Nátrium; Kálium; Kalcium; Magnézium; Karbonát; Hidrogén-karbonát; Szulfát Klorid; Szín; Szag; Átlátszóság
2.sz. táblázat: Meghatározandó paraméterek az MSZ 12749 alapján (SZERK. DOLGOSNÉ KOVÁCS A., 2007)
Az értékelés és minősítés elvégzése során mértékadónak a 90%-os tartósságú értékeket tekintjük, illetve egy-egy komponens csoporton belül a komponensenként adott vízminőségi osztályok
közül
a
legrosszabb
adja
a
csoport
minősítését.
Az
integrált
követelményrendszernek megfelelően a felszíni vizek öt osztályba sorolhatók, amelyeket a következő táblázat tartalmazza. 22
Vízminőségi
Jellemzés
osztály I. osztály:
Mesterséges szennyező anyagoktól mentes, tiszta, természetes állapotú víz, amelyben az
kiváló víz
oldott anyag tartalom kevés, közel teljes az oxigéntelítettség, a tápanyagterhelés csekély és szennyvízbaktérium gyakorlatilag nincs. A vízminőségi térképeken kék színnel jelöljük. (A különleges igényeket kivéve minden használatra alkalmas, így: közműves vízellátásra, élelmiszer és egyéb ivóvízigényű ipar vízellátására, pisztráng tenyésztésére, maximális igényű fürdésre.) Külső szennyező anyagokkal és biológiailag hasznosítható tápanyagokkal kismértékben terhelt, mezotróf jellegű víz. A vízben oldott és lebegő, szerves és szervetlen anyagok mennyisége, valamint az oxigénháztartás jellemzőinek évszakos és napszakos változása az életfeltételeket nem rontja. A vízi szervezetek fajgazdagsága nagy, egyedszámuk kicsi.
II. osztály: jó
Szennyvízbaktérium igen kevés. A vízminőségi térképeken zöld színnel jelöljük. (A jó
víz
minősítésű víz kommunális vízellátásra és adott ipari célokra csak megfelelő előkészítés után alkalmas, azonban előkészítés nélkül használható: haltenyésztésre (kivéve pisztráng); sport és üdülési célokra; állattenyésztés vízellátására.) Mérsékelten szennyezett (például tisztított szennyvizekkel már terhelt) víz, amelyben a szerves és szervetlen anyagok, valamint a biológiailag hasznosítható tápanyagterhelés eutrofizációt eredményezhet. Szennyvízbaktériumok következetesen kimutathatók. Az oxigénháztartás jellemzőinek évszakos és napszakos ingadozása, továbbá az esetenként
III. osztály:
előforduló káros vegyületek átmenetileg kedvezőtlen életfeltételeket teremhetnek. Az
tűrhető víz
életközösségekben a fajok számának csökkenése és egyes fajok tömeges elszaporodása vízszíneződést is előidézet. Esetenként szennyezésre utaló szag és szín is előfordul. A vízminőségi térképeken sárga színnel jelöljük. (Ez a víz mezőgazdasági öntözésre, esetleg haltenyésztésre felhasználható és általában ipari vízként a felhasználás jellegétől függően előkészítés után használható.) Külső eredetű szerves és szervetlen anyagokkal, illetve szennyvizekkel terhelt, biológiailag hozzáférhető tápanyagokban gazdag víz. Az oxigénháztartás jellemzői tág határok között változnak, előfordul anaerob állapot is. A nagy mennyiségű szerves anyag biológiai lebontása, a baktériumok nagy száma (a szennyvízbaktériumok uralkodóvá
IV. osztály:
válnak), valamint az egysejtűek tömeges előfordulása a jellemző. A víz zavaros,
szennyezett
esetenként a színe változó, előfordulhat vízvirágzás is. A biológiailag káros anyagok
víz
koncentrációja esetenként a krónikus toxicitásnak megfelelő értéket is elérheti. Ez a vízminőség kedvezőtlenül hathat a magasabb rendű növényekre és a soksejtű állatokra. A vízminőségi térképeken piros színnel jelöljük. (A víz bármilyen célú felhasználása csak konkrét helyzetelbírálás után lehetséges, a víz előkészítése, tisztítása általában költséges.) Különféle szerves és szervetlen eredetű anyagokkal, szennyvizekkel erősen terhelt, esetenként toxikus víz. Szennyvízbaktérium tartalma közelít a nyers szennyvízekéhez. A
V. osztály:
biológiailag káros anyagok és az oxigénhiány korlátozzák az életfeltételeket. A víz
erősen
átlátszósága azonban kicsi: zavaros, bűzös, színe jellemző és változó. A bomlástermékek
23
szennyezett
és a káros anyagok koncentrációja nagy, a vízi élet számára krónikus, esetenként akut
víz
toxikus szintet jelent. A vízminőségi térképeken fekete színnel jelöljük. (Felhasználásra csak tisztítás után alkalmas.)
3. táblázat: A vízminőségi osztályok jellemzése az MSZ 12749 alapján (SZERK. DOLGOSNÉ KOVÁCS A., 2007)
Amint az a fentiekből is kiderül, ez egy egyszerű általános minősítési rendszer, amely tulajdonképpen a kémiai paraméterek vizsgálati eredményeit veszi alapul. Az általános vízminősítés mellett megemlítendő a vizek bakteriológiai, biológiai és ökológiai minősítése. Ezek a fenti paraméterek értékeit veszik alapul.
Bakteriológiai vízminősítés
A természetes vizek bakteriológiai minősítése, azaz a szennyezettségének ismerete az ivóvízre való alkalmasság és az emberi fogyasztással kapcsolatos ipari tevékenységek, például az élelmiszeripar vízfelhasználása céljából, illetve a fürdőzésre használatos felszíni vizek bakteriológiai szempontból való megfelelőségének vizsgálata sem elhanyagolandó. A vízminősítésnek ezt a részét az ÁNTSZ végzi. A meghatározás lényege, hogy a mintában lévő élő mikroorganizmusokat egy alkalmas táptalajon kitenyésztik, az így kifejlődött telepek már szabad szemel is láthatók. Az eredmény a leoltott vízmennyiségből kifejlődött telepek számával és fajtájával adható meg. A rutin vízbakteriológiai vizsgálatok a coliform baktériumok kimutatására korlátozódnak, a colititer vagy coliform szám meghatározásával. A colititer az a ml-ben kifejezett legkisebb vízmennyiség, amelyből a coli baktérium kitenyészthető. Tiszta a víz: ha 1 coli baktérium van 100 ml vízben; Gyanús: ha 1 coli baktérium van 1 ml vízben; Szennyezett, használatra alkalmatlan: ha 1 coli baktérium van 0,1 ml vízben. A coliform szám a 100 ml vízben lévő coli baktériumok száma. Az Escherichia coli baktérium mellett Streptococcus faecalis meghatározása is történhet, ennek jelenléte friss fekáliás szennyezésre utal. Indikátor baktériumoknak nevezhetők a fentiek mellett a Clostridium és a Pseudomonas aeruginosa baktériumok is, ezek kimutatására csak részletes vizsgálatok során kerül sor. Megemlítendők még az ún. fág vizsgálatok, ugyanis a szennyvízzel fertőzött ivóvízben ezek kimutatása gyakran biztosabb, mint magáé a károkozó baktériumé. (A fágokat a baktériumok vírusának is nevezik, a szaporodásukhoz szükséges feltételeket csak élő sejten belül találják meg. A baktériumokban szaporodnak, majd azokat elpusztítják és feloldják.)
24
Biológiai vízminősítés
Biológiai vízminőségnek nevezzük a víz tulajdonságai közül azokat, amelyek a vízi ökoszisztémák életében fontos szerepet játszanak, létrehozzák és fenntartják azokat. Hazánkban jelenleg négyféle biológiai vízminősítő rendszert használnak. Felföldi (1974; 1980; 1987) munkái alapján a biológiai vízminőség jelenségei, változásai és mutatószámai négy fő, a halobitás, a szaprobitás, a trofitás és a toxicitás csoportba sorolhatók. Mind a négy tulajdonságcsoportban külön-külön 0-9 fokozat állapítható meg. Ha ezeket a számokat az adott sorrendben egymás után írjuk, akkor egy négyjegyű számmal megadható a vizsgált víz biológiai minősítése (Felföldi, 1974). Az MSZ 12749 megjelenésével (1994) a Környezetvédelmi
Felügyelőségek az
általános vízminősítés egyes
paramétereihez
kapcsolták a biológiai minősítést. A halobitás az E-osztálynál vizsgálható; a szaprobitásra az A-osztály, azaz oxigénháztartás értékei, határértékei utalnak; a trofitás a B-csoportban az aklorofillal adható meg; a toxicitási értékek a D3-alosztálynál jelennek meg. Dévai és mtsai (1992) ökológiai, sokváltozós rendszert dolgoztak ki, amelyben az egyes tulajdonságokhoz kódszámokat rendeltek. Ez a három minősítési rendszer tulajdonképpen több ponton egyezik, illetve ugyanazon komponensek alapján történik a halobitás, a trofitás, a szaprobitás és a toxicitás meghatározása. Új biológiai módszernek tekinthető a makrozoobenton család-taxon prezencia pontrendszer, ami alapján öt minőségi osztály és osztályonként 2-3 alosztály határozható meg. A vízi makrozoobenton vizsgálat módszertani kézikönyvének kidolgozása Csányi B. (1997) nevéhez köthető. Egyre inkább elterjed a bioindikáció fogalma és módszere is. A jó indikátor főbb jellemzői, hogy többek között faj-rangú, szűk tolerancia spektrumú, értékes és ritka.
Halobitás.
A
halobitás
a
víz biológiai szempontból
fontos
szervetlen
kémiai
tulajdonságainak (mint az összes sótartalom és az ionösszetétel) összessége. Természetes körülmények között ezt a vízgyűjtő terület és a meder geológiai sajátosságai határozzák meg. Azonban ha a víz sótartalma és ionösszetétele például mesterséges vízbevezetések következtében megváltozik, a benne élő szervezetek minőségi és mennyiségi összetétele is változni fog. Mindezek alapján a halobitásnak fokozatai is megadhatók, a növekvő vezetőképességgel és összes iontartalommal az ahalobikustól a polihalobikus típus felé.
25
Szaprobitás. A szaprobitás a vízben élő szervezetek szerves anyag lebontó képességének mértéke. Ez egyrészt az anyagcsere intenzitásának mérésével (kémiai módszerekkel, mint például az oxigénfogyasztás), másrészt az élőlénytársulások faji összetételének analízisével határozható meg. Mivel a szerves anyagok a vízben biokémiai úton oxidálódnak és ehhez a víz oldott oxigéntartalmát használják fel, könnyen belátható, hogy a lebontási folyamatban a víz oldott oxigén tartalma jelentősen csökken. A Pantle-Buck index, más néven szaprobitási index a biológiai vizsgálatoknál az indikátor szervezetek relatív gyakoriságából számolható, a szaprobitásfokra utal. A szaprobitásnak két formája ismert: az autoszaprobitás (a vízben keletkezett szerves anyagok mennyiségével arányos) és az alloszaprobitás (a vízbe kívülről bejutó szerves anyagok mennyiségével arányos). A szaprobitási fokozatok tekintetében az aszapróbikus jelenti a tiszta vizet, míg az euszaprobikus az értékelhetetlen, nyers szennyvizet.
Trofitás. A trofitás a víz elsődleges szerves anyag termelésének mértéke, alapja a fotoszintézis. A folyamathoz megfelelő mennyiségű tápanyagra és fényintenzitásra van szükség. E téren a foszfor tekinthető minimum faktornak. A trofitás meghatározása a vízben élő algák számának és klorofill tartalmának vizsgálatán keresztül történik. Legerőteljesebb megnyilvánulása a hipertrófikus fokozatú vízben figyelhető meg.
