NeMZETKÖZI BÍRÓSÁG

 

a

 

gabČÍkovo-nagymaros projekTtEL

KAPCSOLATOS ÜGY

 

(MAGYARORSZÁG/sZlovÁkia)

 

 

a magyar köztársaság

ELLENKERESETE

 

(nem hivatalos fordítás)

 

Tudományos alátámasztások

 

1994. DECEMBER 5

 

1. FEJEZET
BEVEZETÉS

A Bős-Nagymarosi Vízlépcsőrendszer igen nagy kiterjedésű beruházás, melynek megvalósítása súlyos környezetkárosító hatást fejthet ki a Duna 250 kilométeres szakaszán. E terület ritka és veszélyeztetett ökológiai rendszert foglal magában és itt található Közép-Európa legnagyobb földalatti víztároló rétege. Nem csupán szép és történelmi jelentőségű természeti tájról van szó, hanem Magyarország fővárosának elsődleges vízforrásáról is.

A gazdasági előnyök és a környezeti hatások relatív fontosságának értékelése végül is politikai kérdés. A tudomány feladata viszont az, hogy objektív értékelést adjon egy beruházás potenciális következményeiről valamint meghatározza a becslés bizonytalanságát és az ehhez kapcsolódó kockázatokat. A kockázat politikai elfogadása alapvetően a károk potenciális jelentőségével és nagyságával függ össze. A jelen esetben a kockáztatott értékek nyilvánvalóan országos stratégiai fontosságúak és szélesebb értelemben véve, európai jelentőségűek is.

Az Eredeti Projekt esetében a tudományos kérdések különösen bonyolult, sok tényezős, és a tényezők bonyolult egymás közötti kapcsolatait hordozó problémahalmazt jelentenek. A Tudományos Értékelés célja, hogy e kérdéseket világosan tárja fel, kifejtse a természeti rendszer működését, jelezze az Eredeti Projekt potenciális hatásait és az ahhoz kapcsolódó bizonytalansági tényezőket, valamint ismertesse a C variáns esetében megfigyelt rövidtávú és potenciális hosszú távú következményeit.

Mindkét oldalon nagy erőfeszítéseket tettek a Projekt következményeinek értékelésére. Az új adatok, új módszerek és a C variánssal kapcsolatos tapasztalatok elmélyítették ismereteinket az itt zajló folyamatokról. E dokumentumnak ezért bizonyos történeti rátekintése is van. Bemutatja, hogy a kockázatokat miként értékelték és számszerűsítették 1990-ben, valamint milyen előrehaladás történt a hatásvizsgálat bizonytalanságainak felmérésében. A környezeti hatásvizsgálat témáját külön is tárgyalja a dokumentum, annak érdekében, hogy a Projekt fejlődése történeti (és gyorsan változó) kontextusban is áttekinthető legyen.

A Projekthez tartozik a meder degradációjának közelmúltbeli jelensége is, Pozsonynál és másutt is. A Duna morfológiai fejlődése itt alapvető fontosságú. Fontos megérteni a mederágy degradációjának okait és figyelembe kell venni a művi és természetes lehetséges befolyásolási eszközöket. A 2. fejezet a morfológiai változásokat tekinti át, meghatározva a közelmúlt degradációjának okait és bemutatva az alternatív megoldásokat. A morfológiai változások szoros kapcsolatban vannak a folyó áramlási viszonyaival és az üledék szállításával, ezért e fejezetben az üledékek dinamikája, valamint az árvízvédelem és a hajózási korlátozások is megtárgyalásra kerülnek.

A felszíni vizek és a talajvíz közötti kapcsolat kulcsfontosságú, nemcsak a régió természeti, fizikai, kémiai és geológiai működésének, hanem az Eredeti Projekt és a C variáns megértéséhez is. A 3. fejezet a felszíni vízfolyásokkal és a vízminőséggel foglalkozik (különösen az eutrofizációval), csakúgy, mint az üledék lerakódásával és a kémiai degradálódással, amelyek mind érintik a talajvíz visszapótlásának fizikai folyamatát és annak minőségét. A talajvíz készlet alakulása a folyó morfológiai fejlődésével, valamint a régió talajvíz-rendszerével (és tartalékaival) van összefüggésben, melyeket elsősorban a Duna szabályoz. E fejezet tartalmazza továbbá a különböző talajvíz-rendszerek fizikai és kémiai tulajdonságainak elemzését, azok ökológiai, mezőgazdasági és vízellátás vonzataival együtt.

A 4. fejezet a terület kiemelkedő fontosságát taglalja, különös tekintettel a biológiai sokszínűségre és a természetvédelemre. E vonatkozásban a terület európai jelentőséggel bír. A fő - és számos mellékág vízi és partmenti élővilága, valamint az ártéri nedves területek ökológiai rendszere nagymértékben függ a Duna vízhozamától, valamint üledék- és tápanyagháztartásától. A várható hatások leírása - a folyó 1992. októberében történt elterelése óta megfigyelt változásokkal együtt - a 4. fejezetben olvasható, különös figyelemmel az Eredeti Projekt csúcsrajáratási üzemére. Az 1977. évi Államközi szerződés aláírása után figyelembe vett kárenyhítő intézkedések értékelése szintén itt szerepel, az üzemvíz-csatorna mentén fekvő Duna-ági duzzasztóműre és a szlovák oldalon megépített oldalági duzzasztó létesítményekre is kiterjedően.

Az 5. fejezet a mezőgazdaságra, erdőgazdaságra és halászatra gyakorolt hatásokkal foglalkozik. A mezőgazdaságot a talajszerkezet bármely változása közvetlenül érinti, így a fejezet bevezető részében a talajvíz-háztartás megváltozásának hatásait ismertetjük, a talaj kapilláris nedvesítésére, valamint a talaj fizikai és kémiai állapotára. A mezőgazdaság esetében a megfigyelt változások értékelése nehéz, a párhuzamosan változó éghajlati körülmények és a művelési mód változásai miatt. Ennek ellenére kísérlet történt a veszteségek felmérésére és a hatások semlegesítésére szükséges kiadások meghatározására. A nedves területeken fekvő erdőségek java része az ártér aktív részén helyezkedik el és a Duna elterelését követően a talajvíz-szint nagymértékű csökkenésének volt kitéve.

A halászat jelentős mértékben a folyó áramlási és üledékviszonyaitól függ, valamint a Szigetköz oldalágaiban az ívás feltételeiről. A víz üzemvíz-csatornában történt terelésekor azonnali kár lépett fel, az iszaposodás és a fizikai-kémiai tulajdonságok változása következtébe azonban hosszú távú hatások is várhatók. A halászatnál jelentős káros hatások fellépése várható a csúcsrajáratás következtében. A folyó gátrendszerrel történő elvágása a halállományt nagy területen érinti mind a beruházás felvízi, mind alvízi részein.

A 4. fejezetben és 5. fejezetben leírt számos hatásnál hosszú távú következményekkel is számolni kell, különösen azokkal, melyek a talajvíz mennyiségének, minőségének és dinamikájának megváltozásával kapcsolatosak.

A Projekt földrengéstani zónázását a 6. fejezet tárgyalja. 1965. óta - amikor a zónázást elvégezték - jelentős fejlődés következett be a kockázat-előrejelzési és a tervezési módszerekben egyaránt. Egy felülvizsgálat - a mai gyakorlat egyszerű alkalmazására alapozva - azt suggalja, hogy a létesítmény kockázatait e szempontból a múltban jelentősen alábecsülték és a legrosszabb esetre vonatkozó forgatókönyvekben elképzelhető a gátak megtartóképességének elveszítése is. Ez a vizsgálat azt a következtetést vonja le, hogy komoly alapja volt a tervezési előírásokkal és más megoldatlan kérdésekkel kapcsolatos magyar aggodalmaknak, mikor Magyarország 1989-ben felfüggesztette az építkezést.

A 7. fejezet nemzetközi kontextusban foglalkozik a környezeti hatásvizsgálatttal (KHV). Különösen nagy figyelmet fordítottak a gátak és víztározók vizsgálatára. Az adatok kimutatják, hogyan változtak a célok, a feladat kiterjedése, a folyamatok és eljárások, a tartalom és a szabályozás az utóbbi 25 évben. Ez a keret adja meg a hátteret a magyar és a szlovák részről a BNV-re vonatkozóan végzett vizsgálatok értékeléséhez.

Egyrészről a kérdések és adatok sokasága másrészrőlés bizonyos területeken az ismeretek és információk hiánya jelentős mértékű bizonytalansághoz vezet annak megítélésében, hogy rövid és hosszú távon milyen mértékű hatások érik a környezetet a Projekt révén és hogy e változások elfogadhatók-e, vagy sem.

2. FEJEZET
A FOLYÓ MORFOLÓGIAI ÉS ÁRAMLÁSI VISZONYAI

Írta: Klaus Kern

Fordítást lektorálta: Laczay István

ÖSSZEFOGLALÁS

A MEDER DEGRADÁCIÓJA

A folyamszabályozás a XIX. században egységes főmederbe szűkítette a Dunát, de a Szigetközben és a Csallóközben (Žitný Ostrov) megtartotta a természet megóvása szempontjából rendkívül értékes aktív mellékágrendszereket. Az 1960­as évek óta folytatott rendkívül intenzív kavicsbányászat a gázlók kotrásával együtt ahhoz vezetett, hogy a kisvizek szintje csökkent, és ezt követte a főmeder közelében a talajvízszint csökkenése. A medermérések azt bizonyítják, hogy a meder változását ma is a hordalék lerakódása uralja, valamint hogy a kotrás hatása nagyobb, mint a folyamszabályozásé és a felvízi duzzasztóműveké.

Ha a felső szakaszról érkező kevesebb hordalék medersüllyedést okozna, pl. Pozsony környékén, alternatív stabilizálási technikákat lehetne alkalmazni, mint pl. a Rajna felső szakaszán, melyeket a Duna osztrák szakaszán is kipróbáltak.

A BNV HATÁSA

(a) Az eredeti terv

A Dunakiliti­Hrušov tározó megépítésével a szlovák oldali ágrendszer károsodhat és ténylegesen károsodott is. A nagymarosi gát megépítésével Győr és Nagymaros között szinte az összes sziget víz alá kerülne, ezáltal elpusztulna az értékes vízparti élővilág a jórészt természetes állapotú partok mentén. Az öreg­Duna megmaradó 50 m³/s vízhozama még a vegetációs időszakban lehetséges, nem specifikált 200 m³/s hozam esetén is, valamint az esetenkénti, évenként csupán néhány napon át tartó árvíz lebocsátással, súlyos veszélybe sodorná az öreg­Duna és a hozzá tartozó vizenyős területek élővilágát. A görgetett hordalék hiánya és a bősi erőmű csúcsrajáratása az öreg­Duna alsó harmadában a napi folyásirány­változással együtt a meder súlyos degradálódásához vezetne, ami 50 évi üzem után elérheti a 3 métert is.

A bősi erőmű csúcsüzeme, az eredeti elgondolások szerint, a nagymarosi tározó felső végénél napi 4,5 méteres vízszint­ingadozást jelentene, ami a partok mentén tönkretett sávot eredményez. A folyásirány napi változása a vízi világot is hasonlóképpen károsítja. Mederkimosás és hordalék­lerakódás is várható bizonyos mértékig, ami valószínűleg érintené a parti szűrésű kutakat, a nagymarosi tározóban, valamint Nagymarostól délre is.

(b) A C­változat

Szinte ugyanezek a hatások várhatók a C­változat üzemelése esetén. Az öreg­Duna mértékadó hozama 200­250 m³/s, míg az árvizek 3000 m³/s­ot meghaladó részét eresztik le ugyanott. Ilyenkor a lebocsátás mind az öreg­Dunában, mind a mellékágakban gyors, hirtelen árhullámot indít, ami a normálisnál erőteljesebb morfológiai változásokat okoz.

KÁRENYHÍTŐ INTÉZKEDÉSEK

A maradék vízhozam visszatartása az öreg­Duna medrében az ajánlott nyolc víz alatti „fenékküszöbbel” megakadályozná a meder erózióját, de nem szükségszerűen tartaná meg a talajvíz kívánatos szintjét, amint a németországi Rhinau­nál a felső­rajnai gát tapasztalatai mutatják. Ezenkívül a fenékküszöbök építésével kisméretű tározók sorozata jön létre, az iszaposodás, a kis áramlási sebesség, stb. következtében az élővilágra jól ismert károsító hatásokkal.

ÁRVÍZVÉDELEM

Az árvízvédelmet illetően nem volt és ma sincs szükség a BNV rendszerre. A Szigetköz problémáit az 1960­as és 70­es években a gátrendszer megerősítésével megoldották, ami a nemzetközi szabványoknak megfelelően a 100 éves árvíz ellen kielégítő védelmet nyújt. Ugyanezen biztonsági szint eléréséhez Győr alatt még némi munkát el kell végezni. Ezen a szakaszon a szlovák oldali töltéseket az eredeti tervek szerint megmagasították, miután Magyarország Nagymarosnál felfüggesztette a munkálatokat.

A C­változat befejezetlen „I. ütemű” építési munkái nem érik el az eredeti terv szerinti kölcsönösen megállapodott biztonsági szintet. Sem a 100 éves árvíz, sem az 1000 éves árvíz nem vezethető le azzal a biztonsággal, melyet a felek korábban elfogadtak. Közvetlenül a Duna elzárása után a dunacsúnyi beeresztő zsilip még azt a vízmennyiséget sem tudta biztonságosan kezelni, amire méretezve volt. Az 1992. novemberi árvíz (ami még a fele sem volt a Dunacsúnynál az I. ütemben lebocsátandó 100 éves árvízhozamnak) jelentős károkat okozott az alvízi mederben, az árterületen, a mellékágakban és magában a műtárgyban is. A szabályozatlan árvízlevezetés – esetleg a tározó töltéseinek meghágása – járulékos árvízi kockázatot jelent Magyarország számára.

A múltban a térség árvizeit gyakran az úgynevezett jégtorlaszok okozták: vagyis a feltorlódott jég elzárta a medret. A folyó szabályozása során a torlaszok kialakulásának veszélye jelentős mértékben csökkent. A nagyméretű tározó megépítésével – amire csak a csúcsenergia termelés miatt van szükség – minden télen folyamatos jégtakaró alakulhat ki, ami jelentősen megnöveli a jégtorlaszok kialakulásának veszélyét a tározó felső végén és a zsiliptábláknál. A tározók üzemeltetésénél a legnagyobb problémát alighanem az összetöredezett jégtáblák biztonságos levezetése okozza. Ezért az eredeti terv erre vonatkozóan bizonyos üzemeltetési feladatokat is meghatározott. A C­változat, I. ütem építésének állapota nem teszi lehetővé ezen eljárások alkalmazását, amit az 1993. januárjában bekövetkezett gondok is jeleztek. A szlovák oldalon a szabályozatlan árvízlevezetés jóval magasabb kockázatát fogadták el.

HAJÓZÁS

A hajózási célú folyamszabályozás terveit az 1960­as években alakították ki, ezeket azonban csak részben végezték el, várva a BNV rendszer jövőbeni megépítésére. Az üzemvíz csatorna térségében lévő Duna­szakaszon, ahol a szabályozást elvégezték, csak egy éles kanyar okozta probléma maradt fenn, ami nem jelent komolyabb hajózási korlátozást. Szap és Gönyű között az üzemvíz­csatorna megnyitását követően újabb gázlók jelentek meg. A VITUKI és a holland­magyar konzorcium által végzett legutóbbi előzetes vizsgálatok alapján kijelenthető, hogy a hagyományos szabályozási eljárások, fenntartási munkákkal kiegészítve, elegendőek lennének a Duna Bizottság által megállapított követelmények kielégítésére. Amint a Rajna tapasztalatai is mutatják, általános gyakorlat a folyók folyamatos kotrása a nemzetközi hajózási útvonalakon.