Toxicitás. A toxicitás a víz mérgező képessége. A víz toxikussá egyrészt a lebontási folyamatok melléktermékei, végtermékei révén, nagyobb részben azonban emberi tevékenység során vízbe jutott mérgek révén válhat. Ezek a vízi szervezetek működését gátolják, súlyos esetben el is pusztulással fenyegetnek. A mérgezés visszafordítható (reverzibilis) vagy irreverzibilis (visszafordíthatatlan) lehet, a méreg koncentrációjától, illetve
a
behatás
időtartamától
függően.
Egyes
mérgek
az
élő
szervezetben
felhalmozódhatnak és egy későbbi időpontban fejtik ki káros hatásukat, mások a mérgezés „pillanatában” akut károsodást idéznek elő. A toxicitás meghatározása kémiai módszerekkel vagy biológiai tesztekkel, esetleg mindkettővel történik. Megadható érték például a TLm24, amely azt a hígítást jelzi, amilyen hígítású vízben a tesztszervezetek fele 24 óra alatt életben marad. Tesztszervezettekként leggyakrabban csíranövényeket, illetve baktériumokat, csillós egysejtűeket, algákat, kisrákokat (például Daphniákat) és halakat alkalmaznak.
Ökológiai vízminősítés
26
Az ökológiai vízminősítés tulajdonképpen a Víz Keretirányelv bevezetéséhez kapcsolható, és a vizsgálatok még korántsem minősítés, inkább felmérő, monitorozó jellegűek - voltak. Korábban a vizek ökológiai állapotáról csak egyéni kutatások eredményei szóltak. A DélDunántúli régió tekintetében kiemelendő a 2066/1999. (III.31.) Korm. határozat, amely „a Dráva térség környezeti és természeti értékeinek védelmével kapcsolatban elrendeli a Dráva térség részletes környezeti és természeti monitorizáló rendszerének létrehozását és működtetését” Annak idején ennek a mozgatórugója tulajdonképpen a Novo Virje térségében létesítendő vízi erőmű terve volt. A monitorozás alá kerültek például a rákok, a halak, a kétéltűek, az európai hód. A Dráva Környezeti Monitoring rendszeren belül került sor 10 drávai holtág komplex állapotfelmérésére a Dévai és munkatársai által kidolgozott holtág értékelési eljárás szerint, kiegészítve néhány paraméterrel. Az új rendszerről a következő részben teszek említést.
A Víz Keretirányelv A VKI szerint 2015-re el kell érni a felszíni vizek „jó” kémiai és ökológiai állapotát. Itt rögtön új fogalmak jelennek meg, amelyeket a WDF 2000 közöl. Felszíni víz jó kémiai állapota
A
VKI-ban
a
felszíni
vizekre
meghatározott
környezeti
célkitűzéseket kielégítő kémiai állapotot jelenti, vagyis egy olyan kémiai állapotot, amelyben a szennyező anyagok koncentrációja nem haladja meg a VKI-ban meghatározott, valamint más európai közösségi joganyagba foglalt környezetminőségi határértéket. Jó ökológiai állapot
A felszíni víztestnek a VKI-ban foglalt osztályozás szerint ilyennek minősített állapota.
Jó ökológiai potenciál
Az erősen módosított vagy mesterséges víztestnek előírásai szerint ilyennek minősített állapota.
4. táblázat: Néhány új fogalom a felszíni víz állapota témakörből (VKI ALAPJÁN SZERK. DOLGOSNÉ KOVÁCS A., 2007)
A Víz Keretirányelv szerinti vízminősítés lehetőségét a következő ábra szemlélteti.
27
1. ábra: A vizek minősítése a VKI szerint (SIMONFFY,2001)
Jól látható, hogy a felszíni víztest állapotát a kémiai és az ökológiai állapot együttesen határozza meg. (Itt jelentkezik az MSZ 12749 hiányossága, amely alapjaiban többnyire a kémiai vízminőséget határozta meg, és tulajdonképpen ez képezte a vízminősítést.) A fenti ábra alapján megállapítható, hogy az ökológiai állapot megállapításához a biológiai, a hidrológiai és morfológiai, a fizikai-kémiai és a biológiát érintő kémiai részállapotok ismerete szükséges. A biológiai állapotot a biológiai elemek, a hidrológiai és morfológiai állapotot a hidrológiai és hidromorfológiai elemek, a fizikai-kémiai állapotot a fizikai- és általános kémiai elemek, a biológiát érintő kémiai állapotot a biológiai állapotra ható egyéb kémiai elemek monitoringja alapján felállított 5 osztályos minősítési rendszer adja meg. Az ökológiai állapot megadásánál a biológiai és a fizikai-kémiai mérések rosszabb eredményeit kell figyelembe venni lényegi minőségi elemként. A kémiai állapot megállapítása 2 minőségi osztályba sorolás lehetőségével az egyéb kémiai paraméterek alapján történik. A minősítésben az „egy rossz, mind rossz” elv érvényesül, vagyis mindig a legrosszabb állapot határozza meg a víztest állapotát. A következő táblázat a minősítésben szerepet játszó paramétercsoportokat tartalmazza. Vízfolyások
Állóvizek Fitoplankton
Biológiai jellemzők
Makrofitonok
Makrofitonok
Makrogerinctelenek
Makrogerinctelenek
Halak
Halak
Vízhozam jellemzők
Vízállásjellemzők
Kapcsolat a vízadókkal
Kapcsolat a vízadókkal
Hidromorfológiai jellemzők
Tartózkodási idő
28
Mélység, szélesség
Mélység
Mederjellemzők
Tómeder jellemzők
Vízparti zóna
Vízparti zóna Átlátszóság
Fizikai-kémiai és kémiai jellemzők
Hőmérsékleti viszonyok
Hőmérsékleti viszonyok
Oxigén háztartás
Oxigén háztartás
Sótartalom
Sótartalom
Savasodási állapot
Savasodási állapot
Tápanyagok
Tápanyagok
Jelentős mennyiségben bevezetett
Jelentős mennyiségben bevezetett
szennyezőanyagok
szennyezőanyagok
Kiemelten veszélyes anyagok
Kiemelten veszélyes anyagok
5. táblázat: A vizek minősítésének jellemző csoportjai a VKI szerint (SIMONFFY, 2001)
Az ökológiai állapot meghatározásához a speciális szennyezőanyagokra vonatkozó minőségi elemek listáját a VKI rögzíti „specifikus szintetikus szennyezőanyagok” és „specifikus nemszintetikus szennyezőanyagok” címek alatt. A kémiai állapot meghatározásában lényeges szerepet játszó minőségi elemeket illetően „prioritás anyagok” és „egyéb anyagok” címszavak alatt találunk listát.
A VKI egyik fontos alapelve, hogy a vizek állapotát a zavartalan (referencia) feltételekhez kell viszonyítani. A tagállamoknak kell a referencia feltételeket és az ökológiai osztályhatárokat meghatározni minden felszíni víztípusra és minden lényeges minőségi elemre. Az osztályhatárok (kiváló, jó, mérsékelt, gyenge, rossz) megállapításának módszereit a VKI nem rögzíti, mindössze ajánlásokat ad és az EQR (Environmental Quality Ratio, azaz a környezeti minőségi arányok sémája) értékek használatát írja elő a biológiai monitor eredményeinek az értékelésére, összehasonlíthatóságára. Ezek az arányok azt jelzik, hogy a vizsgált víztestben megfigyelt biológiai jellemzők értékei és az ugyanerre a víztestre megállapított referencia állapot értékei között milyen eltérések vannak. Ezt az arány az 1 és 0 közötti értéktartományban kell meghatározni. A skálán az 1-hez közelebb eső értékek a kiváló állapotot, míg a 0 közelébe eső értékek a rossz ökológiai állapotot reprezentálják. A VKI nem határoz meg EQR sémáját a fizikai-kémiai monitor eredmények értékelésére és nem ad meg definíciókat a fizikai-kémiai, illetve a hidromorfológiai minőségi elemekre a gyenge és a rossz állapot esetében. Ezeket is a tagállamoknak kell kialakítani.
29
2. ábra: Az ökológiai minőségen alapuló ökológiai állapot osztályozás aranyskálán történő megjelenítésének alapelvei (VKI TANANYAG, 2005)
Meg kell még említeni a vizek állapotának rendszeres monitorizálását. A VKI szerint a monitoring célja a vizek állapotának, illetve ezzel összefüggésben a környezeti célkitűzések teljesülésének az ellenőrzése. A monitoring hálózat megtervezésénél a fentieket kell figyelembe venni, vagyis hogy a biológiai és a kémiai állapot is meghatározható legyen a víztestek korrekt, pontos 5 osztályba sorolásához. A monitoring feltáró (felügyeleti) és operatív (üzemelési) lehet. A feltárót a VKI nem írja elő, csak akkor, ha az adott víztestről nem áll rendelkezésre megfelelő minőségű és mennyiségű adat. A feltáró monitoring alatt a monitorozandó paraméterek körét az összes biológiai, hidromorfológiai és általános fizikaikémiai jellemzők kell hogy alkossák, legalább 1 éves időtartamra. A monitoringot ki kell terjeszteni a prioritási listán szereplő szennyező anyagokra is, amelyek a vízfolyás vízgyűjtőjén vagy részvízgyűjtőjén bevezetésre kerültek.
Egyéb
szennyezőanyagok
vizsgálatát akkor kell bevonni a rendszerbe, ha azok a víztestbe jelentős mennyiségben kerültek bevezetésre. Abban az esetben, ha a víztest a határt átszeli, ajánlatos, de nem kötelező az összes elsőbbségi anyag vizsgálata. A felszíni vizek operatív monitoringja elsősorban a víztestre ható terhelésekre érzékeny minőségi elemek paramétereire irányul. Az üzemelési monitoringot minden olyan víztestre kell alkalmazni, amely kockázatosnak minősül, illetve amelyekbe elsőbbségi anyagokat vezetnek be. Speciális esetekben is alkalmazható, így például ha a határértékek (VKI-ben környezetvédelmi célkitűzések) túllépésének okai nem ismertek vagy ha meg kell állapítani egy balesetből származó szennyezés nagyságát és hatását. Példaként visszatérve a Dráva részvízgyűjtő esetére, 2006-
30
tól elindult az Integrált Drávai Monitoring (az aktuális eredmények 2007. júliusától a www.dravamonitoring.eu, www.dravamonirtoring.com weblapokon figyelemmel kísérhetők). Ez a rendszer a VKI előírásai, valamint a társadalmi és egyéb szakmai igények felmérésével került kialakításra. Újdonsága, hogy a korábban elkülönülten működő, azonban egymással szorosan kapcsolatban lévő vízmennyiségi, vízminőségi és biológiai „állomás típusokat” egységesen, egy ellenőrzési pontként kezeli, illetve hogy mindebbe beépíti a horvát-magyar folyószakasz állomásainak egységes kezelését is. A monitoring rendszert a VKI előírásainak megfelelően a feltáró és az operatív monitoringok alrendszerekre bontották.
3.2.2.2.2. Felszín alatti vizek
A felszín alatti vizek védelmének szabályozása az EK joganyagában legalább 25 éves múltra tekint vissza. Az Unióhoz való csatlakozásunk következtében Magyarországnak is szükségszerűen meg kellett oldani a jogharmonizáció kérdéskörét. A hely szűkéből fakadóan csak a négy legfontosabb irányelvet sorolom fel, majd a minősítés kérdéskörét egy kicsit bővebben. A négy irányelv: ·
80/68/EGK: az ún. régi felszín alatti vízvédelmi irányelv, amely a felszín alatti vizek egyes veszélyes anyagokkal szembeni védelméről szól. Az irányelv célja, a felszín alatti vizek kockázatos anyagokkal való szennyezésének megakadályozása, továbbá, a lehetőségekhez mérten a már bekövetkezett szennyezések következményeinek mérséklése vagy elhárítása. A kockázatos anyagok jegyzékét az irányelv függeléke tartalmazza. Magyarországon ez az irányelv a felszín alatti vizek minőségét érintő tevékenységekkel
összefüggő
egyes
feladatokról
szóló
33/2000.
(III.17.)
Korm.rendelet 2000.06.07-i bevezetésével kerül a jogrendbe. ·
91/676/EGK: az ún. nitrát irányelv, amely a vizek mezőgazdasági eredetű nitrátszennyezéssel szembeni védelméről szól. E szerint ki kell jelölni a mezőgazdaságból származó nitrát által szennyezett, illetve veszélyeztetett felszíni és felszín alatti vizeket, és meg kell határozni azokat a területeket, ahonnan a szennyezés, illetve a veszélyeztetés származik (nitrátérzékeny területek kijelölése). E mellett, a nitrátérzékeny területeken kötelező jelleggel el kell rendelni a jó mezőgazdasági
31
gyakorlat szabálygyűjteményét, kiemelve a trágya tárolására, illetve felhasználására vonatkozó előírásokat. Magyarországon ez az irányelv a vizek mezőgazdasági eredetű nitrátszennyezéssel szembeni védelméről szóló 49/2001. (IV.3.) Korm.rendelet 2001.05.03-i bevezetésével kerül a jogrendbe. ·
2000/60/EK: a közösségi víz politika meghatározásáról szóló irányelv (WDF 2000; VKI). Többek között újdonsága, hogy bevezette a víztestek fogalmát és meghatározta az azokra vonatkozó követelményeket. A VKI szerint 2015-re el kell érni a felszín alatti vizek „jó” mennyiségi és kémiai állapotát. Ennek elérése érdekében további kiegészítő irányelveket is megad, ilyen például a 96/61/EK: IPPC irányelv, 91/271/EGK: a települési szennyvíz irányelv, stb. Jelenleg Magyarországon a felszín alatti vizek vizsgálatának egyes szabályairól szóló 30/2004. (XII.30.) KvVM rendelet szolgálja a VKI 3.; 5.; 7.; 8. cikkében, valamint a II. és V. számú mellékletében foglaltaknak való megfelelést.
·
A felszín alatti vizek védelméről szóló új irányelv. Ez a felszín alatti vizek szennyezésének megelőzéséről és szabályozásáról szól, különös tekintettel a felszín alatti vizek jó kémiai állapotának kritériumaira és a jelentős és tartósan emelkedő tendenciák megfordítási pontjának meghatározására.
A következőkben bővebben a vízminősítés kérdésköréről lesz szó. Amint már írtam, a VKI szerint 2015-re el kell érni a felszín alatti vizek „jó” mennyiségi és kémiai állapotát. Itt rögtön új fogalmak jelennek meg, amelyeket a WDF 2000 közöl.
Felszíni alatti víz jó állapota
A felszín alatti víztestnek azt az állapotát jelenti, amikor annak a mennyiségi és kémiai állapota is legalább „jó” minősítésű.
Felszíni alatti víz jó kémiai állapota
Olyan felszín alatti víztestnek a kémiai állapota, amely a VKI-ban foglalt feltételeket kielégíti.
Jó mennyiségi állapot
A felszín alatti vizek VKI-ban meghatározott állapota.
6. táblázat: Néhány új fogalom a felszíni víz állapota témakörből (VKI ALAPJÁN SZERK. DOLGOSNÉ KOVÁCS A., 2007)
A VKI szerint a felszín alatti víztest mennyiségi szempontból jó állapotban van, ha ·
az igénybevétel, azaz a közvetetett (pl. kavicsbánya, felszíni vízszintcsökkentés) és közvetlen (pl. kutak) vízkivételek nem okoznak folyamatos készletcsökkenést (tendenciaszerűen csökkenő vízszinteket);
32
·
a felszín alatti vizekből származó táplálástól jelentős mértékben függő vízfolyásokban a jó ökológiai és kémiai állapot elérését nem akadályozza az igénybevétel hatására csökkenő alaphozam, és annak minősége;
·
az igénybevétel hatására csökkenő talajvízből származó transpiráció nem okozza-e a felszín alatti vizektől függő szárazföldi ökoszisztémák jelentős károsodását;
·
az igénybevétel nem indít el a receptorok szempontjából káros vízminőség változást.
A VKI szerint a víztest kockázatos, ha a monitoring vagy nyilvánvaló bizonyítékok alapján a jó mennyiségi állapot 2015-ig nem érhető el. A VKI szerint a felszín alatti víztest kémiai szempontból jó állapotban van, ha ·
a szennyezőanyagok koncentrációi nem haladják meg a közösségi joganyagban meghatározott vízminőségi határértékeket;
·
nem okoznak károsodásokat a felszín alatti vízzel közvetlenül vagy közvetve a felszíni vízen keresztül összefüggő ökoszisztémákban;
·
nem mutatható ki bármilyen szennyezés térnyerése.
Mint már említettem, hazánkban a felszín alatti vizek vizsgálatának egyes szabályairól szóló 30/2004. (XII.30.) KvVM rendelet foglalkozik a felszín alatti víztestek kijelölésével, az állapotuk
jellemzésével,
értékelésével
és
minősítésével,
továbbá
az
állapotuk
monitorozásával. A víztest állapotának értékelését és minősítését a rendelet 2. számú melléklete alapján kell végezni. Az állapotértékelés célja, valamint feladatai, hogy az eredmények egybevethetők legyenek a környezeti célkitűzésekkel; a környezeti célkitűzések elérését szolgáló vizsgálatok elvégzettek legyenek (különösen a külön jogszabály (219/2004. (VII.21.) Korm. rendelet) szerinti igénybevételi határérték, megfordítási pontok, bizonyított háttér koncentráció és a szennyezettségi határérték összehasonlítása a víztest állapotával); a tartós állapotváltozás statisztikai módszerekkel történő meghatározása; a víztest állapotának minősítése és az értékelések megbízhatóságának számszerűsítése. A víztest minősítését és annak jelölését a következő táblázatban foglaltam össze.
Mennyiségi állapot
Minőségi állapot, ezen belül a kémiai állapot
Állapot
Állapot változás,
Jó
zöld szín
zöld szín
Gyenge
piros szín
piros szín
Javuló
(víz(nyomás)szint alapján)
kék pontozás
kék vonalkázás
tendencia * Romló
(víz(nyomás)szint alapján)
33
fekete pontozás
fekete vonalkázás *: Állandó állapot esetén nincs jelölés.
6. táblázat: Víztest minősítése és jelölése (30/2004. (XII.30.) KVVM RENDELET ALAPJÁN SZERK. DOLGOSNÉ KOVÁCS A., 2007)
A víztest kémiai állapotának értékelése és minősítése során a víztest-monitoring mérőpontjainak eredményét a teljes víztestre kell összegezni. A jó állapotra vonatkozó előírások teljesülését ellenőrizni kell. Így jutunk el a felszín alatti víztestek monitoringjához, amely kialakításának szempontjait a rendelet 3. számú melléklete tartalmazza. Az észlelési adatok nyilvántartását a VITUKI Kht. végzi.
A mennyiségi monitoring a víztestek víznyomásszintjében, nyomásállapotában bekövetkezett hosszú idejű változások megfigyelésére szolgál, figyelembe véve az utánpótlódás rövid és hosszú idejű változásait. Hazánkban a felszín alatti vizek mennyiségi állapotára vonatkozó legfontosabb információk az Országos Vízrajzi Törzshálózatból származnak. Az észlelések részei: a Talajvíz-, a Rétegvíz-, a Karsztvízszintészlelő Törzshálózat, a Magyar Állami Földtani Intézet (MÁFI) Vízszintfigyelő Hálózata, a Forrásmérő Törzshálózat, a vízművállalatok üzemi mérései, az építéskori kútadatok és a Sérülékeny távlati és üzemelő vízbázisok diagnosztikája.
A minőségi monitoring összefüggő és átfogó képet ad minden víztestre kiterjedően a minőségi állapotról, illetve bemutatja a 219/2004. (VII.21.) Korm. rendelet szerinti szennyező anyagok koncentrációjának változását. Tulajdonképpen 2+2 típust különböztetünk meg: a kémiai felügyeleti és a kémiai operatív, illetve az expedíciószerű feltárási és a kivizsgálási
monitoringot.
A
kémiai
felügyeleti
monitoring
célja
a
rendszeres
állapotértékelés, kiemelve a határokon átlépő felszín alatti vizek minőségét, illetve a mezőgazdasági területeket, a jelentős pontszerű szennyező források és települések közelében található szennyezési trendeket. A kémiai operatív monitoring célja a felügyeleti és a feltárási monitoring adatok eredményeinek felhasználásával az ivóvízbázisok vízminőségének folyamatos ellenőrzése, a vízminőség változások és a beavatkozások hatékonyságának figyelése és a ténylegesen szennyezett vízterek állapotváltozásának nyomon követése. A kivizsgálási monitoring célja többek között a mintaterület törvényszerűségeinek feltárása, a felügyeleti és az operatív vizsgálati kutak helyének kijelölése és a műszaki megoldások vizsgálata. Magyarországon a jelenlegi monitoring rendszerek a következők: Felszín Alatti
34
Vízminőségi Törzshálózat, pontszerű szennyező források monitoringja, sérülékeny távlati és üzemelő vízbázisokhoz kapcsolódó monitoring, a települési ivóvízellátásra szolgáló kutak rendszeres minőség ellenőrzése, a kutak építése során szerzett vízminőségi adatok, környezetvédelmi monitoring rendszerek.
3.2.2.2.3. Ivóvíz minősítés
Az ivóvíz olyan víz, amely ivásra, főzésre, élelmiszer-készítésre vagy egyéb háztartási célra szolgál, tekintet nélkül az eredetére, valamint arra, hogy vízvezetékből vagy tartályból származik. Az ivóvíz minőségének követelményeit és az ellenőrzés rendjét a 201/2001. (X.25.) Korm. rendelet és az azt módosító 47/2005.(III.11.) Korm. rendelet tartalmazza. A víz akkor felel meg az ivóvíz minőségnek, ha nem tartalmaz olyan mennyiségben, illetve koncentrációban mikroorganizmust, parazitát, kémiai, illetve fizikai anyagot, amely az emberi egészségre veszélyt jelenthet és megfelel a rendeletekben meghatározott határértékeknek. Az ivóvíz vizsgálatáról az üzemeltetőnek kötelessége gondoskodni, ÁNTSZ által egyeztetett akkreditált laboratóriumban. A 201/2001. (X.25.) Korm. rendelet 1. melléklete tartalmazza a vizsgálandó ivóvíz minőségi paramétereket és határértékeiket (ezek egy része az EU-hoz való csatlakozásunkkal módosult, így a módosításokat a 47/2005.(III.11.) Korm. rendelet tartalmazza.) ·
A; Mikrobiológiai vízminőségi jellemzők, pl.: E.coli; Enterococcusok; stb.
·
B; Kémiai vízminőségi jellemzők, pl.: Arzén; Benzol; nehézfémek; peszticidek; PAH-ok; nitrogénformák; stb.
·
C; Indikátor vízminőségi jellemzők, pl.: Alumínium; ammónium; klorid; szín; szag; pH; coliform baktériumok; olajszármazékok; Trícium; stb.
·
D; Szennyezés jelző vízminőségi jellemzők és határértékek karszt-, talaj- és parti szűrésű vízbázisok esetében, pl.: KOIps; nitrit; stb.
·
E; Biológiai vízminőségi jellemzők, pl.: üledék; véglények; gombák; vas- és mangánbaktériumok; stb.
·
F; Ideiglenes határértékek, pl.: Arzén; Bór; bromát; fluorid; nitrit; peszticidek.