2.1 AZ ÖKOSZISZTÉMA

Az Alpok­Kárpátok Pozsonynál jelentkező törésvonalától lefelé a Duna a kisdunai síkságon folyik, ahol hordalékának legnagyobb részét lerakja. A Duna a Vág folyóval együtt végül hosszan elnyúló hordalékkúpot épített, mely Pozsonytól Komáromig ér. A felső ágon a Duna három részre szakad, belső deltát alakítva ki, mely egyedülálló az európai folyami rendszerekben. A különböző korszakokra vonatkozó térképeken követhető, ahogyan a folyó már a római kortól kezdve váltogatta a fő sodrásvonalát.

A XIX. század kezdetén a főmeder meghatározatlan, kanyargós folyású vonalat követve délre irányult. A folyamatos feltöltődés dominált, és a folyó egyre újabb ágakat hozott létre, minden árvíznél nagy mennyiségű hordalékot hagyva a korábbi mederben. Így többé­kevésbé feltöltött mellékágak bonyolult rendszere jött létre, számos szigettel. Az alpesi hordalék túlsúlya kedvezőtlen morfológiai hatásokkal járt; a főmeder és a csatlakozó oldalágak rendszere magasabban helyezkedik el, mint a kiterjedt ártér. A jelenség meghatározó következménye, hogy a Dunából való talajvízpótlás még kisvizek idején is igen jelentős.

Az oldalágak állandóan változó rendszere a hordalékképződéssel, a kimosásokkal, erózióval és a hordalék elszállításával változékony árteret eredményezett, ez hozta létre azt az igen gazdag élővilágot, mely még ma is jellemzője e tájnak. A mély, kimosott szakaszok, sekély gázlók, holtágak csatlakozó élettereket alkotnak. A vízhozam és a vízszint változékonysága régen és most is létfontosságú előfeltétele e Duna­szakasz vizes területein az élővilág minden fajtája létezésének.

2.2 A TÖRTÉNETI FEJLŐDÉS

2.2.1 A FOLYAMSZABÁLYOZÁS

A nagyszabású folyamszabályozást a XIX. század közepén kezdték el, a Pozsony és Gönyű közötti szakaszon kb. 2­6 km köztes hullámterű árvízvédelmi töltések építésével. 1886 és 1914 között árvízvédelmi célból 300­380 m széles, középvizi medret hoztak létre, különösen a jeges árak ellen és a hajózási feltételek javítása érdekében. A kisvizek azonban a kialakított, túl széles mederben kanyarogtak, ami a hajózási viszonyok további javítására keresztirányú kőművek, sarkantyúk építését tette szükségessé. Ez végül is 80­120 méter széles hajózó út kialakításához vezetett, melynek mélysége 2 m volt (Stančik et al., 1988).

Bár a Dunán Pozsony és Gönyű között végrehajtott folyamszabályozás hasonló volt a Felső­Rajnáéhoz, a meder mélyülésével szemben továbbra is a feltöltődés volt a jellemző. A mért feltöltődés az 1800 és 1840 fkm között évi 2,4­2,7 cm­t tett ki, mielőtt a nagymérvű kavicsbányászat megkezdődött (Bačik et al., 1992).

Az 1960­as évekig az oldalágak többsége még nyitott volt és a Bősi szakaszon lévő ágrendszerekbe (1833­1816 fkm) a Pozsonynál mért teljes 1005 m³/s kisvízhozam mintegy 20%­a jutott (adatok 1961­ből). Az 1958 m³/s vízhozamnál, melyet a hozam az év 168 napján meghalad, az oldalágak vízmennyisége elérte az 500 m³/s­t (adatok 1960­ból, Mucha, 1973). Így tehát kijelenthető, hogy 1960­ig az mellékág­rendszer és az aktív árterület teljes mértékben integrálva volt a hozam és a vízszint­változások rendszerébe, amelyek létfontosságúak a vizes területek ökoszisztémája számára.

2.2.2 A MEDER SÜLLYEDÉSE

Hogy a meder fenékszintje és a vízszint egy adott folyószakaszon állandó legyen, ahhoz mérnöki szempontból a szakaszra belépő és az alvízi végén kilépő hordalék mennyisége egyensúlyban kell, hogy legyen. A folyamszabályozás kezdete óta, beleértve a kisvízi sarkantyúk építését is, az érkező és a tovaszállított hordalék egyensúlyát nem sikerült fenntartani, ezért a hajózás érdekében a gázlók folyamatos kotrására volt szükség. Ezenkívül a Pozsony és Budapest közötti szakaszon ipari célokra mind több kavicsot kotortak ki.

Szap alatt (1810 fkm) a folyó esése lecsökken 0,35­ről 0,17 ‰­re, a Mosoni­Dunánál (1793 fkm) 0,10 ‰­re, Komáromnál (1768 fkm) pedig mindössze 0,07 ‰­re (Stančik et al., 1988). Ezen a szakaszon mindkét ország részéről intenzív kavicskitermelés folyt (2.1 ábra).

A 2.1 táblázat adja meg a magyar oldalon az egyes Duna­szakaszokon különböző időszakokban végzett kavicsbányászat vonatkozó adatait. A szerzők számára nem álltak rendelkezésre a szlovák oldalon az 1880 és 1850 fkm között végzett kitermelés adatai. A Rajka­Gönyű közötti szakaszon azonban a teljes kitermelés volumene azt jelzi, hogy a 60­as években és a 70­es évek elején itt is jelentős mértékű anyagot kotortak ki (2.1 táblázat, 2.1 ábra). A kotrás mintegy fele történt a gázlók hajózási célú javítására. Az 1960­as évek óta nagyléptékű ipari kotrásokat végeztek a Szigetközi szakaszon, ahol az évi, átlagosan kitermelt kavicsmennyiség meghaladta a 700.000 m³­t. Egyes években ezen a szakaszon a kitermelt mennyiség még az 1 millió m³­t is meghaladta, a maximum 1989­ben 1,526 millió m³ volt (VITUKI 1993b). A gázlók kotrására az érkező hordalék mennyiségétől függetlenül mindig szükség volt, mert a mederben a hordalék átrendeződése a hajózó út fenntarthatósága szemszögéből kedvezőtlen volt.

A kavics kitermelése nem egyenlően oszlott meg az összes szakaszon. Gönyű és Komárom között szinte kizárólag Szlovákia termelte ki a kavicsot, míg a közös szakasz alsó részét mindkét oldalról intenzíven bányászták. A hajózási céllal végzett kotrás mindkét szakaszon jelentéktelen mértékű volt.

2.1 táblázat: Kavicskotrás a különböző szakaszokon és időszakokban a Duna mentén (mil=millió)(Kern, 1994a)

 

2.1 ábra: A Duna kitermelt hordalékának mennyisége Rajka és az Ipoly torkolata között(Kern, 1994a)

Nagymaros és Budapest között ipari céllal kiterjedt kotrást végeztek egészen 1980­ig, amikor a Budapesti Vízművek parti szűrésű kútjaira és a hajózásra gyakorolt negatív hatások miatt leállították. 1979 után csak a gázlók kisebb mértékű kotrását végezték el. A 32 km hosszú Szentendrei­Duna ágban 4,0 millió m³ kavicsot termeltek ki 1970 és 1980 között, valamint kb. 100.000 m³­t 1987­ben (Laczay, 1988).

A görgetett hordalék szállítási kapacitás a folyam mentén lefelé az eséssel folyamatosan csökken. Az osztrák vízlépcsők megépítése előtt a Pozsonyhoz érkező görgetett hordalék kb. évi 600,000 m³ volt, a Szigetközben kb. 100.000 m³ , Komáromnál mintegy 50.000 m³ és Nagymarosnál mindössze évi 10,000 m³. E mennyiségeket az évi kavicskitermeléssel összehasonlítva (2.1 táblázat, alulról a második sor) nyilvánvaló, hogy minden Duna­szakaszt erősen túlkotortak, különösen ha figyelembe vesszük, hogy az osztrák vízlépcső építéseket követően Pozsonyhoz kevesebb hordalék érkezett[függ. tengely: az alacsony vízállások szintjének csökkenése (cm)

2.2 ábra: Az kisvízvízállások szintjének csökkenése (1000 m³/s hozam) 1959/63­tól, a Duna Bécs és Dunaremete közötti szakaszán (VITUKI, 1993d).

A hajózás fenntartásához szükséges mértéken túli jelentős mederkotrás a folyam morfológiai állapotát erősen megzavarta, ami a folyó egész ökológiai rendszerét befolyásolta. Nagybajcs (1802 fkm) és Gönyű (1791 fkm) között a kisvizek szintje több, mint 1,5 méterrel csökkent (2.3 ábra). A 2.2 ábrán a Hainburg/Ausztria és Dunaremete (1826 fkm) közötti vízszint csökkenés figyelhető meg, a maximum Pozsony és Rajka között található. Nyilvánvalóan jelentős mértékben növekedett a meder süllyedése az 1880 fkm­nél, ahol a folyó a szlovák szakaszra lép.

2.3 ábra: a) A kitermelt hordalék mennyisége a Dunában, a szlovák­magyar szakaszon, különböző időszakokban. b) A kisvizek szintjének süllyedése (kb. 1000 m³/s hozam) 1957­től kezdődően (Kern, 1994a)

A 2.3 ábra alsó része a hajózási kisvízszint csökkenését mutatja. A vízszintes vonal az 1957. évi kisvízállásnak felel meg. Az 1966. évi szintekből látható, hogy a meder viszonylag stabil volt az 1960­as évek közepéig. 1966 és 1970 között jelentős csökkenés mutatkozott Pozsony és Rajka között, és különösen Dunaremetétől lefelé. Rendkívül nagy változás állt elő 1970­től kezdődően. Nyilvánvalóan a vízszint csökkenése nem volt egyenletes; korábban feltöltődő vagy stabil szakaszok nagymértékben süllyedtek, pl. Rajkától felfelé és Gönyű térségében. A vízszintek csökkenése és a kotrások növekedése közötti kapcsolat kézenfekvő.

Mindkét ábrán a kisvizek szintjében Pozsony térségében és attól lefelé, 1966 után jelentős süllyedés figyelhető meg. A vízmérce adatok Pozsonynál szintén azt mutatják, hogy az eróziós folyamat az 1960­as évek közepéig nem indult meg (Kern, 1994a).

A 2.4 ábra a meder változásait mutatja, az átlagos kotrási mélység és a kisvizek süllyedése formájában Rajka és Gönyű között, az 1969 és 1991 közötti időszakban. A grafikonon a vízszintes alapvonal (“0” vonal) a meder és kisvizek szintjét jelzi 1969­ben. A természetes lerakódási tendenciákat is figyelembe véve, a folyó morfológiai viselkedése általában meghatározott kapcsolatot mutat a kotrási tevékenység és a meder mélyülése között. Az 1850 fkm és 1840 fkm között a meder mélyülése megfelel a kotrás mennyiségének. Az 1835/36 fkm­nél a kotrás hiánya helyi lerakódást okozott, ami világosan jelzi, hogy a folyó kotrás nélkül feltöltötte volna a medrét a Szigetközi szakaszon, még a felvízi vízlépcsők működése nélkül is. A kisvizek szintjét kétségkívül a kotrás és a szakaszon lerakódó hordalék határozza meg. A szakasz felső és alsó végénél a kisvizszintek süllyedése a lerakódásokat meghaladó mértékű kotrással van összefüggésben, míg a középső szakaszon továbbra is a lerakódás van túlsúlyban és szinte teljesen stabil vízszintet idéz elő.

A folyó morfológiáját elsősorban a hordalék­lerakódás, valamint a kavics kitermelése határozza meg. A több ágban túlzott mértékben történt kavicskitermelés a vízszintek jelentős csökkenését idézte elő. Egyes szakaszokon (pl. Szapnál) a lerakódások mértéke meghaladja a jelentős kotrás hatását is. Nincs jele annak, hogy az osztrák szakaszról érkező kevesebb hordalék Rajkától lefelé jelentősen befolyásolta volna a folyó morfológiai viselkedését. A Szigetközi szakaszon kotrás nélkül még ma is lerakódna a hordalék. A szlovák szakaszról adatok hiányában nem lehet biztos következtetéseket levonni. A Pozsonynál 1967 után bekövetkezett hirtelen vízszintcsökkenés azonban inkább a nagymértékű (ipari célú) kotrást, semmint a felvízi vízlépcsők hatását jelzi.

2.4 ábra: A meder relatív változása, a kisvizek szintjének csökkenése és a kotrás átlagos mélysége 1969 és 1991 között a Duna Rajka (1850 fkm) és Gönyű (1791 fkm) közötti szakaszán (VITUKI nyomán, 1993b; ld. még 2.1 tábla)

E jelenségek ellentétesek a Felső­Rajna változásaival, ahol a múltbeli szabályozás a meder súlyos kimélyülését idézte elő és ahol a hiányzó hordalék az Iffezheim­i utolsó vízlépcső után a meder kimélyülését okozta volna, ha nem pótolják mesterségesen (Kern, 1994b).

A meder 1967/68­ban kezdődött süllyedése előtt a Szigetközi mellékág­rendszer kb. 20%­ába folyamatosan jutott víz, még alacsony vízállásnál is. A degradáció után az ágrendszer táplálásának küszöbértéke 2500­2700 m³­re nőtt, ami az év csupán 75­100 napján fordul elő. Ezenkívül a mellékágak torkolatát a hajózáshoz szükséges minimális vízmélységek biztosítása érdekében az utóbbi 30 évben lezárták.

Feltételezhető, hogy a kavics túlzott kitermelése a Bős­Nagymarosi Vízlépcsőrendszer építését várva történt, legalábbis olyan szakaszokon, mint a Dunakiliti/Dunacsúny tározó, ahol a vízszint duzzasztása kompenzálta a Pozsony környéki medersüllyedés hatását. E vonatkozásban a meder süllyedése szoros kapcsolatban van a beruházási tervekkel.

2.2.3 HAJÓZÁS

(Laczay nyomán, 1994a)

A Duna szigetközi szakaszán az összes folyamszabályozási munka – beleértve az 1940 előtti kisvízszabályozást is – sem tudta megteremteni a nemzetközi hajózás állandó és megfelelő feltételeit. 1963­ban a Magyar­csehszlovák Közös Műszaki Bizottság felvázolta és elfogadta azokat az elveket, melyek a hajózóút hagyományos szabályozással történő további javítását célozták; vagyis a mellékágak lezárását és a főmeder partvonalának olyan rendezését, hogy az kb. 3000 m³/s vízhozamot fogjon össze, valamint a főmeder szélességének csökkentését, a hordalék­szállítási kapacitás növelése érdekében. Az általános folyamszabályozási terv csak az 1842­1816 fkm közötti szakaszra készült el, mivel minden további szakaszt már érintett volna a BNV rendszerben tervezett duzzasztás. Az építést az 1960­as és 70­es években végezték el. Kisebb mértékű további munkákat végeztek Dunakilititől felfelé és Ásványrárótól lefelé is.

Az 1970­es évek végén megerősítették, hogy míg a BNV rendszer nem lép üzembe, további átfogó folyamszabályozási munkák végzése nem indokolt. A hajózást eseti kotrással szándékozták fenntartani.

Az utóbbi években, a Duna elzárása előtt, a hajózás legsúlyosabb akadálya a Dunakiliti duzzasztómű belépő és kilépő csatornájának kialakítása volt. A túlszélesített főmederben kialakult középzátonyok Dunakiliti térségében a hajózási mélységet kisvíznél 1,6 m­re csökkentették.

Régi hajózási gondot jelent a bagoméri éles kanyar (1814 fkm). A probléma megoldására nincs folyamszabályozási módszer, a hajók azonban megoldják a kérdést, mert mélységi korlátozás nincs. Ezen a szakaszon más komolyabb akadály nem ismert, az oldalcsatorna tehát csak a fenti két problémát oldja meg, melyek egyikét maga a beruházás okozta.