A vízminőség ellenőrzésének célja, hogy rendszeres tájékoztatást adjon az emberi fogyasztásra szolgáló víz alkalmasságáról. Vannak olyan paraméterek, amelyeket mindig kell vizsgálni, míg másokat csak adott feltételektől függően. A vizsgálatok módszereit a nemzetközileg elfogadottak szerint kell végezni. 35
3.2.3. A vízminőség védelem alapjai (Dittrich Ernő)
A vízminősítés módjainak bemutatása után célunk a felszíni és felszín alatti vizek vízminőség védelemének alapvető vonatkozásait bemutatni. Ebben a fejezetben ki szeretnénk térni a vízminőség védelemmel kapcsolatos alapfogalmakra, a vízminőség védelem beavatkozási módszereire, és természetesen a kapcsolódó EU-s és hazai jogi szabályozásra is.
A vízminőség védelem alapvetően minden olyan céltudatosan irányított tevékenység, mely vizeink minőségének megóvására vagy annak helyreállítására irányul. Gyakran használjuk a szakirodalomban a vízminőség szabályozás kifejezést is, mely az előzővel közel azonos tartalmat takar.
A vízminőség védelem fontossága napjainkra kiemelt fontosságúvá vált. Ez leginkább az elmúlt században tömegessé váló vízminőségi problémáknak köszönhető. Az első gondokat az 1800-as években – különösen az angol WC megjelenése után – a vízzel terjedő járványok okozták az európai nagyvárosokban, melyet alapvetően a vizek nagymértékű bakteriológiai szennyezettsége okozott. Az 1950-es évek elején a hirtelen meg növekedett fajlagos vízfogyasztás következtében felszíni vizeinkbe nagy mennyiségű tisztítatlan szennyvíz került, mely a tavak, folyók oxigénháztartási viszonyainak felborulását okozta, nagymértékű halpusztulásokat okozva. Az 1950-es évek közepe a hőszennyezés fogalmának megjelenését is hozta. Az 1960-as években a felszíni vizek nagymértékű szerves anyag és foszfor terhelése következtében (műtrágyázás, szinte csak mechanikailag tisztított szennyvíz bevezetések, mosószergyártás, stb..) tömegessé vált a felszíni vizek mesterséges eutrofizációja. Az 1970es években a toxikus anyagok káros hatásainak problémája vált ismertté. A toxikus anyagok mérgező hatása és nagyrészük táplálékláncon belüli akkumulációja az ún. bioakkumuláció (pl. Minamata-öböl higany szennyezése) jelensége, azóta is egy fontos környezeti veszélyforrás. Időközben tömegessé vált a felszín alatti vizek nitrátosodása is, melyet leginkább az intenzív műtrágyázás és a közműolló nyitottsága okozott. Az 1980-as években a vízvédelemmel foglalkozó szakembereket a savasodás problémája foglalkoztatta. Az óriási mértéket öltött ipari termelés mértéktelen légköri NOx és SO2 emissziója az alacsony pH stabilitású vizek gyors savasodását okozta. Az 1980-as és 1990-es években számos nagyméretű havária (1989-ben Exxon Valdez tankhajó balesete, 2000-ben Nagybányai 36
ciánszennyezés) esemény okozott gyors és drasztikus vízminőség romlást. Az 1990-es évek közepe óta egyre nagyobb számban jelennek meg a vizeinkbe jutó hormonokkal, gyógyszerszármazékokkal foglalkozó cikkek. Ezek az anyagok – számos káros hatásuk mellett - a magasabb rendű vízi állatok szaporodó képességét akadályozzák. A kutatók figyelme napjainkban leginkább a globális felmelegedés vizeinkre és azok vízminőségére gyakorolt hatásaira fókuszál. Sajnos az emberi tevékenységek és a rövidlátó gazdasági és társadalmi szemlélet a múltban számos környezeti kárt okozott. Mindezek előre sejtetik, hogy a jövőben az emberi tevékenység vizeinket érintő újabb káros hatásaival kell szembenéznünk. Ezekre való felkészülés nem csak a tudományos világ feladata. A legjobb védekezés csakis a megelőzés lehet, amihez globális léptékekben szükséges az emberek szemléletváltása.
A múltbeli vízminőségi problémák után rátérünk a vízminőség védelemmel kapcsolatos fontosabb fogalmak és folyamatok tárgyalására.
3.2.3.1.
Vízgyűjtő, vízháztartási viszonyok
Vízminőségi szempontból fontos, hogy a különböző típusú felszíni és felszín alatti vizek milyen arányban táplálják a vizsgált víztestet, és azoknak hogyan alakul az egymáshoz viszonyított időbeni eloszlásuk. Ehhez pontosan ismerni kell a vizsgált víztestet tápláló vízgyűjtőket, illetve azokról a vizek összegyülekezési viszonyait.
Vízgyűjtőn értjük azt a területet, melyről a vizsgált víztestbe felszíni vagy felszín alatti vizek kerülhetnek. Ennek pontos lehatárolása vízminőség védelmi szempontból nagyon fontos, hiszen a vizeink szennyezettségének legnagyobb része általában a vízgyűjtőkről összegyülekező vizek által bejuttatott szennyeződésekből származik. Mivel a vizsgálandó víztest és vízgyűjtője szerves egységet képez, ezért a vízgyűjtő a vízminőség védelem „alapegységének” is tekinthető.
A vizsgált tó,
vagy folyószakasz
vízminőség védelme szempontjából pontosabb
következtetésekre juthatunk, ha vízgyűjtőjét részvízgyűjtőkre bontjuk. Először is célszerű a felszíni és a felszín alatti vízgyűjtőket külön-külön tárgyalni. Ennek számos oka van, de alapvetően a különböző sebességű összegyülekezés, és a jellegében elkülöníthető befolyó vízminőségek teszik szükségessé. 37
Felszíni vizek esetében felszín alatti hozzáfolyás általában a talajvízből származik, bár ritkább esetekben a tápláló vizek réteg vagy karsztvizek is lehetnek. Például a pécsi Balokány-tavat 80-85%-ban talajvízzel keveredett karsztvíz táplálja, és ez egyértelműen meg is határozza minőségét. A felszíni és a felszín alatti vizek kapcsolata általában nem egyirányú áramlási folyamatot jelent. Például az időszakokban, amikor a vizsgált folyószakasz vagy tó vízszintje a környező talajvízszint alatt helyezkedik el, a talajvíz a víztest felé áramlik, míg ha a nyílt víztükör vízszintje a talajvízszint fölé emelkedik a vizsgált folyó, vagy tó vize áramlik a talajvíz felé. Általában – ha az időben változó áramlási irányok és áramlási hosszok eredőit vizsgáljuk – elmondható, hogy hosszabb időtávot tekintve a felszín alatti vizek a felszíni vizek felé áramlanak. Ezek az áramlási folyamatok azonban 2-5 nagyságrenddel lassabbak, mint a felszíni hozzáfolyások. Ez abból a szempontból előnyös lehet, hogy ha időben észlelésre kerül egy a talajvízzel a felszíni víz felé áramló szennyeződés csóvája, akkor a védelmi beavatkozásokra jóval több idő áll rendelkezésre, mint a felszíni hozzáfolyások esetén.
A felszín alatti vizek minősége is általában eltér a felszíni vizek minőségétől. Így nem mindegy hogy a víztestet tápláló vizek hány százaléka felszíni, illetve felszín-alatti eredetű. A lehatárolt felszín alatti vízgyűjtő általában az azt tápláló felszíni beszivárgási területek, illetve a vízadó rétegek típusai alapján további részvízgyűjtőkre bonthatók. Egy ilyen részvízgyűjtőkre bontás további pontosításokat tesz lehetővé a vizsgált felszíni vizünket tápláló víztípusok arányait illetően.
A felszíni vízgyűjtők lehatárolása általában jóval egyszerűbb, hiszen a felszíni domborzati képződmények jól ismertek és a kapott eredmények könnyebben ellenőrizhetőek. A vízgyűjtőt általában két alapvető részre osztjuk. Az egyik a vízgyűjtőnek azon része, ahonnan a felszínre hulló csapadékvizek közvetlenül – a felszíni lefolyás által – jutnak el a vizsgált felszíni vízig. A vízgyűjtő másik része az, melyről a csapadék és egyéb vizeket a víztestbe torkolló vízfolyások vagy azok mellékágai szállítják. Ez a két részre bontás azért lényeges, mert a közvetlen felszíni hozzáfolyásból származó vizek diffúz, míg a befolyó vízfolyások vizei pontszerű szennyezőként jelennek meg a vizsgált víztest szempontjából.
38
Mint már említettük, vízminőségi szempontból fontos hogy a különböző típusú felszíni és felszín alatti vizek milyen arányban táplálják a vizsgált víztestet, és azoknak hogyan alakul az egymáshoz viszonyított eloszlásuk. Természetesen ez nemcsak mennyiségileg, hanem térbeli és időbeli megoszlásukat tekintve is fontos. Ennek a meghatározását célozza az ún. vízháztartási mérleg felállítása, mely egy adott víztest vagy annak egy részére írható fel. A vízháztartási mérleg egyik oldalán a befolyó vízmennyiségek (felszíni hozzáfolyás, felszín alatti beszivárgás, csapadék), míg a másik oldalán a kifolyó vízmennyiségek (elfolyás, elszivárgás, párolgás) találhatóak. A két oldal különbsége a vizsgálati periódusra vonatkoztatott vízfelesleg, vagy vízhiány. A vízháztartási mérleget az aktuális vízminőségi vizsgálat szempontjából leginkább célszerű időperiódusban kell vizsgálni. Ha például egy mentett oldali holtág vízminőségét az anyamederből történő vízpótlás megoldásával szeretnénk feljavítani, akkor célszerű az éves periódusú legalább havi részletességű vízháztartási egyenlet felvételével a száraz idei vízhiányok maximumát vizsgálni, több év összevetésével. Azonban ha arra vagyunk kíváncsiak, hogy egy tóba bekerülő kiülepedésre nem hajlamos és nehezen lebomló szennyeződés mennyi idő alatt jut át a tavon, akkor dinamikus áramlástani modell peremfeltételéül szolgáló rövid időciklusú, részletes vízháztartási mérlegekre van szükség.
3.2.3.2.
Szennyezők, terhelések, vízhasználatok
A vízgyűjtő lehatárolás és a vízháztartási mérleg ismerete alapot szolgál arra, hogy a befolyó és elfolyó vizekhez vízminőségi paramétereket rendeljünk. Így meg tudjuk határozni a vizsgálandó víztest szennyezőanyag terhelési viszonyait. Szennyezőanyag terhelésen (mértékegysége: tömeg/idő, pl. kg/év) alapdefiníció szerint a vízhozam (mértékegysége: térfogat/idő, pl. m3/s) és a víz koncentrációjának (mértékegysége: tömeg/térfogat, pl. kg/m3) szorzatát értjük. Tehát egy víztest terhelésén adott idő alatt adott tömegű szennyezést jelent a vizsgált komponens tekintetében. Bizonyos esetekben beszélhetünk ún. belső terhelésről is. Amikor az üledékben akkumulálódott szennyezők a tó vízminőség változásának vagy egyéb folyamatok hatására visszaoldódnak a víztérbe.
A vízminőségi problémák okozói az esetek legnagyobb részében antropogén behatás eredményei. Az emberi tevékenységek hatására felszíni vizeinket a természetesnél nagyobb mértékű terhelések érik. Így a befolyó víz minőségéből és a vízjárási viszonyok ismeretében 39
következtetni lehet a víztestben észlelt vízminőségi problémák okaira. A befolyó és az elfolyó vízminőség paramétercsoportonkénti összehasonlításából pedig következtetni lehet egyrészt a tóban lezajló folyamatokra, másrészt pedig a víztest „visszatartó” képességére. Ezeknek az időbeni trendjei – lehetőségekhez mérten minél hosszabb idősorokat vizsgálva – lehetőséget adnak a tendenciális folyamatok feltárására. Amennyiben például csapadékosabb és kevésbé meleg nyarú években, az elfolyó vízben nyáron jelentős az a-clorofill konenctráció, ugyanakkor nem jelennek meg kékalgák a tó vizében, míg a száraz, meleg nyarú években jelentős mennyiségű kékalga jelenik meg. Ez előrehaladott trofitási szinten lévő és a vízháztartási változásokra érzékenyen reagáló víztestre utal.
A terheléseket okozhatják diffúz, illetve pontszerű szennyezők. Eszerint természetesen megkülönböztetünk diffúz illetve pontszerű terheléseket. A pontszerű szennyezők koncentráltan, míg a diffúz szennyezők terület vagy vonal mentén juttatják be szennyeződéseiket a vizsgált víztestbe. Pontszerű szennyezők lehetnek: -
Települési szennyvíztisztítók bevezetési pontjai.
-
Települési csatornák (szennyvíz, csapadékvíz, egyesített rendszerű) bevezetési pontjai.
-
Ipari vagy mezőgazdasági üzemek önálló szennyvíz bevezetései.
-
Szikkasztó kutak, emésztő gödrök.
-
Stb..
Diffúz szennyezők lehetnek: -
Légkörből történő kiülepedés.
-
Talajvíz beszivárgás.
-
Rétegvíz beszivárgás.
-
Mezőgazdasági termelésből eredő beszivárgás (trágyázás, hígtrágya öntözés, stb..).
-
Stb..
Tavaink, folyóink vagy felszín alatti vizeink minőségét befolyásolják az adott víztestre települt vízhasználatok is. Főbb vízhasználatok lehetnek: ivóvíz ellátás, ipari- illetve mezőgazdasági-vízigények biztosítása, energiatermelés,
hajózás, rekreáció,
ökológiai
vízigények biztosítása, halászat, stb.. A vízhasználati célok számos esetben nem csak vízkivételt jelentenek, hanem a vízminőség romlásához hozzájáruló tényezők. Ilyenek például
40
a rekreációs vízhasználatok. A túlzott mértékű strandolás, vagy vízi-sportok mind a vízminőségre mind a víztest ökológiai rendszerére negatívan hathatnak. Egyes esetekben például egy tó nyári időszaki bakteriológia elszennyeződését egyértelműen a nem megfelelő infrastrukturális háttérrel rendelkező szabad strandok okozzák. A vízkivételek is hathatnak károsan a vizek vízminőségére. Például a száraz nyári időszaki kisvízi időszakokban a túlzott mértékű vízkivétel az ökológiai rendszer fennmaradásához szükséges vízmennyiség biztosítását, akadályozhatja.
3.2.3.3.
Víztestek főbb jellemzői és folyamatai
Miután tudjuk, hogy a vizsgált tavunkat vagy folyószakaszunkat milyen terhelések érik, szükséges a víztest belső folyamatainak minél részletesebb feltárása. Ebből tudunk következtetni arra, hogy a vizsgált víztér milyen terheléseket képes elviselni. A víztér teherviselő képességének és tényleges terhelésének viszonya alapvetően meghatározza a víztéren belüli vízminőség alakulásának tendenciáit. Ehhez fel kell tárni az alábbiakat: -
A meder morfológiáját (mederalak, vízmélység, befolyók és elfolyások elhelyezkedése, mederanyag, üledékvastagság, stb..)
-
A víztest vízminőségét paramétercsoportonként (víztesten belüli változékonyság, időbeli változások)
-
Oxigénháztartási viszonyokat
-
Foszfor-, Nitrogén-, és szerves anyag háztartási viszonyokat és azok folyamatait.
-
A víztérben és üledékben élő ökoszisztémát (növényvilág, állatvilág, ökológiai kapcsolatrendszer, társulás típusok, ritka értékes fajok, indikátor fajok, stb..)
-
Üledék minőségét (tápanyag tartalom, pórusvíz minősége, szennyezőanyag akkumulációk mértéke, stb..)
A felsorolt részterületek mindegyike szoros összefüggésben áll egymással. Ezért is fontos a lehető legrészletesebben ismerni a víztesten belüli folyamatokat, mert a rendszer bármely elemének módosítása a kapcsolódó elemeken keresztül láncszerű reakciókat von maga után. A beavatkozási módok tervezési fázisában, tisztában kell lenni a beavatkozások várható hatásaival, és becsülni kell tudni az eredményesség várható mértékét.
41
3.2.3.3.1.
Víztestek tipizálása
Az EU Vízkeret Irányelve előírja a víztestek tipizálását. Ennek véglegesítése a hazai víztestek tekintetében napjainkban még folyamatban van. Mivel még egyes részek kikristályosodása várat magára, ezért ezt részletesen nem taglaljuk. Azonban a víztestek tipizálása a vízminőség szabályozás tárgykörében nem újdonság, csak EU méretekben történő egységes elvek szerinti elkészítése új keletű. Véleményünk szerint a nagymértékű általánosítási, egyszerűsítési kényszerek miatt veszíteni is fog eredeti, az alábbiakban röviden bemutatott jelentéséből. A vízminőség védelem során, a víztest pontosabb megismeréshez segít hozzá, ha annak tipizálásával, más víztestekkel azonos csoportba tudjuk sorolni. Az általunk vizsgált és az adott szempontból azonos típusba tartózó víztestekről található ismereteink gyakran segíthetnek bizonyos adatok, mérések elhagyásához. Különösen fontos a referencia víztest kérdésköre. Amennyiben találunk olyat, mely ökológia illetve vízminőségi állapotát tekintve a célállapotunknak megfelel, akkor ez szintén nagy segítséget nyújthat bizonyos paraméterek, folyamatok, egyéb jellemzők pontosítása tekintetében. A víztest tipizálása során szinte végtelen számú szempont vehető figyelembe, éppen ezért nehéz feladat az EU Vízkeret Irányelv szerinti elvek betartása.
3.2.3.3.2.
Hidromorfológia
Vizeinkről gyűjtendő információk közül talán a legegyszerűbbnek a hidromorfológiai jellemzők feltárása tűnik. A főbb hidromorfológiai jellemzők az alábbiak: -
Mederalak, mélység, szélesség
-
Vízmélység, üledékmélység
-
Vízparti zóna szélessége, változékonysága, főbb sávjai
-
Mederjellemzők
-
Víztérfogat
-
Partvonal kialakítsa
-
Stb…
Ezen adatok ismerete alapvető fontosságú, hiszen ez ad „keretet” a belső folyamatoknak. A víztérfogat és a mederalak például közvetlen kapcsolatban áll az ún. átlagos tartózkodási
42
idővel. A parti zóna alakja és a partvonal kialakítása nagymértékben befolyásolja a vízparti növényzet zonációját, például a nádasok elhelyezkedését és kiterjedését. Az üledék mélység és a vízmélység viszonya a vízminőségre közvetlen hatással van. Különösen érdekes lehet ez azokban az időszakokban, amikor az üledékben felhalmozódott anyagok belső terhelésként funkcionálnak. A mederalak és egyéb mederjellemzők befolyásolják a vízminőségi szempontból elkülöníthető zónák kiterjedését és térbeli eloszlását.
A tavakat hidromorfológiai szempontból két fő csoportra oszthatjuk, ún. mély tavakra illetve sekély tavakra. A mély tavak jellemzője a felszíni befoglaló méretekhez viszonyított nagy vízmélység, míg a felszíni kiterjedéshez képest kis vízmélység a sekély tavak jellemzője. Ennek a kategorizálásnak vízminőségi szempontból különös jelentőssége van. A mély tavakat függőleges értelemben három fő rétegre bonthatjuk, melyek a felszíntől az üledék felé haladva: epilimnion (felszíni vízréteg), metalimnion (hőváltó réteg), hiopolimnion (hideg mélyréteg) elnevezést kaptak a szakirodalomban. A mély tavakra jellemző a hőmérsékleti rétegződés, és az ebből következő őszi, illetve tavaszi cirkuláció. A sekély tavakban hőmérsékleti rétegződés nem jellemző, azonban a szél hatására bennük az üledék könnyen felkeveredik.
A vízfolyásokat hidromorfológiai szempontból ún. szinttájakra oszthatjuk. Eszerint megkülönböztetünk felsőszakasz jellegű, középső szakasz jellegű és alsó szakasz jellegű vízfolyás szakaszokat.
3.2.3.3.3.
Oxigénháztartási viszonyok
Az oxigén háztartást leíró két legfontosabb paraméter az oldott oxigén koncentráció és az oxigén telítettség. Az oldott oxigén tekintetében a víztestben élő ökoszisztéma határozza meg a kívánt minimális oldott oxigén szintet. A hazai tavainkban élő halak esetében általánosságban elmondható, hogy 1,5-3,0 mg/l-es minimális oldott oxigénszint szükséges a megfelelő életfeltételeik biztosításához. Persze vannak nagyobb oldott oxigén igényű állóvízi halfajaink is (pl. szivárványos pisztráng). A folyóvizeinkben élő halfajoknál ez a minimális oldott oxigén szint igény jóval magasabb is lehet (pl. sebes pisztráng). Ha a tényleges oldott oxigén szint tartósan a minimális szint alá kerül, az a halak pusztulását, elvándorlását okozza. Az oldott oxigén szint minimális szint alá csökkenését a halak vízfelszínen történő ún. 43
pipálása jelzi. Az oldott oxigén szint csökkenését általában oxigén-elvonó vegyületek feldúsulása, az élőlények oxigén fogyasztása, illetve az oxigén termelő folyamatok (fotoszintézis, oxigén-abszorpciója a légkörből, befolyó vizek oldott oxigén tartalma) lassulása okozza. A legkritikusabb időszakok általában a hajnali órák, mert az éjszakai periódusban, a vízben élő zöld növények nem fotoszintetizálnak, így nem termelnek oxigént, azonban a vízi élővilág oxigén fogyasztása folyamatosan zajlik. Folyóvizek esetében az oxigén légkörből való bevitelét elősegíti a víz áramlása is. Minél sebesebb a vízfolyás, minél több benne a medertörés annál nagyobb a vízfolyásnak az oxigén felvételi képessége. Különösen jó oxigén-beviteli potenciállal a vízesések, zúgók rendelkeznek. A vízfolyásoknál az oxigénszint csökkenését okozhatja az áramlási sebesség lassulása, vagy az áramlási viszonyok egyéb kedvezőtlen alakulása is (pl. vízfolyás visszaduzzasztása). Az oldott oxigént nagymennyiségben elvonó vegyületek közül a legjellemzőbbek a szerves anyagok és az ammónium-ion. A szerves anyagok illetve az ammónium-ion nagymennyiségű feldúsulását leggyakrabban külső szennyező okozza (pl. ipari szennyvíz bevezetés), de eredményezhetik például a vízi élőlények anyagcsere folyamatai és a vízcsere viszonyok kedvezőtlen alakulása is. Ilyenkor a víztérbe kerülő szerves anyagok aerob bomlási, és az ammónium tartalom nitrifikációs folyamatai indulnak meg, melyek a szükséges oxigént a vízérből vonják el. Amennyiben az oxigénpótló folyamatok lassabbak az oxigén igénynél, az oldott oxigén szint csökkenni kezd, és ez az oxigénháztartási viszonyok felborulását idézi elő.
A nappali időszak nagyon magas és a hajnali időszak 0 közeli oldott oxigén szint napi ciklusban beállt változása általában előrehaladott eutrofizációra utal. Ennek oka, hogy a magas trofitási szinttel párosuló dús növényzet nappal jelentős mennyiségű oxigént termel, éjjel pedig nagy mennyiségű oxigént von el. Ez egyensúlytalan oxigénháztartást eredményez. Nappal esetenként – egy magas trofitási szintű víztestben - az oxigén telítettség 100% feletti is lehet. Ha a növények által az oxigén gyorsabban termelődik, mint ahogy elhasználódna, az így képződő oxigén többlet a légkörbe diffundál. Ha a légkör felé történő oxigén transzport lassabb, mint az oxigénfelesleg termelődése akkor az, mikro-buborékok formájában a 100%os telítettség felett bizonyos ideig a víztérben marad.