Szap és Gönyű között a hordalék lerakódás uralkodik, több helyen a hajóút szélességben és mélységében is korlátozott. Az oldalcsatorna megnyitása óta további gázlók keletkeztek az 1808­1800 fkm közötti szakaszon.

2.2.4 ÁRVÍZVÉDELEM

(Laczay nyomán, 1994b)

Az első összefüggő gátrendszert az 1883. évi árvíz után építették. A gátakat megrongálta az 1887­es és 1899­es áradás, az újjáépítést 1906­ban fejezték be, a koronamagasság az 1899­es tetőző szint felett volt 1 m­rel. 1954­ben a nagy árvíz négy helyen okozott gátszakadást a Duna mentén (ld. 2.2 táblázat). A Szigetköz kétharmada került víz alá, az okozott kár értéke 383 millió Ft volt (a Szlovák Kereset 1.31 pontjában a kárt erősen túlbecsülték, 1,5 milliárd USA dollárt megadva).

Az 1954­es árvíz után a gátrendszer fejlesztését statisztikai alapon tervezték meg, rögzítve a 100 éves árvízszintet, mint mértékadó paramétert. Az új előírás szerinti rekonstrukciót 1955­61­ben végezték el. A meder morfológiai változásai és az ártér változásai miatt a mértékadó vízállásokat 1957­ben, 1964­ben és 1976­ban felülvizsgálták. Minden tervezési szintet egyeztettek a Magyar/Cseh/Szlovák Határvízi Bizottság Dunai Albizottságában és azokat a Meghatalmazottak jóváhagyták.

A megerősített gátrendszernek köszönhetően az 1965­ös történelmi nagy árvíz a Duna Szigetközi szakaszán nem okozott nagyobb károkat. A Rajka és Nagymaros közötti károk teljes összege kb. 1000 millió Ft volt, nem pedig 1500 millió Ft, mint a Szlovák Kereset 1.33 pontjában áll.

1965­ben a 100 éves árvíz méretezési követelményének a gátak 94%­a nem felelt meg. A Szigetközi szakasz gátrendszerének erősítését 1,2 m magassági biztonsággal 1977­ben fejezték be. A töltések keresztmetszetét növelték és a szivárgást gátló létesítményeket is építettek. Kivétel volt a Rajka­Dunakiliti szakasz, ahol a Dunakiliti­Hrusov tározótöltés megépítésével számoltak. A Mosoni­Duna bal partján az árvízvédelmi rendszer 1977­ben még nem felelt meg a követelményeknek.

Győr és Nagymaros között a magyar oldalon a csatlakozó területek domborzati viszonyai miatt mindössze 18 km igényel árvízi védelmet. Az árvízvédelmi rendszer töltéseket, támfalakat, megemelt közutakat és vasútvonalat foglal magában. Az ismételt megerősítések ellenére 1977­ben csak egy rövid szakaszon felelt meg a rendszer a követelményeknek, pl. a vasútvonalon a 100 éves szinthez nincs meg a kellő magassági biztonság.

Következtetés. 1977­re a magyar árvízvédelmi rendszer nagyobb része megfelelt a két Fél által közösen megállapított követelményeknek, vagyis a 100 éves árvízszintnek 1,2 méter magassági biztonsággal, megfelelő gátkeresztmetszettel, szivárgás elleni létesítményekkel.

2.3 AZ EREDETI TERV HATÁSAI

2.3.1 ÉPÍTÉS

A Dunakiliti ­ Hrušov tározó

A Dunakiliti ­ Hrušov tározó építése tönkretenné és ténylegesen tönkre is tette a csallóközi (Žitný Ostrov) ártér kb. egyharmadát. A 200 millió m³ víz betározásával az előző folyami élővilág, melyet a sok sziget, oldalág és vizenyős területek jellemeztek, meg fog szűnni. A korábbi átlagos áramlási sebesség 2,0 m/s­ról kb. 0,3 m/s­ra csökken. Pozsonynál a Duna elzárásával a vízszint ténylegesen 1­2 m­rel nőtt, elérve a meder mélyülése előtti eredeti szintjét.

Az öreg­Duna

Az 1811 fkm és 1817 fkm közötti kotrásoknak ki kellett volna egyenlíteniük azt a fenéklépcsőt, melyet a bősi alvízcsatorna mélyítése idézett elő.

A nagymarosi tározó

A nagymarosi tározó a bősi erőműtől (1811+8 fkm) Nagymarosig (1696 fkm) terjedt volna. A visszaduzzasztás az öreg­Dunán az 1823 fkm­ig ért volna, több, mint 20 km­en duzzasztotta volna a Vágot és néhány kilométeren a Garamot és az Ipolyt. A Közös Egyezményes Terv szerint a meder kotrásával a vízszintet 2300 m³/s hozamnál Ásványráró (1816 fkm) és Gönyű (1791 fkm) között 2,00 m­rel, Medvénél (1806 fkm) 1,10 m­rel és Nagybajcsnál (1802 fkm) 0,70 m­rel sülyesztették volna. A duzzasztómű építése körülbelül két tucat sziget elárasztását jelentené Gönyű (1791 fkm) és Nagymaros között. A szigetek parti sávja, melyek értékes ökológiai elemeket hordoznak, nagyrészt partvédelem nélkül maradtak és puhafa vegetációval borítottak. Ezenkívül a mellékfolyók és a Duna mentén a hosszú idő alatt kialakult vízparti vegetáció és állatvilág mintegy 300­350 km hosszon szintén víz alá kerülne. Az áramlási sebesség (csúcsrajáratás nélkül) jóval kisebb lenne, mint korábban, ami a vízi élővilág tulajdonságainak megváltozását vonná maga után.

A Nagymaros alatti szakasz

Az eredeti terv szerint a mederkotrásnak a hasznos esés növelése érdekében a Szentendrei­sziget mentén Nagymarostól az 1656 fkm­ig a kisvizek szintjét 1,2­0,6 m­rel kellett volna csökkentenie. A főként ipari céllal végzett kotrásokat 1980­ban leállították, mert a Fővárosi Vízművek parti szűrésű kútjainál problémák jelentkeztek.

2.3.2 ÜZEMELTETÉS

A Dunakiliti ­ Hrusov tározó

A tározóba érkező vízhozam függvényében a bősi erőtelep számára bizonyos csúcsüzemi üzemmódokat határoztak meg. A 2.5 ábrán látható a Dunakiliti ­ Hrusov tározó vízszintingadozása az 1500/700 üzemmódnál, azaz 1500 m³/s vízhozamnál és 700 MW teljesítménynél. Ebben az esetben naponta két csúcs jelentkezik, a vízszint ingadozása a tározóban kb. 1 méter. A duzzasztási határ az 1858/60 és az 1870/72 fkm között változna. A görgetett hordalék 90%­a rakódna le az utóbbi helyen és itt állandó kotrást kellene végezni. A lebegő hordalék 77%­ának lerakódását várták, így a tározó élettartama a számítások szerint kb. 60 év volt.

Az öreg­Duna

A Duna vízhozama Dunakiliti (1842 fkm) és Szap (1811 fkm) között az Eredeti Terv megvalósítása esetén teljes mértékben megváltozna (és a C­változat megvalósításával ténylegesen meg is változott; ld. 2.4 fejezet).

A 2.2 táblázatban azok a fő hidrológiai és morfológiai hatások figyelhetők meg, melyek az öreg­Dunánál az Eredeti Terv megvalósítása esetén bekövetkeznének. Az év 350 napján át a tározóból 50­200 m³/s vízmennyiséget eresztenének le ­ 200 m³/s­t csak akkor, ha a növényzet életben tartására szükséges. Több víz évi átlagban csak 12 napon érkezne, amikor a tározóba érkező vízhozam meghaladja a 4000 m³/s­ot. Az ilyen mesterséges vízhozam az 50(­200) m³/s­nak megfelelő kisvízi medret alakít ki, az ahhoz tartozó jellegzetes élővilággal. Egyszer egy évben, vagy néhány évente azonban egy­egy árvíz szinte az összes kialakult vízi és vízparti élő szervezetet elpusztítaná, majd a kialakulás újra kezdődne. A meder árvízlevezető képességét folyamatos karbantartással kellene megtartani, ez azonban az élővilágra hasonló pusztító hatással jár, mint maga az árvíz.

A Közös Egyezményes Tervnek megfelelően a kisvízi vízszint ­ mely 1967/68 óta a nagymértékű mederkotrás miatt csökkent ­ 2,50­3,0 méterrel kerülne a szabályozási szint alá. Az áramlási sebesség kevesebb, mint 1 m/s­ra csökkenne (CEC, 1993b). A nagyobb vízhozamok időszakában (de még 4000 m³/s alatt) a napi energiatermelési csúcsnál, amihez Bősnél 4000­5200 m³/s hozam tartozik (2.5 ábra) a visszaduzzasztás az Öreg­Dunában elérné az 1823 fkm­t.

Vízszint a Hrusov­i tározóban

Bős, 1500/700 üzemmód

Nagymaros, 1500/700 üzemmód

2.5 ábra: Csúcsüzem és napi vízszint­ingadozások (1500/700 üzemmód) a) napi vízszint­ingadozások a felvízcsatorna különböző szelvényeiben és a Dunakiliti­Hrusov­i tározóban b) vízleeresztés Bősnél, c) napi vízszint­ingadozás az alvízcsatorna különböző szelvényeiben és a nagymarosi tározóban, d) vízleeresztés Nagymarosnál

2.2 táblázat: Az Eredeti Terv hidromorfológiai hatásai az Öreg­Dunára

Öreg­Duna
	rövidtávú (5­10 év)	középtávú (10­20 év)	hosszú távú (20­50)
Vízhozamok	· 50/200 m3/s leeresztés a tározóból az öreg­Dunába, nagyobb mennyiség csak a 4000 m3/s ­t meghaladó hozamoknál fordul elő (kb. évi 12 nap) · több kilométeres folyásirány­változás az alvízcsatorna torkolata felett, amit a csúcsrajáratás okoz
Vízszintek	· hirtelen, több méteres vízszint­csökkenés	·az erodálódó szakaszokon fokozatos vízszintsüllyedés (lásd lentebb)
Áramlási sebességek	· 50 m3/s vízeresztésnél az áramlási sebesség 1,2­2,0 m/s­ról 1,0 m/s alá csökken, · csökkent áramlási sebesség­változások az üzemvíz­csatorna csatlakozásánál		· kisebb változások az áramlási sebes­ségben, a meder morfológiai válto­zásai következtében
Vízhozam és vízszint változások	· az összes hozam és vízszint­változás kizárása kb. 350 nap/év időszakra, kivéve a visszaduzzasztással érintett medret, ahol napi 4 méteres ingadozások lépnek fel (2.5 ábra) · a hozamok és áramlási sebesség hirtelen változásai az árvízi hozamok levezetésénél
A meder stabilitása	· 50/200 m3/s vízhozamnál a Duna medre végül kisvízi mederré alakul · az első években az árvizek kezdeti meder­defor­máció­kat okoznak	· 20 évi üzemeltetés után 1,5 m­t elérő medersüllyedés állhat elő a görge­tett hordaléknak a Dunakiliti­Hrusov tározóban való visszatartása miatt	· 50 évi üzemeltetés után egyes szakas­z­o­kon a kimosódás elérheti a 3 m­t, ami a vízszintek jelentős csökkenését idézi elő 50/200 m3/s hozamoknál (2.6 ábra) (Bacik et al, 1992)
Meder­struktúrák	· alacsony vízállás­nak megfelelő meder fokozatos kialakulása; kis sebességű ágak eliszapolódása · a növényzet elterjedése az alacsony vízállású medren kívül	· az alacsony vízállású meder teljes tönk­re­menetele nagyobb áradásoknál, vagy a karbantartás által, az iszapos ágak részleges eróziója · a meder magasabb részein fás növényzet kialakulása, ami az átfolyási szelvény csökkenését idézi elő (a meder további erózióját előrevetítve), ha a rendszeres karbantartással nem távolítják el
Vízparti élővilág	· a vízszint több méteres csökkenése után az öreg meder partjai instabillá válnak, részben és helyenként megrogynak	· a kisvizi meder új élővilágot hoz létre, mely periodikusan megy tönkre a nagyobb vízhozamoknál; így a vízmenti élővilág az átlagos és az áradáskori vízszint közötti abnormálisan nagy különbségtől fog szenvedni

A csúcsrajáratás kezdetén a hirtelen vízhozam­emelkedés a szapi küszöbnél (1811 fkm) a vízszint kb. 4 méteres emelkedését idézi elő, a csúcsrajáratási üzemmódtól függően (2.5 ábra: ld. még Karádi és Nagy, 1993). Ebben az esetben a folyásirány megfordul és a víz naponta egyszer vagy kétszer a duzzasztási határig visszafelé folyik. Az Öreg­Duna tehát két szakaszra oszlik: a felső rész a Dunakiliti vízlépcső és Lipót között (1823 fkm), ahol egyáltalán nem lesz vízszint­ingadozás, kivéve évente néhány napot, valamint az alsó részre, mely minden nap nagy fluktuációknak lesz kitéve, ami a vízi és vízparti élővilágot egyaránt károsítja.

relatív deformáció

2.6 ábra: A meder várható változásai 50 évi üzemelés után (Kalis és Bacik nyomán, 1992)

Mivel az összes görgetett hordalék a Hrusov­i tározóban marad, az alvízi meder még rövid árvizes időszakok esetén is erodálódik. Kalis és Bacik (1992) egyes részeken 50 év múltán 3 méteres kimosást becsült, ami tovább csökkenti az uralkodó 50/200 m³/s­es hozamnak megfelelő vízszintet. A 2.6 ábrán az 50 évi üzemeltetés utáni medersüllyedés látható.

A vízi és a vízparti élővilág vagy kipusztul, vagy nagymértékben károsodik attól az instabilitástól, amit a vízjárás mesterséges megváltoztatása idéz elő. Az Öreg­Duna alsó szakaszán a nagy napi vízszint­változás ellentétben van a folyam felső szakaszán a viszonylag stabil vízjárással. A korábbi intenzív felvízi mederkotrás által okozott meder­degradáció a Dunakiliti vízlépcsőnél várható teljes hordalék visszatartás miatt tovább folytatódik. A szigetközi árterület

A 2.3 táblázat az eredeti terv azon főbb hidrológiai hatásait írja le, melyek a Szigetközi ártéren várhatók. Az Öreg­Duna mindkét oldalán a mellékágrendszerekbe eresztett vízmennyiség semmiképpen sem tudja kiegyenlíteni a talajvíz szintjének süllyedését, vagy az 1960­as évek előtt előfordult gyakori átöblítést és elöntést.