Az oldott oxigénszint tartósan alacsony szintje anaerob zónák kialakulását okozza. Ez nem csak a vízi ökoszisztéma károsodásához vezet, hanem megfelelő életfeltételeket biztosít
44
fekáliás és egyéb fertőző baktériumok számára. Ezek mellett az üledék feletti anaerob zónák a foszfor immobilizálódását teszi lehetővé a víztér felé (belső terhelés).
3.2.3.3.4.
Szerves-anyag háztartás
A szerves-anyag háztartási viszonyok mérőszámairól (BOI5, KOI, TOC) a vízminősítés fejezetben már volt szó. Egy víztest szerves-anyag háztartása szoros összefüggésben áll az oxigén háztartási viszonyokkal, ezért egyes szerzők azzal együtt tárgyalják. A vízben felhalmozódott szerves anyagok több helyről származhatnak: vízi ökoszisztéma anyagcsere termékei, növények, állatok elhalása, külső források (szennyvíz bevezetés, felszíni erózió, légköri száraz kiülepedés, stb..), stb.. A szerves anyagok egyrészt a mineralizációs folyamataik során oxigén elvonóként jelentkeznek, másrészt az ökoszisztéma egyes elemei részére táplálékul szolgálnak. Így a szerves-anyag háztartás nem csak az oxigénháztartási viszonyokkal, hanem a trofitási viszonyokkal is szoros összefüggésbe hozható. A bomlási folyamatok legnagyobbrészt az üledékben zajlanak le, ezért az üledékképződés és üledékállapot kérdéskörével is erős kapcsolat igazolható. Egy víztest magas szerves anyag terhelése, általában magas szintű eutrofizációt, felborult oxigénháztartási viszonyokat, és felgyorsult üledékképződést eredményez. Az anaerob zónák víztestben történő kiterjedése és tartósságának növekedése akár halpusztulást is eredményezhet.
3.2.3.3.5.
Foszfor és nitrogén háztartás
A foszfor és a nitrogén különböző vegyületeit a vízvédelemmel foglalkozó szakemberek gyakran növényi tápanyagok gyűjtőnévvel illetik. Ennek oka, hogy életfunkcióik során a növények nagy mennyiségű nitrogént és foszfort vesznek fel. A növények életműködése szempontjából a 3 legnagyobb mennyiségben szükséges elem: a szén, a nitrogén, és a foszfor. A természetes folyamatokban a három elem aránya közelítőleg 100:10:1. Ez azt jelenti, hogy 100 egység szén felvétele esetén a növények 10 egység nitrogént, és 1 egység foszfort használnak fel. Ha a víztérben ezek az elemek nagymennyiségben állnak rendelkezésre – és más tényező (pl. fényhiány) korlátozó hatása nem fékezi a folyamatot – a víztérben erős növényi feldúsulási folyamatok indulnak be, mely az eutrofizációs folyamatok fő mozgató rugója. A vízminőség védelem során hamar rájöttek, hogy a foszfor vagy a nitrogén
45
limitációjával tarthatóak a legegyszerűbben féken az eutrofizációs folyamatok, mert a nitrogén és a foszfor viszonylag kis mennyiségben áll rendelkezésre a víztérben a szénhez képest. A növényi termelés produktivitását pedig a három fő elem közül az arányaiban legkisebb mennyiségben rendelkezésre álló limitálja. Az édesvizekben általában azonban a nitrogén limitáció sem működik hosszabb távon, mert a másik két fő tápelem nagymennyiségű jelenléte esetén megjelennek az ún. kékalgák, melyek a légköri nitrogént használják fel. Így a kékalgák elszaporodása esetén a víztérben a nitrogén limitációja megszűnik. Emiatt mérsékelt övi édes vizekben általában a foszfor limitációja a cél. Ezt annál is inkább könnyebb elérni, hiszen ez az elem a különböző vegyületei által csak szilárd szemcsékhez kötött vagy oldott állapotban van jelen a természetben.
3.2.3.3.6.
Üledék
Az üledék és a víztér a víztesteknek két egymástól jól elkülöníthető része, azonban szoros összefüggésrendszerük következtében egyik sem vizsgálható a másik alapos ismerete nélkül. A folyók, tavak vízminőségét nagymértékben befolyásolja az üledék állapota. A tavak esetében az üledék foszfor tartalma, illetve reduktív vagy oxidatív állapota alapvetően fontos szempont az eutrofizáció szempontjából. Az anaerob állapotú üledékből a foszfor visszaoldódhat a víztestbe, ezzel erősítve az trofitási viszonyokat. A pécsi Balokány tóban például a nyári hónapokban a kiugróan magas ortofoszfát–ion koncentrációt az üledék anaerobbá válása okozza.
Az üledékben lévő élővilág is vízi ökoszisztéma részét képezi. A makrofitonok legnagyobb része pedig az üledékben gyökerezik, és onnan nyeri tápelemeinek egy részét. Az üledék vastagodása általában a víztest csökkenését eredményezi, ezért az kihat a növényzet víztesten belüli zonációs viszonyaira is. Az üledék szemszerkezeti eloszlása, finomsága hatással van a felkeveredési hajlandóságra és a visszaülepedés időtartamára is. A sok finom pehelyszerű anyagot tartalmazó üledék egy erős szeles idő után akár hetekre is jelentősen csökkentheti a víz átlátszóságát.
46
3.2.3.3.7.
Flóra és fauna
A vízi-ökoszisztéma általában a vízminőséghez igazodva alakul, ezért annak állapotából következtetni lehet a víztest vízminőségi állapotára (indikátor fajok). Másrészt a víziökoszisztéma
visszahat
a
vízminőségre,
így
egyes
elemei
alkalmas
eszközként
jelentkezhetnek a vízminőség szabályozása során. A vízvédelem feladata sokszor nem is igazán a vízminőség védelme, hanem a víztestben élő vízi-ökoszisztémák megóvása, illetve revitalizációja. A vízi növényvilág – vízminőség szabályozási szempontból – két fő csoportja a fitoplankton vagy mikrofiton (algák, kismérerű vízinövények, stb..) és a makrofiton (úszó, vagy üledékben gyökerező magasabbrendű növényzek). A két csoport bizonyos szempontból „ellenérdekeltnek tekinthető”, a fényért való küzdelem során. A rendelkezésre álló fény mértéke – mint a fotoszintézishez nélkülözhetetlen környezeti tényező – a vízben élő vegetáció sűrűségének szabályozója lehet. Ha kevés fény áll rendelkezésre egy adott vízrétegben, akkor hiába van jelen nagymennyiségben minden növényi tápelem, erős növényi feldúsulás mégsem következik be. Ezt a jelenséget hívjuk fénylimitációnak. A makrofiák leárnyékolják a víz felszínét, ezzel csökkentve a mikrofiták életfeltételeit, míg a vízben feldúsult algák csökkentik az üledékfelszínig eljutó fényt, ezáltal csökkentik a makrofiták esélyét újabb üledékben gyökerező makrofiták megnövekedésére. Amikor az algák kerülnek túlsúlyba
azt
mikrofiton-dominanciának,
amikor
a
makrofiták
azt
makrofiton-
dominancának nevezzük. Általában egy egyensúlyi helyzetben lévő víztestben a makrofitondominanciájú, és a mikrofiton-dominanciájú vízterek egymástól elkülönülve jelennek meg a hagyományos zonációs elvek szerint (part-menti nádas, nádas-menti hínáros, algás nyíltvíz). Eltorzult esetekben a túlzott alga-dominancia akár a nádasok kipusztulását is előidézheti, illetve láthatunk teljesen átlátszó vizű, teljesen elhínárosodott víztesteket is.
Mindkettő
jelenség erősen előrehaladott eutrofizációra utal, azonban vízminőség szabályozási szempontból a makofiton-dominanciájú rendszerek szabályozása egyszerűbb (pl. hínárirtás, nádaratás). Az algák túlzott mértékű elszaporodása gyakran az ún. kékalgák elszaporodását eredményezi. Ez a jelenség volt megfigyelhető a Balatonban is a Keszthelyi-öbölben a 80-as években. A kékalgák a nitrogént képesek megkötni a légkörből, így szaporodásuk a nitrogén limitálásával nem tartható féken. Ezen algák egyik különösen káros jellemzője, hogy bizonyos fajaik ún. algatoxinokat termelnek, melyek a magasabb-rendű állatvilágra és az emberre is
47
veszélyesek. Így például a víz fürdőzésre alkalmatlanná válik, mert az algatoxinok erős bőrkiütéseket okoznak.
A magasabb-rendű növényzet egyik fontos megjelenési formája a part-menti nádas. A tavak vízminősége szempontjából kiemelt a jelentősségük. Ezek a víztest öntisztuló képességének egyik legfontosabb részét képezik. A külső vizek bejutásakor előtisztítóként, míg a hullámzás és egyéb áramlások által a part felé juttatott szennyeződések szempontjából „szűrőként” viselkednek. Azokban a tavakban, ahol nagymennyiségű partszakaszokat látnak el kő, illetve beton védművekkel (strandok, kikötők, horgász stégek, stb..), kipusztítva ezzel a part-menti nádast, a víztest öntisztuló képességét teszik tönkre.
A vízi állatvilág a piciny rákoktól egészen a vízi-madarakig egy táplálékláncot alkotva a víztest legjobban megfigyelhető jelzőrendszerét alkotják. A vízi világ teljes egészében bármely negatív vagy pozitív változása a vízi állatvilágban valamilyen megnyilvánulást eredményez (pl. üledékben élő rákfélék fajsűrűségének megváltozása, halpusztulás, újabb vízi-madár fajok megjelenése, stb..). A halak hajnali vízfelszíni „pipálása” az oxigénháztartás felborulását jelzi, vagy ha az eddig szinte hínármentes tó egy nyár alatt teljesen elhínárosodik (pl. Orfűi-tó a 90-es évek végén) azt az amur állomány hirtelen megcsappanása is okozhatja.
Vízminőség szabályozási szempontból a pontyféléknek, az amurnak és a busa fajoknak kiemelt jelentőségük van. A pontyfélék egyrészt az üledék állandó „túrkálása” révén az üledékfelszín oxigéntranszportját segítik elő, másrészt csökkentik a szerves-anyagok és nővényi tápanyagok felhalmozódását az üledékben. A busa a víztér szűrőjeként a vízben élő fitoplankton szabályozásában vesz részt. Az amur a hazai vizek nagy „legelőállata”. 1 kg amurhús növekedéshez 42 kg hínárféle elfogyasztása szükséges. Ezek a halak szinte lelegelik a vízben élő magasabb-rendű növényzetet.
3.2.3.4.
A vízminőség védelem eszközei
A vízvédelem érdekében tehető beavatkozásokat két fő csoportba sorolhatjuk. Az egyik az ún. jogi szabályozók csoportja, míg a másik az ún. technikai-jellegű beavatkozások csoportja.
48
Az EU Víz Keretirányelv egész Európa vízvédelmi szabályozásának kereteit rögzíti. A Víz Keretirányelv egyes vonatkozásairól az előző fejezetekben már említést tettünk. Itt még célszerűnek tűnik kiemelni az EU Víz Keretirányelvnek azt a jelentőségét, mely a vízgyűjtő szemlélet fontosságának megjelenésében rejlik. A Víz Keretirányelv kimondja, hogy a vízminőség védelmi szempontból a vízgyűjtőket – határoktól függetlenül – egységes rendszerként kell kezelni. Így a tagországok határai nem akadályozzák várhatóan a jövőben a vízgyűjtő szemléletű vízvédelmi politika lehetőségeit.