2.3 táblázat: Az eredeti terv Szigetközi ártérre gyakorolt hatásai

SZIGETKÖZI ÁRTÉR
	rövidtávú (5­10 év)	középtávú (10­20 év)	hosszú távú (20­50)
Vízhozamok	· mellékágak állandó táplálása: 15/25 m3/s a magyar oldalon · az öreg­Dunából néhány mellékágba 5­10 évenként kerül víz · az összes ágba 10­25 évente kerül víz, az ártér teljes elárasztásával
Talajvíz tükör	· az öreg­­Duna közelében a talaj­vízszint a mérték­adó 50 m3/s víz szintjére sűllyed · a talajvíz elégtelen utánpótlása az oldalági rendszerből · a Duna felé a talajvízszint fokozatosan csökken	· a legtöbb mellékág felisza­polódása várható, mivel a pótló vízhozam nem képes megakadá­lyozni a finom hordalék nagy területen való lerakódását · csak minden 10­20 évben lesz hatékony árvizi átöblítés	· az öreg­Duna meder eseti kimosó­dása a talaj­vízszint további sűllyedését idézi elő
A talajvízszint ingadozásai	· minden talajvíz­ingadozás kizárva kb. 350 nap/év időtartamra · a mellékágakban az árviz időtartama túl rövid lesz ahhoz, hogy a talajvíz­szintben jelentős ingadozást idézzen elő
Ártér morfológiája	· 1967­68­ig az oldalágak elárasztása kimosással, lerakódással és oldalirányú mozgásokkal évente többször bekövetkezett, most azonban ez ritka árvizi esetekre korlátozódik · az érkező lebegtetett hordalék legalább kétharmada a Dunakiliti­Hrusov tározóban lerakódik, ami jelentős mértékben csökkenti az ártérre kijutó hordalék mennyiségét
Ártéri élővilág	· az ártéren néhány éven belül szinten minden vizenyős terület kiszárad, kivéve néhány keskeny vízparti részt azoknál az ágaknál, melyeknél biztosított a folyamatos vízpótlás; az érkező víz és hordalék dinamikájának hiánya miatt az élővilág fejlődése stagnál

2.4 táblázat: Az Eredeti Terv hidromorfológiai hatásai a Nagymarosi tározóban

Nagymarosi tározó
	rövidtávú (5­10 év)	középtávú (10­20 év)	hosszú távú (20­50)
Vízhozamok	· 1000 m3/s és több, mint 5000 m3/s között a csúcsrajáratási üzemmódtól függő vízhozamingadozások (2.5 ábra) · a 900/700 üzemmódnál Bősnél 18.5 óra hosszat nincs vízleeresztés
Vízszintek	· 2,300 m3/s esetén a természetes körülményekhez képest (csúcsrajáratás nélkül): +6 m Nagymarosnál, ±0 Véneknél, ­2 m Szapnál (kotrással)
Áramlási sebesség	· vmin/vmax áramlási sebesség a csúcsrajáratás közben (2000/700 üzemmód): 0,00/0,95 m/s a bősi alvíznél (1819,45 fkm) 0,02/1,94 m/s Szapnál (1811,05 fkm) 0,28/1,59 m/s a Mosoni­Duna torkolatánál (1793,3 fkm) 0,32/1,19 m/s Komáromnál (1768,3 fkm) (Karádi és Nagy, 1993)
Vízhozam­ és vizszint ingadozás	· kb. 4000 m3/s­ig napi vízhozam­ingadozás · napi vízszint­ingadozás a csúcsrajáratásnál (2000/700 üzemmód): 4,64 m a bősi alvíznél (1819,45 fkm) 4,38 m Szapnál (1801,05 fkm) 2,65 m a Mosoni Duna torkolatánál (1793,3 fkm) 1,06 m Komáromnál (1768,3 fkm) (Karádi és Nagy, 1993)
Meder stabilitás	· az igen jelentős áramlási sebesség­ingadozások a csúcsrajáratásnál az egész szakaszon kimosódásokat okoznak, kivéve az utolsó 20 km­t Nagymaros felett (Bognár és Rákóczi, 1988)	· (Bognár és Rákóczi, 1988) szerint a meder végül “páncélozódik” a kisebb méretű hordalékanyag szelektív továbbítása következtében, amely a meder alján hagyja a nagyobb méretű kavicsanyagot; ezért 0,1­0,2 m mélyülés után a kimosódás valószínűleg megszűnik
Meder struktúra	· Gönyű (1791 fkm) és Nagymaros között a vízszint­emelkedés követ­keztében minden sziget eltűnik . minden vizi élőlény megszenve­di a sebesség és a meder változásait · számos meder­szerkezeti elem máris megsemmi­sült a kotrások következtében	· a part stabilitását súlyosan veszélyezteti a vízszintek gyors emelkedése és sűllyedése, ezért kőszórásos védelmet igényel · új mederstruktúrák jönnek létre a csúcs­rajáratás által meghatározott mértékadó hidraulikai rezsim miatt; az új feltételek azonban minden vízi élet számára kedvezőtlenek lesznek; a kisvíz­ és magas árvizszintek közti napi fluktuáció – az utóbbiak természetes körülmények közötti tartóssága kevesebb évi öt napnál – instabilitást idéznek elő minden folyami élőlénynél és ez a csúcsrajáratás egyik legkárosabb hatása;
Vízmenti élővilág	· a sok, nagy sziget állandó elöntése révén értékes élővilág vész el és Gönyű­Nagymaros között minden vízparti élővilág is víz alá kerül	· a Szapnál (1811 fkm) 4,38 m­t és Komáromnál (1768 fkm) 1,06 m­t elérő napi vízszint­ingadozás több méter széles kipusztult földsávot eredményez (kb. 3­12 m 1:3 rézsűnél); e zónában növényzet nem él meg; · a nagy folyókra jellemző nagy értékű parti élővilág megszűnik létezni

 

A talajvíz utánpótlását és minőségét befolyásoló vízszint­ingadozások átlagosan évi 10­12 napra korlátozódnak majd, de ezek nem szükségszerűen ismétlődnek rendszeresen. Így a ritka, de hosszantartó árvizek okozta talajvíz­utánpótlás teljes egészében elmarad.

A talajvízszint magasságától és fluktuációjától, valamint az elárasztások gyakoriságától, magasságától és tartamától függő ártéri élővilág szempontjából a mértékadó alacsony vízállás és az alacsony talajvíszint feltételek fognak érvényesülni. A Szigetközi ártér kiszáradása végül megváltoztatja a múltbeli vizenyős területek jellegét, szárazságtűrő élővilág jön létre, mint a Felső­Rajna mentén Breisach­nál. A mellékág­rendszer mesterséges táplálásával teljesen más vizes ökológiai rendszer jön létre, mely a majdnem stagnáló felszíni és talajvízszinthez fog alkalmazkodni.

A nagymarosi tározó

Az Eredeti Terv több csúcsrajáratási üzemmódot irányzott elő. Az átlagos vízhozamtól függően bizonyos csúcsrajáratási módokat a bősi erőmű üzemeltetési szabályaként vettek figyelembe. A 900/700 üzemmódnál például bősnél napi 18,5 órán át nem lett volna vízleeresztés (Nagymaros továbbra is 1000 m³/s­t bocsátott volna át, saját tározójának és a mellékfolyók hozamának felhasználásával). Fél óra alatt a vízhozam elérte volna a 3630 m³/s­t percenkénti 120 m³/s növekménnyel. 4,5 óra hosszat az 5110 m³/s maximális hozamot hasznosították volna, utána fél óra alatt gyorsan nullára zártak volna, 170 m³/s/min sebességgel (Karádi és Nagy, 1983). Nagyobb hozamnál naponta kétszer lehetett volna csúcsra járatni. A 2.5 ábrán a Dunakiliti­Hrusov­i tározóban (a) és a nagymarosi tározóban (c) fellépő napi vízszint­ingadozások figyelhetők meg. A bősi és nagymarosi erőmű üzemviteli szabályait rendre a (b) és (d) diagram mutatja be. A vízhozam, az áramlási sebességek és a vízszintek napi ingadozásai, melyeket a 2.4 táblázat tartalmaz, számos vonatkozásban károsak a teljes ökológiai rendszerre: a medret egyes szakaszokon az erózió veszélyezteti, amint azt Bognár és Rákóczi bemutatta (1988). A folyamatot csak a végül bekövetkező mederpáncélozódás állítaná le. A partok mentén és a nagymarosi gát közelében a finom hordalék lerakódása volt várható.

Az állandóan változó áramlási feltételek és vízszintek minden vízi és vízmenti élőlény számára rendkívül kedvezőtlenek. A nagy folyók legértékesebb élővilága a vízparti, átmeneti zónában található, a víz és a talaj találkozásánál. A vízmenti zóna, ha naponta változik a vízszint, növényzet nélkül marad és elveszíti kiemelkedő ökológiai értékét. A szigetek korábbi értékes, vizes területeken tenyésző vegetációja, azok elárasztása miatt mindenképpen elvész.

A vízi élőlények szintén szenvednek az állandóan változó áramlási feltételektől. A mederanyag soha nem lesz "stabil"; a lebegő hordalék a csúcsrajáratás “kisvízi” időszakaiban leülepszik, majd az “árvízkor” kimosódik. A vízi növényzet változatosságát és mennyiségét tekintve egyaránt jelentősen csökken, még a csúcsrajáratás nélküli tározótéri feltételekhez képest is (ld. 4.4.2.4 fejezet).

Mindezt összevéve a nagymarosi vízlépcső megépítése és üzeme értékes élővilágot semmisítene meg és nagyon kedvezőtlen létfeltételekhez vezetne a tározó vízi élővilágát illetően. A több méteres napi vízszint­ingadozás az értékes vízmenti élővilág helyett kipusztult parti földsáv létrejöttéhez vezetne.

A Nagymaros alatti szakasz

A nagymarosi erőművet szintén csúcsüzemre tervezték (2.5 ábra). Bőstől eltérően itt mindig lett volna legalább 1000 m³/s vízeresztés. A 2000/700 üzemmódnál a maximális vízhozam különbség még mindig 1300 m³/s lenne, 102 m³/s/min zárási sebességgel (Karádi és Nagy, 1993). A vízhozam maximális csökkenése Budapestnél 2 méter vízszintváltozásnak felelne meg.

Bár a napi vízhozam­ és vízszint­változás kisebb lenne, mint a nagymarosi tározóban, a vízi és vízmenti élővilágra a hatás általában ugyanaz.

A csúcsrajáratás mederdeformációt is okozhat. A VITUKI numerikus transzport modelljének előzetes eredményei szerint a Szentendrei sziget mentén a meder különböző szakaszain mind a feltöltődés, mind a kimosódás megjelenik. A mederelfajulás veszélye miatt más folyami vízlépcső sorozatok legalsó tagjánál nincs csúcsrajáratás. A Rajnán például az EdF (Électricité de France) üzemelteti Kembs és Iffezheim között a 10 erőművet, mérsékelt csúcsrajáratással (a természetes hozamot a maximális csúcs legfeljebb 300 m³/s­al haladja meg). Bár a vízhozam­csúcs jóval kisebb, mint a Nagymarosnál tervezett, az Iffezheim­i utolsó erőműnél a szabad folyású szakaszra a csúcsrajáratás már nem megengedett. Az Iffezheimi tározó csupán kiegyenlítési célokat szolgál.

A nagymarosi erőmű megépítése és csúcsüzemi energiatermelése valószínűleg magával vonná Adonynál (1601 fkm)egy további vízlépcső építését is.

2.3.3 árvízvédelem az eredeti TERVEK szerint

(Laczay nyomán, 1994b)

A folyóknál az általában elfogadott árvízvédelmi biztonsági szint az 50­200 éves gyakoriságú árvíznek felel meg, a veszélyeztetett terület értékétől függően (DVWK, 1983). Magasabb szintű védelmet csak a nagyvárosoknál, fontos ipari létesítményeknél és atomerőműveknél vesznek figyelembe.

A folyórendszerekben tározók létesítésével további árvízveszéllyel kell számolni. A nagy víztömeget tartó tározótöltés vagy elzárógát szakadása olyan árvízhez vezethet, amilyet a természetes árvíz nem tudna előidézni. Így az egyes szerkezeti elemekre elfogadott biztonság (gátak, túlfolyók, árvízkapuk) elérheti az 1000 vagy 10000 éves árvízszintet, vagy az úgynevezett “valószínű maximális árvizet”.

A méretezési árvízszinttel szoros kapcsolatban van a szabad magasság mértéke, ami a számított vízszint feletti biztonsági tartalékot jelenti, a hullámzásra, a korona felpuhulására, a gát ülepedésére, hasonló jelenségekre való tekintettel. A nagy tározóknál nagyobb szabad magasságra van szükség, pl. 2,5 m­re, szemben a hagyományos gátaknál alkalmazott 0,5­1,5 m­rel.

Az üzembiztonság érdekében általános gyakorlat, hogy az árvízlevezetés méretezésébe nem vonnak be minden elkészülő létesítményt, hanem egy vagy két nyílást meghagynak a lehetséges üzemzavarok kompenzálására.

A BNV rendszernél a Közös Egyezményes Terv az árvíz levezetését különböző üzemi feltételek között határozta meg, a 8 turbinából és 2 hajózó zsilipből álló bősi komplexum és/vagy a Dunakiliti 6 duzzasztónyílás és 1 zsilip komplexum felhasználásával (2.5 táblázat). Az árvízi üzemre több alternatíva készült, az utolsó 1989­ben, melyet “ideiglenes üzemrend”­nek neveztek, az alábbiak szerint:

2.5 táblázat: Árvízlevezetés szabályai az eredeti terv előírásai szerint

Méretezési vízhozam	Bős	Dunakiliti	Töltések szabad magassága	Vízemésztés
100 éves 10600 m3/s	leeresztés 4 turbinán át (50%) és 1 hajózsilipen, a töltőrendszer igénybevételé­vel (50%) kapacitás: 3920 m3/s	leeresztés 5 nyíláson át (77,4%) kapacitás: 6680 m3/s	1,5 m	10600 m3/s (a méretezési árvíz 100%­a)
1000 éves 13000 m3/s	leeresztés 4 turbinán át (50%) és 2 zsilipen, a töltőrendszer igénybevételé­vel (100%) kapacitás: 5,170 m3/s	leeresztés 6 nyíláson át (85,7%) kapacitás: 7830 m3/s	0,5 m	13000 m3/s (a méretezési árvíz 100%­a)

A 10000­éves árvíz leeresztéséhez Dunakiliti összes nyílását igénybe kell venni. Rendkívüli helyzetben a 100 éves árvízhozamot csak Dunakilitin át is megfelelő biztonsággal és szabad magassággal le lehet vezetni.

A számítások és a modell vizsgálatok szerint a BNV rendszer megfelelő biztonságot nyújtott a méretezési árvizek levezetésére, védelmet nyújtva az időben egybeeső szerkezeti hibák esetére is, a töltések megfelelő magassági biztonságával. Az alkalmazott tervezési eljárás megfelel a nemzetközi gyakorlatnak.

Jégleeresztés

A jégtáblák általában a mellékfolyókon és a Duna felső folyásán keletkeznek és onnét úsznak lefelé. Ha a sűrűn zajló jég valamilyen oknál fogva megakad, folyásirányban felfelé növekedve folyamatos jégtakaró épül fel. Ha az állójég felső vége mind több és több jégtáblát fog fel, a medret elzáró jégdugó alakulhat ki, ami a vízszint emelkedésével jár. Ha a jég nem indul meg, a vízszint elérheti a védőgátak koronaszintjét.

A folyamszabályozás hatására a jeges árvizek gyakorisága jelentősen csökkent. Az utolsó nagy jeges árvíz 1956­ban volt, a Szigetközi szakaszon az utolsó folyamatos jégtakaró kisebb jégtorlaszokat képezve 1963/64­ben alakult ki, melyeknek azonban nem voltak komolyabb következményei. Az azóta eltelt időben csak jégzajlás volt, az utóbbi hét évben a Dunán nem volt állójég.

A tározók a befagyás szempontjából a tavakhoz hasonló feltételeket hoznak létre és a kialakuló jégpáncél óriási jégtömeget érhet el. A tározókból a jég elvezetése az egyik legnehezebb feladat, nagy gondossággal, szakértelemmel kell megtervezni és végrehajtani.

Szinte minden télen kialakulna kb. 30 cm vastag összefüggő jégréteg. Ez a tározó felső végénél a jég torlódásához vezethet, ami Pozsonyt veszélyezteti. Az 1978­as üzemi rendben a következő intézkedéseket határozták el:

­ Az összefüggő jégréteget a lehető leghosszabb ideig érintetlenül kell hagyni; a vízszintet 0,5 m­rel a 131,1 m Balt üzemi szint fölé kell emelni; ha lehetséges, a jeget hagyni kell a helyszínen elolvadni.