A hazai jogi szabályozás az elmúlt évtizedben jogharmonizáción ment keresztül. Így a hazai vízminőség-védelemmel összefüggő rendelkezéseknél is az EU-s irányelvek, elvárások figyelembe vannak véve. A felszíni illetve a felszín alatti vizek védelmét szabályozó keretjogszabályok a „219/2004. (VII. 21.) Korm. rendelet a felszín alatti vizek védelméről” és a „220/2004. (VII. 21.) Korm. rendelet a felszíni vizek minősége védelmének szabályairól” című rendeletek. Ezek taglalják a vízvédelemmel kapcsolatos fontosabb alapelveket, célkitűzéseket, és a más rendeletekben részletezendő jogi kérdéseket. A hazai vízvédelmi jogi szabályozás területén kiemelendők még azok, melyek a felszíni illetve a felszín alatti vizekbe történő bevezetés kritériumrendszerét illetve határértékeit szabályozzák. A felszín alatti vizekre vonatkozóan ez a rendelet a „10/2000. (VI. 2.) KöM-EüM-FVMKHVM együttes rendelet a felszín alatti víz és a földtani közeg minőségi védelméhez szükséges határértékekről” illetve annak módosításai. A felszíni vizek tekintetében az érvényes jogi szabályozás a „28/2004. (XII. 25.) KvVM rendelet a vízszennyező anyagok kibocsátásaira vonatkozó határértékekről és alkalmazásuk egyes szabályairól”, melynek módosításának megjelenése a napokban várható. Ezek tartalmazzák, a határérték túllépés kapcsán kiszabható bírság számításainak módját is.
Érdemes kiemelni még a hazai
jogrendszerből a „49/2001. (IV. 3.) Korm. rendelet a vizek mezőgazdasági eredetű nitrátszennyezéssel szembeni védelméről” című és az szennyvizek
és
szennyvíziszapok
„50/2001. (IV. 3.) Korm. rendelet a
mezőgazdasági
felhasználásának
és
kezelésének
szabályairól” című rendeleteket, melyek a többek között diffúz szennyezések mérséklését célozzák meg.
A felszíni és felszín alatti vizek egyik legnagyobb kommunális eredetű szennyezését a települési szennyvizek okozzák. Ez miatt a vízvédelem területén kiemelt jelentőséget kaptak az elmúlt évtizedben a csatornázási és szennyvíztisztítási beruházások, melynek célja az EU
49
ilyen irányú vízvédelmi elvárásainak való megfelelés. Az EGK 91/271 számú irányelve alapján minden 2000 LE-nél (LE: Lakos-Egyenérték) nagyobb település esetében, illetve minden 2000 LE-nél kisebb, de vízminőség-védelmi szempontból kiemelt érzékenységű területen fekvő település esetében települési csatornahálózatot és települési szennyvíztisztító telepet kell kiépíteni legalább mechanikai és biológiai tisztítási fokozattal. Minden 10000 LEnél nagyobb településen harmadik tisztítási fokozat (foszfor- és nitrogén-eltávolítás) kiépítését is el kell végezni. Ezen elvárásoknak való megfelelés módját a Nemzeti Települési Szennyvízelvezetési
és
-tisztítási
Megvalósítási
Program
szabályozza,
melynek
rendelkezései többek között a 165/2004 (V.21.) Korm. rendelet „a Nemzeti Települési Szennyvízelvezetési és -tisztítási Megvalósítási Program végrehajtásával összefüggő nyilvántartásról és jelentési kötelezettségről szóló 27/2002. (II. 27.) Korm. rendelet módosításáról”
és
a 164/2004
(V.21.)
Korm.
rendelet
„a Nemzeti Települési
Szennyvízelvezetési és -tisztítási Megvalósítási Programmal összefüggő szennyvízelvezetési agglomerációk lehatárolásáról szóló 26/2002. (II. 27.) Korm. rendelet módosításáról”, melyek településenkénti bontásban rögzítek az elvégzendő feladatokat.
A technikai jellegű vízminőség védelmi beavatkozásokat további 3 fő csoportba sorolhatjuk, a beavatkozás helyének alapján: -
Vízgyűjtőn történő beavatkozások.
-
A víztesten belüli és a víztest közvetlen környezetében történő beavatkozások.
A vízgyűjtőn történő beavatkozásokat célszerű egy ún. vízgyűjtő gazdálkodási terv részeként kezelni, és előre több évre, akár évtizedre megtervezni a szükséges lépéseket. A vízgyűjtőn történő beavatkozások általában nem csak egy konkrét víztest vízminőségét javítják, hanem a beavatkozás szelvényétől lefelé elhelyezkedő teljes vízrendszerre hatással vannak. Ez miatt fontos a különböző érdekek párhuzamba állítása és a megfelelő sorrendiség kialakítása. A vízgyűjtőn történő beavatkozások lehetnek: Ø Pontszerű szennyező források csökkentése: szennyvíz tisztító telepek építésével,
szennyezett
csapadékvizet
kezelő
berendezések
telepítésével. Ø Diffúz szennyezések csökkentése: partmenti védősávok kialakításával, természetes
zonáció
visszaállításával,
50
műtrágyázás
mértékének
csökkentésével, talajerózió elleni védekezéssel, szennyvíz csatornázás, stb.. Ø Előtisztító tavak, wetlandek kiépítése (pl. Kisbalaton) Ø Vízpótlás biztosítása (Pl. mentett oldali holtágak vízpótlásának megoldása) Ø Szennyezett vizek átvezetése, vagy tározása Ø Hígítási arányok javítása A víztesten belüli beavatkozásoknál pontos beavatkozási programot kell készíteni. Ennek tartalmaznia kell a beavatkozások megtervezett részleteit, azok egymáshoz viszonyított időrendiségét, és illeszkedését a vízgyűjtőn történő munkálatokhoz. Ismerni kell a beavatkozások várható hatásait, melyek meghatározásához általában vízminőségi modellezés elvégzése szükséges. A víztesten belüli beavatkozási módszerek lehetnek: Ø Vízszintszabályozás
(Cél:
víztér
növelés,
vagy csökkentés
a
vízminőség-szabályozási céltól függően). Ø Nádgazdálkodás, partmenti zonávció helyreállítása (Cél: víztest öntisztuló képességének javítása, illetve diffúz szennyezések elleni védekezés) Ø Növényi tápanyag kivétel hínárirtással, nádvágással vagy amur telepítésével és lehalászásával (Cél: eutrofizáció fékezése). Ø Üledék-kotrás (Cél: belső terhelés csökkentése, illetve a víztér növelése). Ø Üledék átlevegőztetése (pl. tó leürítésével, és újratöltésével) (Cél: az anaerob zónák megszüntetése). Ø Áramlási viszonyok módosítása (pl. átkötések kiépítése, félszigetek elbontása, patakmederben zúgók kiépítése, stb..) (Cél: áramlástanileg megfelelőbb
rendszer
kialakítása,
holtterek
megszüntetése,
oxigénbevitel javítása, stb..). Ø Lokális haváriaszerű szennyezések semlegesítése (pl. olajszennyezés szétterjedésének megakadályozása úszó merülőfalakkal). Ø Vegyszeres
foszfor
inaktiválás
az
üledékben
lévő
foszfor
felszabadulásnak megakadályozása céljából. Gyakrabban alkalmazott vegyszerek: kalcium-karbonát vagy kalcium-hidroxid; aluminium-
51
szulfát vagy nátrium-aluminiát; aluminium-vas-szulfát; vas-klorid; ritkafödfém-sók; hamu. (Cél. Foszfor-limitáció, eutrofizáció fékezése) Ø Biomanipuláció (pl. busa telepítése a fitoplankton gyérítésére) (Cél: vegetációs eloszlás átalakítása, eutrofizáció fékezése, stb..). Ø Leárnyékolás (pl. patakok esetében két oldalon fák telepítése, tavakon úszó
vízi-növényzet
telepítése)
(Cél:
eutrofizáció
fékezése
fénylimitációval). Ø Algicidek alkalmazása: ez a vegyszerekkel történő alga visszaszorítást, algairtást jelenti. Ezek egy része réz-szulfát tartalmú. A réz elsődleges formája - amely az algákra toxikus - réz-ion. Hatására a fotoszintézis, az osztódás és a nitrogénkötés gátlódik. A hatékonyság a vízben lévő koncentációtól
függ.
Hátránya,
hogy
károsan
hatn
a
vízi
ökoszisztémára, pl. az elhalt algatömeg bomlása miatt az oldott oxigén koncentráció rohamosan csökkenhet. (Cél: víz fizikai megjelenésének gyors javítása, mikrofiton-dominancia megszüntetése, vízvirágzások gyors megszüntetése).
3.2.3.5.
A vízminőség védelem főbb lépései, folyamata
A vízminőség védelem első lépése a vizsgált víztestről a lehető legtöbb információ összegyűjtése. Ez az adatgyűjtés többrétű feladat. Elsőként a meglévő adatok (könyvtár, levéltár, hatósági adatbázisok, meglévő monitoring rendszer adatai, helyi lakók észrevételei, stb…) összegyűjtését és rendszerezését célszerű elvégezni. Ez után következik a hiányzó adatok beszerzési módjának megtervezése. Ez általában történhet alkalmankénti mérések elvégzésével, vagy valamilyen vízminőségi észlelő hálózat kiépítésével, mely alkalmas a hiányzó adatok pótlására. A kiépített monitoring rendszer mintavételi helyeinek mennyiségét és eloszlását úgy kell meghatározni, hogy az alkalmas legyen a vizsgált víztest vízminőségének bemutatására. Egy tó vízminősége jelentősen eltérhet például a mélyvízi rész üledék feletti vízterében, a vízparti nádasban mérhető vízminőséghez képest. A megfelelően kialakított mintavételi hálózat mérési pontjain az időbeli trendek felvételére alkalmas sűrűségben kell mintákat venni. A minták kiértékelési módját, a vízminőség meghatározását, célzó komponenseket és a minták minősítését az előző fejezetek tárgyaltuk.
52
A vízminőség védelem következő lépése egy ún. vízminőségi célállapot felállítása. A vízminőségi célállapot meghatározásakor figyelembe kell venni az ökológiai szempontokat, és a vizsgált víztest hasznosítási céljait. Az ökológiai szempontok figyelembe vételekor vizsgálni kell a jelenlévő élővilág struktúráját, különös tekintettel az ún. érzékeny fajokra. El kell tudni dönteni, hogy a célállapotban milyen fajok elszaporodását, esetlegesen ismételt megjelenését várom el. Például a Szamos folyó gyorsfolyású mellékfolyóinak vízminőségi célállapotában, megjelenhet elvárásként a felső szakaszokon a pisztráng állomány újbóli megjelenése és elszaporodása. Ezekhez, az ökológiai célokhoz konkrét vízminőség rendelhető, általában referencia helyek keresésével illetve más víztestek vízminőség szabályozási tapasztalatai alapján. A referencia helyeknek – vízminőség szabályozási szempontból - azokat a víztesteket tekintjük, melyek a vizsgált víztest vízminőségi célállapotát valamilyen szempontból jellemzik. A vízminőségi célállapot meghatározásánál a helyi adottságokat alaposan fel kell tárni. Például egy szikes tóban (pl. Szelídi-tó) a magas oldott sótartalom természetes betöményedési folyamat eredménye, mely általában egy különleges élővilággal párosuló természeti értéket képviselő víztest lehet. Ennek a tónak a vízminősége ebből a szempontból nem kifogásolható. Ha azonban ezt a magas oldott só koncentráció értéket a hazai MSZ 12749:1993 a „Felszíni vizek minősége, minőségi jellemzők és minősítés” című szabvány határértékéhez hasonlítjuk, szennyezett illetve erősen szennyezett vízminőségi kategóriát kapunk. Tehát nem szabad pusztán a kémiai vízminősítési – szabvány által meghatározott – osztályba sorolás elvét követni. A vizsgált víztest hasznosítási céljainak figyelembe vétele is nagyon fontos. Például teljesen más a vízminőségi elvárás egy rekreációs célú (fürdőzés, vízi sportok, horgászat, stb..) tó (pl. Balaton) vagy egy halastó, esetleg egy ivóvízcélú tározó (pl. Lázbérci-tározó) esetén. Mindegyik esetében az elsőrendű hasznosítási cél szabja meg a vízminőségi célállapotot. Szükséges ügyelni a vízminőségi célállapot felállításánál a különböző szempontok összehangolására is. Például nem várhatjuk el a szürke gémek megtelepedését egy zsúfolt strandokkal szabdalt vízpartú tóban. Gyakran azonban az egyes - egymásnak látszólag ellentmondó – hasznosítási célok nagyon jól kiegészíthetik egymást. Erre jó példa lehet a Tisza-tó, ahol a tározási igény és a rekreációs szempontok érvényesülése mellett, egy sokszínű élővilág telepedett meg.
A vízminőségi célállapot felállítása után következik az adat-elemzési fázis. A valós vízminőséget hasonlítjuk össze a célállapotban foglaltakkal. Az összehasonlítás eredménye szabja meg a beavatkozási stratégiát illetve annak lehetséges módszereit. Amennyiben a
53
vizsgált víztest a kívánt célállapotnak megfelel, akkor a vízminőség megtartását célzó intézkedések életbe léptetése a stratégia alapelve. Ha a vízminőség eltér a célállapottól, akkor érdemes megvizsgálni, hogy annak elérése reális költségek mellett elképzelhető-e. Ha igen akkor erre precízen megtervezett beavatkozási programot kell készíteni. Amennyiben gazdaságosan vagy emberi léptékű időtávon belül a víztest vízminősége nem javítható fel a kívánt szintre, akkor célszerűnek tűnik a célállapot finomítása.
3.2.3. Összefoglalás Ebben a fejezetben a vízminőség védelemmel kapcsolatos alapfogalmak, főbb folyamatok és a kapcsolódó jogi szabályozás kérdéskörét tárgyaltuk. A fejezet terjedelmi korlátai nem tették lehetővé a témában történő komolyabb elmélyülést, így amennyiben a tisztelt olvasó kedvet kapott az itt leírtaknál részletesebb ismeretek szerzésére, a felhasznált irodalmak bőséges információkkal szolgálnak ebben a témában.
A fejezet elején a vízgazdálkodás alapfogalmait és a vízgazdálkodás-vízminőség védelem viszonyát taglaltuk. Ezt követte a vízminőséget leíró főbb komponensek, paramétercsoportok bemutatása. A vízminőségi paraméterek ismerete önmagában nem elég a vízminőség megállapításához. Ehhez még ismernünk kell a vízminősítés határértékrendszerét, minősítési követelményeit. Ezért ezek bemutatásával folytattuk munkánkat. A fejezetet záró főbb blokknak „A vízminőség védelem alapjai” című fejezet tekinthető, melyben a vízminőség szabályozás területével kapcsolatos alapfogalmak, folyamatok és jogi szabályozások bemutatására került sor.
Igyekeztük a fejezetet számos példával illusztrálni, melyek segítik a téma elsajátítását. Reméljük, ezekkel a példákkal a téma komplexitásáról is sikerült képet adnunk. A vízminőség-védelem általában számos tudományág ismeretét igényli (áramlástan, modellezés, hidrológia, hidrobiológia, kémia, stb..)., ezért gyakran teamek végzik az ilyen jellegű munkákat. A feladat komplexitását fokozza, hogy nem létezik két tökéletesen egyforma víztest, így sosem tudhatjuk 100% biztonsággal, hogy beavatkozásainknak milyen kihatásai lesznek. Ezért szükséges a víztest lehető legmélyebb megismerése bárminemű beavatkozási stratégia kialakítása előtt.
54
3.2.4. Kérdések a témakörhöz 1. Taglalja a vízvédelem helyét a vízgazdálkodás területén belül! 2. Mit értünk vízminőségen? 3. Sorolja fel és jellemezze a vízminőségi paramétereket! 4. Mit jelent a vízminősítés; jelenleg Magyarországon párhuzamosan milyen szabályozási eljárások vannak érvényben? 5. Mi a Víz Keretirányelv vízminőségre vonatkozó alapvető célja? 6. Hogyan változik a vízminősítés a Víz Keretirányelv útmutatásai szerint? 7. Milyen főbb vízminőségi jelenségek foglalkoztatták a kutatókat az elmúlt 100 évben? 8. Vízminőség-védelem szempontjából miért a legfontosabb egység a vízgyűjtő? 9. Mit ért vízháztartási mérleg alatt? 10. Mit jelent a szennyezőanyag-terhelés fogalma? 11. A vízhasználatok hogyan befolyásolhatják egy víztest vízminőségét? 12. Mit ért foszfor-limitáció alatt? 13. Mit ért makrofiton-dominancia alatt? 14. Mi a szerepük vízminőség-védelmi szempontból a part-menti nádasoknak? 15. Sorolja fel a főbb hazai vízminőség-védelmi jogszabályokat! 16. Sorolja fel a főbb vízminőség-védelmi beavatkozásokat! 17. Mit jelent a vízminőségi-célállapot? Miért fontos a vízminőségi célállapor körültekintő meghatározása?
55
Felhasznált és javasolt szakirodalom BALÁSHÁZY L. (2004): A felszín alatti vizek védelmének szabályozása az EK-ban és Magyarországon. MHT XXII. Országos Vándorgyűlés, Keszthely BARTHOLY JUDIT (2006): Az éghajlat változása - bizonyosságok és bizonytalanságok.. Mindentudás Egyeteme, http://www.mindentudas.hu/bartholy BENEDEK P.–LITERÁTHY P. (1989): Vízminőség szabályozás a környezetvédelemben. Műszaki Könyvkiadó, Budapest CLEMENT A. (2005): Felszíni vizek jellemzése a VKI követelményei szerint. VKI oktatóanyag (Power Point) BME Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék, Budapest CLEMENT A. (2005): Felszíni vizek monitoring rendszere a VKI követelményei szerint. VKI oktatóanyag (Power Point) BME Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék, Budapest CSANÁDY M. (1994): A hazai ivóvízminőségi helyzet a nemzetközi előírások tükrében. In: Természeti és társadalmi környezetünk, szerk. Varga Enikő, ELTE, Budapest DEÁK J. (2005): A felszíni alatti vizek Víz Keretirányelv szerinti monitoringja. VKI oktatóanyag (Power Point) GWIS Vízminőségi és Környezetvédelmi Kft, Budapest DÉGEN IMRE (SZERK) (1970): Vízgazdálkodási Lexikon. Mezőgazdasági Kiadó, Budapest. DOLGOSNÉ KOVÁCS A. (2004): Bevezetés a környezetvédelmi analitikába I. PTE PMMK, PHARE jegyzet, Pécs DOLGOSNÉ KOVÁCS A. (2005): Környezeti monitoring rendszer szerepe a Dráván. Tanulmányok Dr. Tóth József tiszteletére a PTE Földtudományok Doktoriskola hallgatóitól. Szerk.: Pirisi G.- Trócsányi A. PTE TTK Földrajzi Intézet Földtudományok Doktoriskola, Pécs, pp.239-245. FEKETE E.-SZABÓ A.-TÓTH Á. (1991): A vízszennyezés ökológiája. Pro Natura Kiadó, Budapest Fejér László (szerk) (2001): Vízeink Krónikája. A magyar vízgazdálkodás története. Vízügyi Múzeum Levéltár és Könyvgyűjtemény, Corvinus Kiadó. FELFÖLDY L. (1974): A biológiai vízminősítés. VHB. 16., VGI, Budapest FELFÖLDY L. (1981): Vizek környezettana. Mezőgazdasági Könyvkiadó, Budapest HEINRICH D. – HERGT M. (1994): SH atlasz: Ökológia. Springer Hungarica Kiadó, Budapest.
56
HOLLÓ GY. (2002): Tájékoztató „A vízügyi politika területén a közösségi cselekvés kereteinek meghatározásáról” szóló, 2000/60/EK Európai Parlamenti És Tanácsi Irányelvről és annak hazai végrehajtásával kapcsolatos intézkedésekről. In: Az EU Víz Keretirányelvének bevezetése a Dráva vízgyűjtőjén WWF Tudományos tanácskozás összefoglalója, Budapest, pp 3-12. IJJAS I. (2005): Környezeti célkitűzések a Víz Keretirányelv (VKI) szerint. VKI oktatóanyag BME Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék, Budapest IPCC 4. JELENTÉSE: http://www.ipcc.ch/present/WMEF_FINAL.ppt KATONA E. (szerk.) (1989): A vízminőség-szabályozás kézikönyve. Aqua Kiadó, Budapest. KÁLMÁN E. (2000): Kémiai katasztrófa a Tiszán. Budapesti Közegészségügy 2000/3.szám, Budapest, pp. 274-276. KISS I. (1997): Toxikológia. Veszprémi Egyetemi Kiadó, Veszprém KOLLEGA TARSOLY ISTVÁN (SZERK): Természeti környezet, népesség és társadalom,
egyházak és felekezetek, gazdaság. Magyarország a XX. században II. kötet. Hungarológiai Alapkönyvtár, Babits Kiadó, Szekszárd, 1996-2000. http://mek.oszk.hu/02100/02185/html/index.html LÁNG ISTVÁN (SZERK) (2005): Vahava projekt összefoglalás. www.vahava.hu/file/osszefoglalas_2003_2006.pdf: Globális klímaváltozás program. A globális klímaváltozással összefüggő hazai hatások és az erre adandó válaszok. MTA. MCCANN B. (2007): Climate conclusions –evidence from the IPCC. Water 21, Journal of IWA, 2007 April. pp- 10. MOLNÁRNÉ H.L. (1997): Vízkémia. Soproni Egyetem Erdőmérnöki Kar, Sopron MOSONYI EMIL (2007): A hazai vízgazdálkodás távlati feladatai. Mérnök Újság, XIV. évf. 3. szám, 2007 március, 26-30 oldal. PAPP S.-ROLF K. (1992): Környezeti kémia. Tankönyvkiadó, Budapest PADISÁK JUDIT (2005): Általános limnológia. ELTE Eötvös Kiadó, Budapest. PÁSZTÓ P. (1998): Vízminőségvédelem, vízminőségszabályozás. Veszprémi Egyetemi Kiadó, Veszprém SOMLYÓDY LÁSZLÓ (SZERK) (2002): A hazai vízgazdálkodás stratégiai kérdései. Magyar Tudományos Akadémia, Budapest. Stelczer Károly (2000): A vízkészlet-gazdálkodás alapjai. Elte Eötvös Kiadó, Budapest. SZILÁGYI F. ET AL (2005): Proffessional Training of Civil Servants Working for Regional Authoroties Belongoing to the Moew, Hungary. Tanfolyam jegyzet. BME VKKT, Budapest.
57
SZILÁGYI F. et al (2000): Hidrobiológia mérnököknek. BME-VKKT, Budapest. TAKÁCS S. (1994): Az ember és környezete – A környezetszennyezés humán következményei. Veszprémi Egyetemi Kiadó, Veszprém THYLL SZ. (2000): Vízszennyezés, vízminőségvédelem. Egyetemi Kiadó, Debrecen VÍZÜGYI ÉS KÖRNYEZETVÉDELMI KÖZPONTI IGAZGATÓSÁG: Vízkészlet-gazdálkodás Vízvédelem és vízbázis-védelem http://www.ovf.hu/WEB/OVF/OVFWEB.NSF www.aquadocinter.hu: A felszíni vizek vízgazdálkodási feltételei az ezredfordulón. ZSUFFA I. (1996): Műszaki hidrológia I.. Műegyetem Kiadó, Budapest.
58