­ Amennyiben felülről jelentős jégzajlás érkezik és/vagy jelentős vízhozam­emelkedés lép fel, jégtörőkkel jégmentes folyosót kell nyitni.

­ A megtört jeget folyamatosan kell leereszteni a nyitott Dunakiliti zsilipeken át; az eljárás kb. 1 m/s vízsebességet igényel, amit a vízszint 128,0­128,5 m Balt szintre süllyesztésével lehet elérni. A leeresztési ciklust 8­12 órán át kell folytatni, az érkező vízhozam 800­1500 m³/s értékénél.

A megtört jég Dunakiliti zsiliphez való irányítására a Duna bal partja mentén az 1847,5 fkm­ig terelő töltést építettek. A zsilip előtt úgynevezett jégtörő szigeteket alakítottak ki, melyek a zsilipkapuk elzáródásának megakadályozására a nagy jégtáblák darabolására szolgálnak. A Dunakiliti gát küszöbszintje 120,7 m Balt szinten van, ami megfelelő vízmélységet biztosít a megtört jég elvezetésére. A teljes szerkezetet optimalizálták a jéglevezetés szempontjából. A szegmensgátak tetején a vízhozam minél pontosabb szabályozására billenőtáblákat alakítottak ki. A tényleges vízhozamtól függően 2, 4 vagy 6 szegmens kiemelését tervezték a víz és a jég szintje fölé (alsó jégátvezetés). Szükséghelyzetben a felvízcsatornából a jeget a bősi hajózó zsilipen át tervezték levezetni. Világos, hogy a jég ilyen módon történő elvezetése nagyon pontos és hibátlan zsiliptábla üzemeltetést igényel.

2.4 A C-VÁLTOZAT HATÁSAI

2.4.1 építés

A dunacsúnyi tározó

A tervezett Dunakiliti­Hrusov­i tározó magyar területe nincs elárasztva, de az ártéri vegetáció és az mellékágrendszer már 1989­ig is károsodott, mikor Magyarország felfüggesztette a Dunakiliti vízlépcső építését. A tározó szlovák részét többé­kevésbé az Eredeti Terv szerint építették meg, a dunacsúnyi mederelzárást az üzemvíz csatorna gátjával csatlakozó töltés köti össze. A dunacsúnyi tározó káros hatásai ugyanazok, mint az eredetileg tervezett Dunakiliti­Hrusov­i tározóé.

Bős mai, csúcsrajáratás nélküli üzeme nem igényelne üzemi tározó térfogatot. Ha Bős csupán a folyó mindenkori érkező vízhozamát hasznosítaná, a dunacsúnyi tározó sokkal kisebb lehetne, a főmederre korlátozva, a hullámtér elöntése nélkül.

2.4.2 üzemeltetés

Dunacsúnyi tározó

A bősi napi üzemvitelről nincs információ. A rendszer feltehetően folyamatos leeresztéssel üzemel, csúcsrajáratás nélkül, bár 1994 júliusában hirtelen vízhozam­növekedés lépett fel, ami a régi mederben halpusztuláshoz vezetett (ld. 5.4 fejezet). Így a tározóban csak kisebb napi szintváltozások vannak.

A folyó 1992 novemberében történt elzárása után az első árvíz folyamán a befejezetlen védelmi létesítmények miatt az alvízi meder és az ártér súlyosan erodálódott. Néhány beépítésre előkészített ártéri gáttáblát a víz felemelt és elvitt (ld. 2.4.4 fejezet, alább).

A nagymennyiségű erodált anyag árvízleeresztéskor szakaszosan mozog az Öreg­Dunán lefelé és végül növeli a mederfeltöltődést az 1808­1800 fkm közötti szakaszon (ld. 2.4.3 fejezet). A folyamat még több évig tarthat.

2.6 táblázat: A C­változat hidromorfológiai hatásai az Öreg­Dunán

ÖREG­DUNA
Vízhozam	· Vízeresztés Dunacsúnyról (a rajkai vízmérce napi mérései alapján): 1992. november ­ 1993. március 200­250 m3/s 1993 május ­ április: kb. 300 m3/s 1993 június ­ július: 300­350 m3/s 1993. augusztus ­ december: 250­300 m3/s 1994. január ­ szeptember kb. 200 m3/s · a 3000 m3/s­t meghaladó árvízhozamokat az Öreg­Dunába eresztették le.
Vízszintek	· a vízszintek hirtelen csökkenése 2­3 méterrel (CEC, 1993a)
Vízsebességek	· a vízsebességek a korábbi 1,2­2,0 m/s­ról kb. 1,0 m/s­ra csökkennek le (CEC, 1993b); · csökkent áramlási sebesség az üzemvíz csatorna alvízi ágának csatlakozásánál
A vízhozamok és vízszintek változékonysága	· 1993 decemberéig 6 árvízi hozamot eresztettek le max. 2430 m3/s vízmennyiséggel; 1994. szeptemberig egy árvizet 1960 m3/s­al. · természetellenesen hirtelen hozam­ (és vízszint) növekedés és csökkenés az árvíz leeresztéskor
Meder stabilitás	· a Duna elzárását követően partszakadások következtek be, a hirtelen vízszint­csökkenés miatt; · a meder fokozatos degradációja várható, amint az Eredeti Tervnél már jelezték (Bacik et al, 1992)
Meder struktúra	· a kb. 200 m3/s vízhozamnak megfelelő meder fokozatos kialakulása; a Csúnynál gyors ütemben leeresztett ritka árvizek hatása miatti mederkárosodás
Vízmenti élővilág	· új vízmenti zóna kialakulása, amely jobban alkalmazkodik az árvizekhez, mint az Eredeti Terv szerint lett volna

Öreg Duna

A hidromorfológiai hatás tekintetében nincsen lényeges különbség az Eredeti Terv és a C­Változat között. A folyó elzárását követően az Öreg Dunába vezetett vízhozamot az alapértéken, 200­250 m³/s értéken tartották, az első évben a vegetációs időszakban ezt 350 m³/s­re növelték. Az 1994 év folyamán a vízhozam mintegy 200 m³/s volt, ezt a nyár folyamán sem növelték. A bősi hat vízturbina kapacitásának megfelelően, az árhullámok 3000 m³/s feletti részét vezették az Öreg Dunába.

Bár a folyómeder változásáról nincs mérési adat, várható, hogy a meder a vízhozam alapértékének, valamint az árhullámok ide vezetett részének megfelelően fog átalakulni. Nagyobb változások várhatók a ritka (nagyobb) árhullámok idején. A növényzet az áradások közti időben a folyómeder korábban elárasztott területén növekszik és terjed, csökkentve ezen mederterület vízszállító képességét.

Bár a folyó vízhozamának egy tizedétől egy ötödéig terjedő részét vezetik az Öreg Dunába, a C­ Változat üzeme által biztosított napi vízszintnövekedés elégtelen az árterületi élővilág életkörülményeinek fenntartására. Ezen felül, a görgetett hordaléknak a tározóban történt visszatartása miatt közép­ és hosszútávon hasonlóan tönkremegy, degradálódik a folyó medre is.

A "víz alatti gátak" hatásával később, a 2.5 Fejezetben foglalkozunk.

A Szigetközi árterület

Az Eredeti Terv káros hatásaival összevetve, a C­változat megvalósítása, beleértve a korrigáló intézkedéseket is, nem fogja javítani a Szigetközi árterület helyzetét. A 200­250 m³/s vízhozam azt eredményezte, hogy a folyómenti terület talajvíz szintje lényegesen süllyedt (3.14 tábl.). Továbbá, az árvizek nem tartanak olyan soká, hogy a talajvíz hatékonyan pótlódjon.

A magyarországi oldalon a kiszáradás folyamata, amely az 1960­as évek közepe táján kezdődött a folyómeder túlzott kotrása következtében, mindenképpen oda vezet, hogy a vizenyős területek teljességgel elvesznek. A szlovákiai oldalon, a mellékágrendszer duzzasztása lényegesen meg fogja változtatni a folyóparti vizenyős területek jellegét. (4. Fejezet).

2.7 Táblázat. A C­Változat hidrológiai hatása a Szigetközi árterületen

SZIGETKÖZI ÁRTERÜLET
Vízhozam	a mellékágrendszer állandó vízpótlása: 2­10 m3/s a magyar oldalon a csúnyi zsilipen leeresztett 1800­2500 m3/s vízhozamnál néhány mellékágba vízpótlás a Dunából vízáramlás néhány mellékágban 2500­3500 m3/s vízeresztés esetén majdnem minden mellékágban vízáramlás 3500­4500 m3/s vízeresztésnél (CEC, 1992)
Talajvíz tükör	a Dunához közeleső területeken a 250 m3/s vízhozam szintjének megfelelő talajvízszint csökkenés legalábbis a magyar oldalon a mellékágrendszerből elégtelen vízmennyiség jut a talajvíz pótlására; 1994 júliusa óta a Szigetközbe vizet szivattyúznak a Dunából a mellékágakban megvalósított kaszkád rendszerrel a szlovák oldalon magasabb talajvíz szintet tartanak mindkét oldalon jelentős területeken feliszapolódás várható
Talajvízszint ingadozása	mellékágakban az árvízhozamok tartózkodási ideje túl rövid ahhoz, hogy jelentős talajvízszint ingadozást okozzon
Árterület morfológiája	1967/68­ig a mellékágak "átöblítése" során évente többször volt kisebb­nagyobb kimosódás, feltöltődés, oldalirányú medervándorlás; ez ma már ritka esemény mivel az árvízhozamok megoszlanak az üzemvíz csatorna és az Öreg Duna között a csúnyi Tározóban rakódik le a lebegtetett hordalék jelentős része, ezért csak igen kevés jut az árterületre
Árterület természeti környezete	a magyarországi Szigetközi árterület majdnem minden nedves területe rövid idő alatt kiszárad a vízhozamban részesülő oldalágak viszonylag keskeny partmenti csíkjai képesek csak megtartani a vizenyős terület jellegüket szlovák területen a duzzasztott mellékágakban a vízszint ingadozás kimaradása folytán a korábbi folyómenti vizenyős területek elvesztik eredeti jellegüket a természetes élővilág fejlődése megreked, a vízhozam, a vízszint változás, valamint a lebegőanyagok lerakódása dinamikájának megszűnése miatt

2.4.3 A C -VÁLTOZAT HATÁSA A HAJÓZÁSRA

1992 októbere vége óta, a Duna elterelését követően a hajózás az üzemvízcsatornán, a bősi hajózsilipen át történik. 1994 elején mindkét zsilip hibája miatt több héten át szünetelt a forgalom, mivel az I. ütem elégtelen készültsége miatt az Öreg Duna alkalmatlan volt a hajózás lebonyolítására ( a csúnyi létesítmények közül a hajózsilip hiányzik).

A víznek az üzemvíz csatornába való terelése óta Szap alatt az 1808­1800 fkm között több gázlón deciméterekkel csökkent a kisvízi hajózási mélység.

2.4.4. ÁRVÍZVÉDELEM A C-VÁLTOZATNÁL

(Laczay, 1994 és OVIBER, 1994 szerint)

Árvízlevezetés

Míg a dunakiliti duzzasztógát alkalmas volt arra, hogy az összes árvizet az előzetesen tervezett módon levezesse, a csúnyi létesítmények még nem készültek el, amikor a Dunát 1992 október 27.­én elterelték. Az I. ütemben a csúnyi tározóból az árvíz leeresztésére csak a dunai beeresztő zsilipet és az árvízleeresztő zsilipeket (valamint a Mosoni Duna vízkivételi művét) használhatták. Ráadásul, a folyó elterelésekor az árvízi zsilipek építése még nem fejeződött be. Amint az a CEC Munkacsoport 1992 november 22­i jelentésében (8. old.) olvasható, az árvízi zsilip 20 tervezett szegmenséből öt még nem volt beszerelve, továbbá csak tíz tábla rendelkezett 50 m helyett 10 m­es alvizi medervédelemmel. Ebben az időben Bősön már 5 turbinát szereltek fel, ezek mindegyike 610 m³/s kapacitással rendelkezett, továbbá a két hajózsilip maximális vízleeresztési kapacitása 1970 m³/s volt (CEC, 1992, 4. old.). A különböző források a turbinák kapacitását 500­ 610 m³/s között adják meg; az OVIBER számításainak alapja 570 m³/s volt (1994).

A C­változat árvízlevezető kapacitását az Eredeti Tervnek megfelelő biztonsági előírások szerint kell értékelni (2.3.3. Fejezet). Ez azt jelenti, hogy a 100 éves és az 1000 éves ár levezetésénél nem szabad a meglévő teljes kapacitást figyelembe venni és a tározótöltés megfelelő szabad magassággal kell, hogy rendelkezzen. Továbbá, szükséghelyzetben a csúnyi létesítményeknek önmagukban is le kell vezetniök a 100­éves árvizet.

Ez nyilvánvalóan nem érvényes a C­változat I. ütemére. Az üzemelési utasítás, amelyet a Szlovák fél adott át a Határvízi Bizottságnak 1993­ban, azt állítja, hogy a 100­éves árvízből (amely a számítások szerint 10600 m³/s) 4820 m³/s­ot kell Bősön keresztül levezetni. Ez azt jelenti, hogy a 6 már felszerelt turbina közül 5­öt és mindkét hajózsilipet kellene használni, azaz a teljes kapacitás 89%­át, az eredetileg tervezett 50%­os levezetési kapacitás helyett. Ebben az esetben Csúnynak 5780 m³/s­ot kellene kinyitni a meglévő 6085 m³/s kapacitásból, ami az utóbbinak 95 %­a (CEC, 1992). Ez a vízlevezetési kapacitás ténylegesen még nem volt meg közvetlenül a Duna elzárása után; a csúnyi létesítmények az 1992­es novemberi árvíz 2250 m³/s vízhozamával is alig tudtak megbirkózni.

Az OVIBER számításokat végzett az I. ütem vízlevezető kapacitására, az Eredeti Tervben elfogadott biztonsági előírásokkal (2.8. Táblázat). A számítások azt bizonyították, hogy a mértékadó árvizet az I. ütemben az Eredeti Terv előírta biztonsággal nem lehet levezetni. Továbbá, szükséghelyzetben a dunakiliti gát képes lett volna a 100­éves árvizet ­ kisebb szabad töltésmagassággal ­ egyedül is levezetni. Az I. ütemet tekintve, ez a csúnyi létesítmények jelen állapotában lehetetlen.

A II. ütem befejeztével (1995 végén?) a csúnyi létesítmények képesek lesznek arra, hogy további 6300 m³/s vízhozamot bocsássanak le a hajózsilipen, a duzzasztóművön és a kis turbinákon át (CEC, 1992). Ebben az esetben a teljes vízlevezető kapacitás 17.585 m³/s­ra növekszik, ami több, mint a számított 10000­éves árvíz

Megállapítható, hogy a Szlovák fél többlet kockázatot vállalt azzal, hogy a C­változatot az I. ütemben, az árvízlevezető műtárgyak befejezése nélkül üzembe helyezte. Abban az esetben, ha a vízszint ellenőrizetlen módon a tározó töltését meghágná, a Szigetköz jelentős védett területeit fenyegetné elöntés.

A Duna elzárását követően három alkalommal volt jelentős árvíz. Az I. ütem elégtelen árvédelmi létesítményeit tekintve, csak a jószerencsének köszönhető, hogy a szokatlan novemberi áradás nem okozott több kárt. Annak ellenére, hogy csak 2250 m³/s vizet kellett a csúnyi duzzasztógátnál leereszteni, mintegy 3 millió m³ mederanyagot mosott el a víz a főmedri és a hullámtéri zsilipek alvizi medréből. Hosszabb ideig tartó áradás komolyan veszélyeztethette volna a zsilipeket is A védelmi létesítményekben, a mellékágak kereszt­gátjaiban esett kár a magyarországi oldalon meghaladta a 11 millió Forintot. Ennek az eseménynek a hosszabbtávú hatásait a 2.4.2 Fejezetben tárgyaljuk.

1993 júliusában 5100 m³/s maximális hozammal egy szokásos nyári árhullám vonult le. Annak ellenére, hogy megegyezés létezik a közös árvédekezésre, nem érkezett előzetes értesítés a csúnyi árvízleeresztésről. Néhány óra alatt az Öreg Duna vízhozama 350­ről 1600 m³/s ­ra nőtt, ezt egy 750 m³/s­os csökkenés követte, a következő két napon belül újabb 1600 m³/s­os vízhozam növekedés volt tapasztalható. A vízszint gyors változásai a magyarországi mellékágakban az 1992 novemberében történtekhez hasonló károkat okoztak.

2.8 Táblázat. Az árvíz levezetésének biztonsági szintje a C­változat I. ütemében (az OVIBER 1994. évi számításai alapján)

 

Mértékadó árvíz	Bős	Csúny	Szabad magasság	Tényleges vízhozam kapacitás	Hiányzó kapacitás
100­éves 10600 m3/s	vízleeresztés a 3 turbinán (50 %), 1 hajózsilip beleértve a töltő rend­szert (50%) Kapacitás: 3,530 m3/s	vízleeresztés az ártéri zsilip 15 tábláján (75%); a főmedri zsilip 3 tábláján (75%); kapacitás: 5,310 m3/s	1,5 m	8840 m3/s (a mértékadó árvíz 83%­a)	1,760 m3/s
1000 éves 13600 m3/s	vízleeresztés a 3 turbinán (50 %), 2 hajózsilip beleértve a töltő rend­szert (100%); kapacitás: 4,630 m3/s	vízleeresztés az ártéri zsilip 18 tábláján (90%), a főmedri zsilip 3 tábláján (75%); kapacitás: 6,150 m3/s	0,5 m	10,780 m3/s (83 %­a a mértékadó árvíznek)	2,230 m3/s

Jéglevezetés

Amint arról a 2.3.3. Fejezetben már szó esett, a jégtáblák és az összetört jég levezetése nem könnyű feladat és a nagy víztározók kedvező lehetőséget teremtenek összefüggő jégtakaró kialakulására. A szlovák hatóságok tájékoztatása nem kielégítő arról, miként kívánják a jeges árvizeket kezelni. Hasonló üzemrendet tételezve fel, mint amit eredetileg Dunakilitinél terveztek, bizonyos kérdések merülnek fel.

Csúnynál a főmedri és a hullámtéri zsilipek küszöbmagassága 126,5 m ill. 128 m B.f., a dunakiliti 120,7 m­rel szemben. Ez azt jelenti, hogy a tározó szintjét nem lehet kellően csökkenteni a zajló jég biztonságos leeresztéséhez ( ugyanis a küszöbök fölött 2 m­nél kisebb vízmélység nem tekinthető biztonságosnak). Más szempontból viszont, 130 m­nél magasabb tározó szintnél a vízáramlás sebessége nem elegendő ahhoz, hogy a jég a nyílások felé haladjon.

A dunakiliti zsiliptáblákkal ellentétben, a csúnyi szegmenstáblákon nincs billenőtábla, amely sokkal pontosabb működtetést tenne lehetővé. Ezen felül nem épültek terelőgátak, amelyek az összetört jeget a csúnyi kapuk felé irányítanák.

Ezek az állapotok veszélyes helyzetet teremtettek 1993 januárjában, amikor az úszó jégtáblák összetorlódtak a csúnyi műtárgy előtt és a jég az üzemvíz csatorna felé fordult. A 11,2­13,4 csatorna km­nél mintegy 1,5­2 m vastag jégtorlasz jött létre, amelyet jégtörővel sem lehetett megbontani. E miatt a hajózás egy hetet szünetelt, amíg az olvadás a jégtorlaszt eltávolította.

A fentiekből az a következtetés vonható le, hogy a C­változat műtárgyai nem képesek az Eredeti Tervben szereplő, a jég levezetésére vonatkozó követelményeket teljesíteni, ami a hajózás szüneteléséhez vezethet.

2.5 KÁRENYHÍTŐ INTÉZKEDÉSEK ÉRTÉKELÉSE (“FENÉKKÜSZÜBÖK”)

A “fenékküszöb” vagy víz alatti gát azt a tényt kívánja takargatni, hogy ezek a javasolt műtárgyak néhány méter magas fix gátak, fölöttük több kilométer hosszú duzzasztott szakasszal (2.9. Táblázat). "Normális" áramlási viszonyok közt, azaz 50 ­ 200 m³/s vízhozam az Eredeti Terv szerint és 200 m³/s körül a C­változatban, az Öreg Duna valójában duzzasztott tározók sorozatává alakulna (2.7. ábra). Tény, hogy készültek tervek arra, hogy valamennyi gátba kisteljesítményű vízi erőművet is építsenek.

A Felső Rajnán, Rhinaunál épült vízlépcsőnél (3. Tabló), hasonló gátakkal szerzett tapasztalatok szerint azok nem javítják a vártnak megfelelően a partmenti terület talajvizének szintjét. Kalkowski (1986) hasonlította össze a rhinaui vízlépcsőnél a folyó és a talajvíz szinteket a jelenlegi és a 20 évvel ezelőtti ­ tehát a vízlépcső megépítését megelőző időkből származó ­ adatok alapján. (A vízlépcső 1964 óta működik).Megállapításai a következők:

­ a duzzasztott szakaszok felső végénél a mért vízszintek 1500 m³/s teljes vízhozamig (vagyis 15 m³/s a “régi Rajnában”) alacsonyabbak, mint a gát megépítése előtt az évi átlagos értékek voltak;

­ a gátak még az árhullámoknál is hidraulikailag hatékonyak (azaz duzzasztanak) és semmilyen vízhozamnál sincs folytonos vízszint;

­ a talajvíz szintjének esése nem követi a gátaknál a felszíni vízszint esését,

­ a talajvíz szintjét a tározók felső végének alacsony vízszintje határozza meg és hatástalan reá a gát feletti duzzasztott vízszint. Például, a csatorna mellett az évi átlagos talajvízszint az 1976­os száraz évben közel azonos volt a csatornázás előtt, 1961­ben észlelt rajnai kisvízszinttel, bár a keresztgátak megépítésével a folyó vízszintje a korábbi átlagos vízszintekhez képest 70­80 cm­el növekedett.

Ezek a megfigyelések arra utalnak, hogy a "víz alatti gátak" megépítése nem alkalmas arra, hogy a talajvíz szintjét tekintve a folyók eredeti vízjárását visszaállítsa. Figyelembe véve a vízszint ingadozásának kimaradását az 1500 m³/s vízhozamig (a Rajna ezen szakaszának átlagos vízhozama 1100 m³/s), a "fenékküszöb" okozta változás jelentős hatást gyakorolt a talajvíz járására, ami viszont nagyban befolyásolta a vizenyős területek ökoszisztémáját.

2. Táblázat A Szlovák fél által javasolt fenékküszöbök helye, magassága és hossza (CEC, 1993)

 

Hely (fkm)	Magasság (m)	Hossz (m)
1814,21	5,85	210
1816,60	3,10	290
1821,30	3.80	270
1824.43	4,95	270
1828,35	4,05	270
1831,70	3,95	300
1834,90	4,15	230
1843.00	4,05	300

A 2.7. ábrán láthatók a vízszinteken kívül az Öreg Duna vízsebesség­profiljai 50, 200 és 350 m³/s vízhozam mellett, fenékküszöbökkel és anélkül, amint azt a Szlovák fél javasolta (2.9 Táblázat). A grafikonokból három jelenség vehető ki, ezek:

­ fenékküszöbökkel a víz áramlási sebessége mintegy harmadára csökken a duzzasztás nélküli állapothoz képest,

­ fenékküszöbök nélkül az áramlási sebesség változékonysága lényegesen nagyobb,

­ a duzzasztás a Dunát az alvízcsatorna csatlakozásától felfelé az 1820­1825 fkm­ig befolyásolja.

Az Öreg­Duna medrének morfológiáját az új viszonyok között a vízsebesség nagysága és változékonysága határozza meg. A "víz alatti gátak" építése rendkívül egysíkú lefolyási viszonyokhoz vezetne aminek következtében nagyon egyhangú mederbeli életviszonyok alakulnának ki. Az év nagyrészében uralkodó kisvizek miatt a maradék vizes meder nagy része feltöltődne, majd az árvizek ennek a finom lerakódásnak a legnagyobb részét elmosnák. Igy a "fenékküszöbök" sorozata nem jelentene mást, mint duzzasztott szakaszokat egy kis folyóban, a vízi élővilágban várható jól ismert változásokkal.

 

ÖREG DUNA Ordináták. a baloldali ábrákon: z (m/s) Jobboldaliakon: v (m/s) Abszcissza: x (fkm) Hosszanti profil Q = 50 m3/s Q = 200 m3/s Q = 350 m3/s

2.7 ábra Az Öreg Duna vízszintjei, vízsebesség profiljai fenékküszöbbökkel és anélkül 50, 200 és 350 m³/s vízhozamnál (a bősi turbinák csúcsrajáratása nélkül), (a VITUKI Consult RT., 1994, alapján)

2.6 ALTERNATÍV ÜZEMELÉSI STRATÉGIÁK

2.6.1. A MEDER DEGRADÁCIÓJA

A Szlovák Emlékeztető azt állítja, hogy a folyómeder degradálódása az egyik fő oka a B/N projekt megvalósítása szükségességének (SM, 1.18, 2.85, 2,86.). Fentebb láttuk, hogy a Duna magyarországi szakaszán a folyómeder szintje szoros összefüggésben van a hordalék lerakódásával valamint a kotrás hatásaival. Nincs jele annak, hogy a folyó által szállított hordalék csökkenése vagy a folyó szabályozása a meder károsodását okozta volna. A szlovákiai folyószakaszról nem lehet biztonsággal következtetéseket levonni azért, mivel a kotrásról nem állnak rendelkezésre adatok. Abban az esetben, ha a folyómeder erózióját más módon kell megakadályozni, mint a folyami kavics ipari kotrásának megszüntetése, a nemzetközi gyakorlat más, kevesebb kárt okozó megoldásokat is ismer, mint duzzasztógátak építése (Kern, 1994b).

A Felső Rajnán a vízlépcsőrendszer építése 1977­ben fejeződött be az Iffezheim­i vízlépcső megépítésével. 1975­ben Franciaország és Németország egyezményt írt alá Neuburgweier mellett egy újabb vízlépcső építésére, elsősorban azért, hogy megakadályozzák a folyónak Iffezheim alatti erodálódását. Már 1970­ben Karl Felkel egy cikket közölt a következő címmel: “Mozgó meder eróziója megakadályozásának lehetőségeihez való hozzászólás ­ a példa a Rajna folyó felső szakasza” (Felkel, 1970). 1975­től a Gambsheim­i, 1974­ben üzembeállított vízlépcső alatt kísérleteket végeztek hordaléknak az erodált folyammederbe való visszahelyezésével, mesterséges pótlásával. Németország és Franciaország 1978­ban megegyezett abban, hogy a kísérleteket az Iffezheim­i vízlépcső alatt folytatják. 1982­ben mindkét ország aláírta azt a módosítást, miszerint Iffezheimnél folytatják a hordalék mesterséges pótlását, ahelyett, hogy Neuburgweiernél új vízlépcsőt építenének. Ezt a döntést nemcsak ökológiai, de gazdasági meggondolások is indokolták.

1978 és 1992 között 2,3 millió m³ kavicsot juttattak a folyómederbe. Ennek eredményeképpen a hajózás szempontjából fontos kisvíz szintje az előírt határok közt volt tartható. A folyómeder folyamatos ellenőrzése igazolta, hogy a hordalék pótlása gazdaságos ellenszere lehet a meder eróziójának

A Felső Rajnai példán felbátorodva – annak ellenére, hogy csak csekély eróziót észleltek – a Duna ausztriai szakaszán előzetes kísérletekbe kezdtek, hogy az utolsó vízlépcső alatt a folyót stabilizálják. A Felső Rajnaitól eltérően az osztrák hordalékpótlást úgy tervezik, hogy egy durvább védőréteggel állandó "mederpáncélozódást" hoznak létre, amely ellenáll nemcsak az árvizek elsodró erőinek, hanem a hajócsavarok keltette kimosásoknak is. Modellvizsgálat is bizonyította ennek a megoldásnak a hatékonyságát (Kern, 1994b).

2.6.2 HAJÓZÁS

(Laczay, 1994a, szerint)

Mind a Duna Bizottság, mind az Európai Gazdasági Közösség szabályai 2,5 m­es hajózási mélységet, valamint a hajógerinc alatt legalább 0,2 m biztonságot igényelnek. Az EGK és a DB 80 m ill. 100 m hajóút szélességet ajánl.

Az 1960­as évek elején elfogadott szabályozási koncepció (2.2.3. fejezet) szilárd tudományos és szakmai alapon állt. Tekintettel a B/N Projekt nyomán várt duzzasztásra, a szabályozási művek építését nem terjesztették ki az egész szakaszra. Az 1842­1816 fkm között Rajkától Szapig, ahol a szabályozási munkákat összefüggően végrehajtották, a hajózási viszonyok javultak és elfogadható mértéket értek el. Néhány szélesség­hiányos szakasztól eltekintve, nem volt nagyobb akadály, vagy “szűk keresztmetszet” ezen a szakaszon. A dunakiliti környéki két gázlót a duzzasztógát hozzá­ és elfolyó csatornájának építése okozta.

A hajózható folyók hagyományos szabályozási koncepcióinak újraértékelése alkalmával, a VITUKI (1991) arra a következtetésre jutott, hogy a tradicionális szabályozás a folyó csatornázása, nagyműtárgyak építése nélkül hatékony lehet, de igen gondos morfológiai vizsgálatokat kell ennek érdekében végezni. A Duna­szakasz feltöltődő jellege miatt valószínűleg folyamatos fenntartási munkára lesz szükség. Hasonló következtetésre jutott egy nemrég befejezett magyar ­ holland tanulmány. (Delft, 1994.)

Altalános gyakorlat a folyók hagyományos szabályozásában, hogy a hajózás érdekében valamelyes mederkotrást végeznek. Pl. a Rajna, a világ legforgalmasabb víziútja medrét állandó jelleggel kotorják, hogy a hajózáshoz szükséges vízmélységet fenn tudják tartani (BMV, 1987).

2.6.3 ÁRVÍZVÉDELEM

Az árvízvédelmet tekintve nincs és nem volt szükség a B/N Projektre. A C­változat I. ütemének ideiglenes volta ellenőrizetlen árvízlevezetést eredményezhet, még a Szigetköz védett területein is.

A viszonylag nagy víztározó létrehozásával a folyó jég­helyzete rosszabbodott. A korábbi helyzethez képest szinte valamennyi télen számítani kell szilárd jégtakaró kialakulására. A tározó jegének leeresztése kényes feladat, ami többlet kockázatot jelent még akkor is, ha megfelelő létesítmények állnak rendelkezésre és a végrehajtott műveletek is szakszerűek. A C­változat I. ütemének műtárgyai nem elégítik ki az Eredeti Terv szerinti követelményeket sem.

A Győr alatti Duna­szakaszon a magyar oldalon van néhány terület, ahol az árvízvédelem elégtelen és a védőtöltés magasítása szükséges. A szlovák oldalon a tározótöltések ezen a szakaszon azután készültek el, hogy Magyarország felmondta a B/N Projektet. Ez Magyarországot kedvezőtlen helyzetbe hozta, ugyanis ezek a tározótöltések 0,2 ­ 0,6 m­rel magasabbak, mint a 100 éves árvíz által megkívánt szint. Ezért Magyarország arra kényszerül, hogy ennek a szakasznak a töltéseit hasonló mértékben magasítsa s ezzel megelőzze azt a fokozott és elfogadhatatlan kockázatot, amelyet egy magasabb szintű (a magyaroldali gátat meghágó) árvíz jelentene.

2.7 KÖVETKEZTETÉSEK

A Szlovák Emlékeztető állítja, hogy a B/N Projekt az egyedüli ésszerű megoldása annak, hogy

­ a folyamszakasz energiáját kihasználják,

­ megoldják az árvízvédelem problémáit,

­ csökkentsék a hajózás nehézségeit, és

­ a folyammeder romlását orvosolják.

ÁRVÍZVÉDELEM

E fejezet rámutat arra, hogy az árvízvédelem gondjainak megoldásához nem volt szükség erre a projektre. A nagyobb árvizeket követően a töltéseket megerősítették, ez azt eredményezte, hogy az árvízvédelem megfelelő szintet ért el a Szigetköz árvízveszélyes területein. Győr alatt kisebb árvízvédelmi feladatokat kell megoldani. Tény, hogy a nagyméretű víztározó létrehozása megnövelte a jéggel kapcsolatos gondokat, és a C­változat befejezetlen volta, az un. I. ütem többlet kockázatot jelent mind a két oldalon.

HAJÓZÁS

Bizonyítható, hogy a hajózás még fennálló akadályai megszüntethetők a hagyományos szabályozás módszereivel, beleértve rövid folyószakaszokon a rendszeres fenntartási munkákat is. A Duna Bizottság által a szabadfolyású szakaszokon megkívánt vízmélység duzzasztógátak nélkül is biztosítható. Nincs tehát ok arra, hogy a fontos nemzetközi víziút szűk keresztmetszetéről beszéljünk. A megmaradt szélességi és kanyarulati nehézségek óvatos navigálással megoldhatók. A Dunának az üzemcsatornába való terelése Szaptól lefelé néhány további gázló létrejöttét okozta.

MEDERERÓZIÓ

Eltérően a Rajna folyónál tapasztaltaktól, a magyar­szlovák szakaszon a Duna medrének erózióját, a következményes kisvízszint süllyedést a nagymérvű kavicsbányászat és a gázlók kotrása okozta és nem a folyó szabályozása vagy a folyó felsőbb szakaszain lévő vízlépcsők hordalék­visszatartó hatása. A csökkenő vízszintet a B/N Projekt egyszerűen kompenzálja azzal, hogy duzzasztja a szabadon áramló folyót, beleértve a mellékágak rendszerét, ugyanakkor nem fordít figyelmet a vizenyős területek ökoszisztémájának alapvető szükségleteire. Mindazok, akik a “Mentsük meg a Duna belső deltáját” szlogent hangoztatják, egyszerűen nem vesznek tudomást a B/N Projekt káros környezeti hatásairól.

ENERGIATERMELÉS

A B/N rendszer egésze az energia termelésére volt optimalizálva. Mind a nagyméretű víztározó, az üzemvíz csatorna méretei, mind pedig a Nagymarosi vízlépcső a csúcsrajáratás célját szolgálta. A Projekt tervezői elfogadták azt, hogy a nagymarosi tározó vízszintjének napi ingadozása 4,5 m, a vízszint gyors emelkedését és süllyedését a bősi csúcsrajáratott erőműből leeresztett vízhozam okozza. A turbinák működésének optimalizálása folytán az elhagyott folyómederbe az év döntő részében csupán 50 m³/s vízhozam jut. Ebben a fejezetben hangsúlyoztuk azt a pusztító hatást, amely a vízi és a szárazföldi növényzetet és az állatvilágot éri. Még Nagymarosnál is jelentős csúcsüzemeltetést terveztek, nagy változékonyságú leeresztéssel a szabad folyású szakaszra. A csúcsrajáratás méretei példa nélküliek az európai síkvidéki hajózható folyóknál, ellentétben azzal a szlovák állítással, hogy a B/N Projekt éppolyan "normális" vízlépcső rendszer, mint mások Európában.

IRODALOM

Bacik, J., J. Topolska, M. Lukac. 1992. Morfológiai változások előrejelzése az Öreg­Duna medrében a gabčíkovoi vízerőmű üzembelépése után. Német nyelven. Proc. of the XVI. Conf. of Danube Countries on Hydrological Forecasting and Hydrological Basis of Water Management. Kelheim. Germany, May, 1992. Pp.599 ­ 606.

BMW Közlekedési Minisztérium, Belvizi Hajózási Főosztály, 1987, 1988. A Rajna vízhozam­ és hordalékjárása. Német nyelven. Final Report. Bonn, July 1987. Nem közölt tanulmány.

Bognár, S., L. Rákóczi. 1988. Mederkimosás és feltöltődés előrejelzése két együttműködő vízerőmű közötti folyószakaszon. Proc. Of the International Conference on Fluvial Hydraulics. Budapest, 30 may ­ 3 June, 1988, pp. 237 ­ 242.

CEC Az Európai Közösség Bizottsága. 1992. Független szakértők munkacsoportja a G/N projekt C­változatához.. WORKING GROUP PROJECT. Budapest, November 23, 1992. HM, Volume 5, Part 2, Annex 14.

CEC 1993a. Vízgazdálkodási és megfigyelőrendszer szakértői munkacsoportja, G/N projekt. ADATGYŰJTÉS. Budapest November 2, 1993.

CEC 1993b. JELENTÉS AZ IDEIGLENES VÍZGAZDÁLKODÁSI RENDSZERRŐL. Budapest, December 1. 1993. HM. Volume 5, Part 2, Annex 19.

Delft Hydraulics, Frederic R. Harris, VITUKI. 1994. Dunai Környezeti és Hajózási Projekt. ­ Megvalósíthatósági Tanulmány, Rajka ­ Budapest, B1 szakasz: Szap­Ipoly torok. Zárójelentés. Budapest, August 1994. Nem közölt tanulmány.

DVWK Német Vízgazdálkodási és Kultúrmérnöki Társaság, 1987. Mértékadó árvíz – a nemzetközi gyakorlat összehasonlítása. Német nyelven. Schriften Vol 62, Paul Parey Publisher, Hamburg, Berlin, pp. 1 ­ 62.

Felkel, M3/S. 1970. Mozgómeder eróziójának megelőzési lehetősége hordalékpótlással ­ A Felső­Rajna, mint példa. Német nyelven. Mitteilungsblatt der Bundesanstalt für Wasserbau. 30 Karlsruhe, pp. 21 ­ 29.

Kalis, J., M. Bacik. 1992. Feliszapolódási problémák a G/N Rendszer megvalósításánál. Proceedings of the International Grain Sorting Seminar. October 21 ­ 26. 1991. Mitteilungen 117. VAW ETH Zürich, pp. 314 ­ 329. Volume 4, Part I. Annex 5.

Kalkowski. 1986. Mi a speciális gátak hatása a talajvízszintre? A rajnai gátak példája. Német nyelven. Regierungspraesidium Freiburg. Department ­. Water resources Management. Report ­ 52/872/86, Freiburg. Nem közölt tanulmány. Volume 4. Part II. Annex 14.

Karadi, G.M., I.V. Nagy. 1993. A G/N Rendszer optimális üzeme. Proceedings of the International Conference. The Gabčíkovo ­ Nagymaros System ­ Intentions and Reality. Bratislava, September 7 ­ 9. 1993. Pp. 51 ­ 63.

Kern M3/S. 1994a. A G/N Rendszer hatása a folyó morfológiájára, hidraulikájára és az élővilágra. Készült a Magyar Külügyminisztérium számára. Karlsruhe, August 1994. Nem közölt tanulmány. Volume 4, Part I, Annex 6.

Kern M3/S. 1994b. Folyómeder erózió elleni beavatkozások műtárgyak nélkül – Felső­Rajnai és ausztriai tapasztalatok. Karlsruhe, September 1994. Nem közölt tanulmány. Volume 4, Part I, Annexes 7.

Laczay, I. 1994a. Hajózási problémák megoldása hagyományos szabályozással a Duna szigetközi szakaszán. Készült a Magyar Külügyminisztérium számára. Budapest, August 1994, Volume 4, Part I, Annex 8.

Laczay, I. 1994b. Árvízvédelem a G/N Rendszerben. Budapest, September 1994. Nem közölt tanulmány. Volume 4, Part I. Annex 9.

Mucha, I. 1993. Ideiglenes Vízgazdálkodási Rendszer, jelentés. Bratislava, November 28, 1993.

OVIBER Vízügyi Beruházó Vállalat. 1994. A C­változat hidraulikai értékelése. Budapest, January 1994. Nem közölt tanulmány.

Stancik, A., S. Jovanovic et al. 1988. A Duna hidrológiája. Német, angol, francia és orosz nyelven. Publishing House Piroda. Bratislava, pp. 1 ­ 272.

VITUKI 1991. A Felső_Duna rehabilitációja. Hajózási viszonyok Rajka­Szob között. Magyar nyelven. VITUKI jelentés 7613/1/1966, Budapest. Nem közölt tanulmány.

VITUKI. 1993a. A Felső­Duna szakasz és a szigetközi mellékágak hidrológiai és morfológiai vizsgálata. Összefoglaló jelentés. Magyar és angol nyelven. VITUKI Hydrological Institute, Budapest, March 1991.

VITUKI, 1993b ­ mint fent, 1. Függelék. A folyómeder morfológiája. Magyar és angol nyelven.

VITUKI, 1993c ­ mint fent, 2. Függelék. Hordalékvizsgálatok. Magyar nyelven.

VITUKI, 1993d ­ mint fent, 3. Függelék. Görgetett hordalék és vízszintek. Magyar nyelven.

3. FEJEZET
FELSZÍNI ÉS FELSZÍN ALATTI VIZEK

Fordítást lektorálta: Dr. Simonffy Zoltán

 

ÖSSZEFOGLALÁS

Pozsony alatt a folyómeder üledékkel való feltöltődése hozta létre a szigetközi és csallóközi vizenyősterületet („wetland” területet), amely egy mély, hordalékkúpon helyezkedik el és amely Közép-Európa legnagyobb jó minőségű felszíni alatti víztartója. Az oldalágak komplex rendszerét a Duna rendszeresen elárasztotta, ennek ellenére a Duna főága volt az, amely a talajvíz pótlásáról gondoskodott és az egész Kisalföld talajvízének szintjét meghatározta.

Az alsóbb szakaszon az alluviális víztartó réteg kisebb kiterjedésű, ennek ellenére a partiszürésű vízkészlet széles körben használt, így Budapest ivóvíz szükségletét is ez biztosítja. Továbbá megemlítendő, hogy van csekély kapcsolata Dunántúli-középhegység karsztvizeivel is.

A FELSZÍNI VÍZ MINŐSÉGE

A felszíni vízminőség hosszú idejű változása jelentős növekedést mutat a nitrogén és foszfor tápanyagok koncentrációjában, amely így már nem jelent korlátot az eutrofizáció számára. Az alga biomassza nagyobb mennyiségben jelent meg és a fitoplanktonok fajtái is megváltoztak. A bakteriológiai szennyezés is jelentkezik. Néhány nehézfém koncentrációja a vízben meghaladja a megengedett értékeket; hasonlóan az üledék nehézfémtartalmaidőnként az eltűrhető szint fölé emelkedik. A finomszemcsés üledékfrakcióban állapítható meg a szennyezőanyagok legnagyobb koncentrációja.

Kezdetben a környezeti hatásvizsgálatokban elhanyagolták az Közös Egyezményes Terv (KET) vízminőségre gyakorolt hatását, ezt még manapság sem vizsgálták ki teljességgel. Példaképpen szolgáljon a csúcsrajáratás hatása a Mosoni-Dunára. A folyó folyásirányának megfordulása valószínűleg elfogadhatatlan vízminőséget eredményezne a bevezetett szennyvíz és csapadékvíz miatt. A következő példa a gát létesítésének az az eutrofizációra gyakorolt hatását kívánja bemutatni. A szimulációs vizsgálatok a dunakiliti tározó létesítése folytán az alga biomassza megduplázódását jelzik, a biomassza megnövekedett biokémiai oxigén igénye meghaladhatja a folyóba juttatott szennyvíz ilyen jellegű hatását. Mindenesetre, figyelembe kell venni ezeknek az eredményeknek a nagy bizonytalanságát.

Előre láthatóan a C-Változat hatása számos tekintetben hasonló, bár a C-Változat az eutrofizációt tekintve kevésbé kedvezőtlen. Az 1993 és 1994/-/ben végzett vízminőségi vizsgálatok trendje bizonyos mértékben ellenmondóak, ezért ezek a vizsgálatok elégtelenek a hosszú távú hatások megállapítására. A Mosoni-Duna vízminőségének kedvezőtlen megváltozása halpusztuláshoz vezetett.

FELSZÍN ALATTI VÍZ

A Duna elterelését megelőzően a Szigetközben és annak környezetében a talajvíz szintjét a Duna vízszintje határozta meg. Azon felül, hogy a növények vízszükségletét a talajfelszínhez közeli talajnedvesség látja el, a kapilláris emelés is jelentős forrása lehet a a növényzet természetes vízellátásának ott, ahol a talajvíz eléri a finom fedőréteget. A Duna jellegzetes szezonális vízhozam változásai nyáron alakították ki a maximális talajvíz szintet, amikor azt a növényzet leginkább igényelte.

Bizonyos mértékű felszín alatti vízhasznosítás folyik a Szigetközben, azonban a vízkészlet egyelőre igencsak kihasználatlan. A becsült kapacitás egy főváros szükségleteit, pl. Budapest igényeit fedezné. A lejjebb található kisebb kavicsteraszokat sokkal inkább kihasználják, különösen Budapest térségében.

A KET-nek a talajvízre gyakorolt hatásait szimuláció útján vizsgálták. A regionális áramlási viszonyok gyökeresen megváltoznak A felszíni alatti vizek elsődleges utánpótlódási forrásai a tározó és a mellékágak lettek. A tározó közelében a talajvíz szintjének emelkedése jelentkezik, viszont a magyarországi oldalon, A gyökérzóna kapilláris hatás révén történő nedvesítésének csökkenése vagy teljes megszűnése több mint 167 km² - t érint. Megjegyzendő, hogy ezeket az eredményeket érzékenyen érinti a medrek kolmatációja, amelyet a finomszemcsés üledék lerakódása okoz.

A további folyásirányban számolni lehet a karsztvizek romlásával, amelyet a Nagymarosi gát mögötti visszaduzzasztás okoz, azonban a fő hatás a partiszűrésű vízkészlet érinti, ezzel azonban külön kívánunk foglalkozni.

A C-Változatnak a Szigetközt és a közeli területeket érintő hatását értékelték . Ezek a hatások az összehasonlításul szolgáló korábbi Duna vízszintektől függően változó mértékűek. Középvizes időszakot tekintve mintegy 300 km²-t érintett a talajvízszint-süllyedés, míg nagyvizes időszakokat, összehasonlítva a 3 m-t meghaladó süllyedés 22 km²-re terjedt ki. 1990/-/nel összehasonlítva, 127 km²/-/en csökkent az talaj kapilláris úton történő vízellátása a növények intenzív fejlődése időszakában.

TALAJVÍZ MINŐSÉGE - A SZIGETKÖZ ÉS AHHOZ KÖZELI TERÜLETEKEN

Természetes körülmények között, a talajvíz pótlására szolgáló dunavíz kémiai minősége jó, ez határozza meg a jelenlegi talajvízminőséget. Az oldalágakban lerakódott üledék azonban jelentős kémiai változásokat okozott. A szerves anyagok bomlása oxigén felhasználásával jár; a reduktív körülmények elősegítik a vas, a mangán, az ammonium-ionok felszabadulását.

A KET-tel összefüggésben komoly gond merült fel a talajvíz minőséggel kapcsolatban . A dunakiliti tározóban felgyülemlő üledék bomlása, rothadása várható, ez a fentebb említett vízminőséggel kapcsolatos gondok forrása lehet. Ezt bizonyítják a nemzetközi tapasztalatok és ezt elismerte Szlovákia valamint a CEC Ténymegállapító Munkacsoportja is. A folyamatok előrejelzése ugyan igen bizonytalan, de a tározóban ennek előrefordulása valószínűsíthető. Ilyen hatásokat mindenesetre figyeltek az mellékág rendszerben, amely a talajvíz utánpótlás másik fontos forrása lett. Jelentős a kockázata annak, hogy a a felszin alatti víztartó évek vagy évtizedek során alkalmatlanná válik ivóvíz szolgáltatására.

A C Változat üzembe helyezése után a mellékágak környezetének talajvizében már elfogadhatatlan a vas, a mangán és az ammónium koncentrációja, némely esetben az arzén is megjelent.

PARTI SZŰRÉSŰ VÍZKÉSZLET

A partiszürésű vízkészletekkel kapcsolatban a kutak hozama és a víz kémiai minősége merül fel problémaként Azokon a helyeken, ahol a meder kavicsrétegeinek vastagsága csökkent, így pl. Budapest környékén, ahol a kutak hozama csökkent és fokozott a kockázata a szennyezőanyagok megjelenésének. A hordalék transzport változása miatt a kutak mellé finomszemcsés üledék rakódott le, ez a víz minőségének jelentős romlásával járt, mint azt a Szentendrei szigeten lévő surányi vízmű esetén megállapították.

A nagymarosi gát mögötti szakaszon lerakódó üledék, a számítások szerint befolyásolni fogja a meglévő vízművek vízminőségét. A hordalék transzport megváltozása miatt két meglévő kút vízminősége jelentősen romlott, ami feltehetően összefüggésben lehet a nagymarosi körtöltés felépítésével.

Nagymarostól lejjebb a folyómedret már korábban is kotorták, a szimulációs vizsgálatok további, erózió okozta mederkárosodást jeleztek. Ezek a hatások és a megváltozott üledék lerakódása együttesen jelentkezik. Megállapítható, hogy komoly a kockázata annak, hogy a Budapest vízellátását biztosító főbb kútcsoportok hozama csökken és vízminősége romlik.

3.1 BEVEZETÉS

3.1.1 A TERMÉSZETES RENDSZER

Amint azt a 2. fejezetben említettük, a Duna az Alpok és a Kárpátok közti kapun Pozsonynál lép be és a Kisalföldön keresztül a Dunakanyar után éri el Budapestet. (1.1 tabló, 5. kötet.) A folyó morfológiai fejlődése magyarázza a meder fokozatos feltöltődését és a a szigetközi és csallóközi komplex vizenyős területek (wetland” - területek) kialakulását. Geológiai időléptékben egy hatalmas hordalék kúp jött létre, amelynek mélysége a Szigetközben eléri a 600 m - t, és amely Közép Európa legnagyobb felszín alatti vízkészletével rendelkezik. Lejjebb, Gönyűnél a kavicsrétegek lényegesen vékonyabbak és nem összefüggőek, de ezeket széleskörűen hasznosították partiszürésű vízbázisokként, különösen Budapest vízellátása érdekében, ahol mintegy 800 kút hozama 1 millió m³ naponta.

A Pozsony és Budapest közti folyószakaszon szoros az összefüggés a felszíni és a felszín alatti vizek között. A hordalék kúp felszíni alatti vizének legfőbb utánpótlódási forrása a Duna főmedre. Ezért is a talajvíz szintjét elsődlegesen a Duna vízszintje határozza meg, és az időbeli változások a Duna vízjárását tükrözik. Ez lényegében a Szigetközre is érvényes, ugyan ott a helyzet meglehetősen összetett, ugyanis az a szövevényes mellékágrendszer a Duna magas vízállása esetén időnként feltelik.

A Duna vízjárása és az azzal összefüggő talajvízszintek uralkodó és meghatározó hatással vannak a környezetre. Amint azt az 5. fejezet tárgyalja, a talaj kifejlődésében is tükröződik. A 4. fejezet az ökológiának a hidrológiai jellemzőktől való függésével foglalkozik. Megjegyzendő, hogy ahol a talajvíz a talaj felszínének közelében helyezkedik el, ott azt a növényzet közvetlenül képes felszívni. Ha azonban a talajvíz finom textúrájú, talajban fordul elő, a kapilláris hatás folytán természetes úton juthat vízhez a növényzet. Ennek fokozott jelentősége volt mind a Szigetköz természeti ökológiájának kialakulása, mind a környék mezőgazdaságának fejlődése szempontjából.

Látható, hogy a régió, különösképpen a Szigetköz és az azzal szomszédos terület természeti rendszere, évszázados és még nagyobb időléptékű fejlődése során egy összetett, bonyolult egymásrahatásokkal jellemezhető rendszerré alakult.

3.1.2. A HATÁSVIZSGÁLAT METODOLÓGIÁJA

E fejezet célja, hogy megvilágítsa a felszíni és a talajvizekre vonatkozó ismereteinket a gát felépítését megelőző időszakra vonatkozóan, valamint hogy elemezze azokat a hatásokat, amelyekkel az a KET és a C-Változat megvalósítása együtt jár. Nem szabad azonban alulértékelnünk sem a probléma rendkívül összetett mivoltát, a fizikai, kémiai, biológiai összefüggéseket, amelyek közül jó néhányat nem is ismerünk kellően, sem pedig a metodológia jelentőségét.

A rendkívül bonyolult körülményeket jellemezni kívánva, megjegyzendő, hogy a Duna medrében folyó víz közvetlenül hatással van a talajvízre, de ugyanakkor befolyásolja a felszíni vizek minőségét, továbbá a kiülepedő, illetve erodált hordalék mennyiségét. Az üledék eloszlása, vastagsága megváltoztathatja a talajvíz és a felszíni vizek közti kapcsolatot, az üledék és a felszíni vizek kémiai változásai pedig lényegesen befolyásolhatják a talajvíz minőségét.

A metodológia szempontjából az egyedüli lehetőség, hogy az egymással bonyolult módon összefüggő folyamatokat, azok változását megismerjük, a a modellekkel végzett szimuláció, amely rengeteg mért adatra épül, azonban világosan kell ismerni az alkalmazott modell erős oldalait és korlátait. Az ilyen komplex rendszerek esetén az integrált modellek alkalmazása a kutatás élvonalában tartozó feladat és , figyelembe kell venni, hogy az ilyen komplex modellek bizonytalansági analízisének módszerei igen korlátozottak, egyúttal a bizonytalanság szintje igen magas lehet. Például, hordaléktranszport szimulációs módszerei ugyan jól kidolgozottaknak vehetők, az eredmények azonban, különös tekintettel a görgetett hordalékra, akár nagyságrendekkel is különbözhetnek egymástól. Az üledék által okozott kolmatációra kevés figyelmet fordítottak és nem rendelkezünk olyan alapokkal, amely lehetővé tenné a talajvízbe történő beszivárgás számszerűsítését. Az üledékben és a talajvízben lejátszódó reduktív folyamatok modellezése gyermekcipőkben jár, és ezek eredményeit legjobb esetben próbálkozásnak kell tekinteni. Magától értetődő, hogy a kombinált modelleket úgy kell tekinteni, , mint lehetőséget a bíróság tájékoztatására a változások hatásáról, azonban a bizonytalanság szintjét, a a kockázatelemzés részeként kell figyelembe venni.

Megítélésünk szerint, a modellezés integrált programja alapvetően szükséges az a KET környezeti hatástanulmányához. Ezt a magyar fél világosan elismerte (Somlyódy et al., 1989), ugyancsak elismerte a szlovák fél valamint a nemzetközi szakértők csoportja. Például Mucha (1990),. a talajvíz minőségét tárgyalva megjegyzi a folyamat bonyolult voltát, a szükséges ismeretek hiányát és a modellezés szükségszerűségét. “Továbbá, a talajvíz minősége szempontjából a biológiai és a mikrobiológiai aktivitás meghatározó szerepet játszik, figyelembe véve az egész rendszert a csapadéktól a folyókig, a talajt és magát a talajvizet... Hozzá kell tennünk, hogy magát a rendszert és a benne lejátszódó folyamatokat nem ismerjük teljes egészükben. Kétségtelen tény, hogy egy ilyen komplex rendszer csak egy modell segítségével vizsgálható...” A PHARE Projektet tárgyalva, Refsgaard et al. (1994) megjegyzi, hogy “ Azért, hogy megértsük és elemezzük a felszíni és a felszín alatti vízrendszerben a fizikai, kémiai és biológiai változások közt fennálló komplex összefüggéseket, , multidiszciplináris szakértelem szükséges, amely a fejlett matematikai modellezési módszerek ismeretével is párosul” és megállapítja, hogy az integrált modellezési rendszerrel szerzett információ “fontos alapja a hullámtér növényi és állatvilága elemzésének”.

Mucha világosan felismeri a modellezés határait és erős oldalait egyaránt. Folytatva az előbbi idézetet “...egy modell segítségével, amely vitathatatlan módon távolról sem írja le a folyamat valódi komplex mivoltát. Végül, de nem utoljára megállapítható, hogy nem vagyunk képesek meghatározni a természetvédelemről és a felszíni alatti vizek védelméről alkotott közös értelmezésünket .”

Mind a magyar, mind a szlovák fél erőfeszítéseket tesz, hogy fejlett modellezési módszerekkel írja le a potenciális hatásokat, a folyamatban lévő magyar vizsgálatokat a későbbiekben tárgyaljuk. Ismételjük azt a véleményünket, amelyet megerősített Mucha és Refsgaard et al. fentebb, hogy az ilyen modellezés ma, és ez 1989-ben is így volt, a környezeti hatásvizsgálat alapvető előfeltétele. Továbbá véleményünk, hogy egy ilyen vizsgálat alapvetően fontos eljárás volt a KET-et megelőzően. A tény azonban fennáll, hogy ez egyik oldalon sincs teljességgel elismerve.

3.1.3. A FEJEZET TÁRGYA

A következő részben röviden leírjuk a felszíni áramlási jellegzetességeit természetes állapotban, továbbá a KET(1.1 tabló, 5. kötet) valamint a C Változat (1.2. tabló, 5. kötet) (3.2 fejezet), esetében a felszíni vizek minőségét a 3.3 fejezetben foglaljuk össze, majd a következő fejezetben a felszín alatti áramlási rendszert vizsgáljuk (3.4), majd a Szigetköz és és környezetének felszín alatti vízminőségét elemezzük, (3.5)., végül az alsó szakaszon (Gönyűtől Nagymarosig, és Nagymarostól Budapestig) a partiszűrésű kutakra gyakorolt hatást értékeljük.

3.2 FELSZÍNI VIZEK HIDROLÓGIÁJÁNAK ÖSSZEFOGLALÁSA

(Klaus Kern)

3.2.1. A TERMÉSZETES RENDSZER.

A Duna vízjárását az évszakos ingadozás jellemzi, amelyet a folyónak az Alpok menti vízgyűjtője határoz meg, nagyvizes időszakokat okozva a nyár elején (évi közepes nagyvíz: 53000 m³/s) míg a kisvizes időszak télen jellemző (átlagosan 843 m³/s). A 3.1 ábra a pozsonyi vízmércén mért hosszú idejű átlagos havi vízhozamokat szemlélteti.

Átlagos havi vízhozamok 1981-1990, Pozsonynál Éves átlag Ordináta vízhozam (m3/s) Abszcissza hónap

3.1 ábra. 1981 és 1990 közti átlagos havi vízhozamok Pozsonynál

A KET készítésénél az alábbi, Pozsonynál és Nagymarosnál észlelt jellemző vízhozamokat vették figyelembe (KET, 0-1, 1977):

Pozsony Nagymaros

Időszak 1901-1950 1901 - 1950

Átlagos vízhozam 2025 m³/s 2421 m³/s

Legkisebb vízhozam (év) 570 m³/s (1948) 590 m³/s (1947) Legnagyobb árvíz(év) 10400 m³/s (1954) 8180 m³/s (1965)

20 éves árvíz 8750 m³/s 7650 m³/s

100 éves árvíz 10600 m³/s 8700 m³/s

1000 éves árvíz 13000 m³/s 10000 m³/s

10000 éves árvíz 15000 m³/s 11100 m³/s

Azt megelőzően, hogy az 1960 - as években a folyammeder süllyedése megkezdődött volna, számos mellékág nyitva volt. A vízhozam a szigetközi mellékágakban és a csallóközi ágrendszerekben, pl. a bősi szakaszon (1833 - 1816 fkm) mintegy 20 % - a volt a teljes 1005 m³/s-os vízhozamnak .1958 m³/s/ / nél, amely értéknél évente 168 napon át nagyobb a vízhozam, a mellékágak vízhozama elérte az 500 m³/s/ -/ ot. (Mucha, 1993).

A meder degradációját követően és a hajózás elősegítése érdekében elzárt kitorkollású mellékágak esetén, az ágrendszerbe való beáramlás küszöbértéke 2500 m³/s - re növekedett, ez az érték évente 75 - 100 napon át áll fenn.

A 3.1 táblázatban szereplő adatok az 1980 évben tapasztalt állapotokat jellemzik.

3.1. táblázat A Duna vízjárásának jellemzői 1980 - ban (CEC, 1992 és a Munkacsoport Jelentése 16 - 17 old. alapján )

Az áramlás jellemzői	Vízhozam (m3/s)	Vízszint Dunaremeténél (m)	Áramlási seb. Dunaremeténél (m/s)	Átlagos fennállás ideje (d/a)	Gyakoriság (eset/a)
Áramlás nagyrészt a - főmedren belül	< 1000	2,3	® 1,4	13 nap	Néhányszor évente
Áramlás a fő - mederben és az állandó mel - lékágakban	1000 - 1800	3,7	1,4 - 1,8	42 nap	Néhányszor évente
Áramlás kevés folyóágban   Áramlás néhány folyóágban	1000 - 2500     2500 - 3500	3,7 - 4,5     4,5 - 5,2	1,8 - 2,0     2,0 - 2,2	122 nap     78 nap	Néhányszor évente   Néhányszor évente
Áramlás majd mindegyik folyóágban	3500 - 4000	5,2 - 5,6	2,2 - 2,3	17 nap	Néhányszor évente
Elöntött ártér	> 4500	5,6	2,3	4 nap	Egyszer évente
Magason elöntött ártér	6000	6,2	2,4	< 1 nap	Egyszer 3 - 4 évenként

. 3.2.2. A BŐS-NAGYMAROS VÍZLÉPCSŐRENDSZER (BNV) RENDSZER HIDRAULIKUS ÉS HIDROLÓGIAI HATÁSAI

Vízelosztás a Közös Egyezményes Terv szerint (OVIBER, 1994 )

A Közös Egyezményes Terv (OVIBER 1994)szerinti vízelosztás a következő:

Öreg Duna 50 m³/s
200 m³/s (a vegetációs időszakban )

200 m³/s-ot elérő vízhozam is átbocsátható szükség esetén a vegetációs időszakaszban ( az azonban nincs meghatározva, hogy milyen esetben és melyik periódusban kellene ezt megtenni). Az 50 m³/s a szavatolt legkevesebb vízhozam, amelyet részben a tározó szivárgó vizével egészítenek ki.

A 4000 m³/s/ - /ot meghaladó árhullámot Dunakilitinél vezetik az Öreg Duna medrébe (as árhullám levezetésével kapcsolatos további részletek a 2.3.3. fejezetben találhatók ).

A magyar ágrendszer: 13,5 - 16,9 m³/s (átlagosan 15 m³/s )
(Dec. - Febr. )
23,5 - 26,9 m³/s (átlagosan 25 m³/s )
(Márc. - Nov. )

A Közös Egyezményes Terv szerint december és február közt 13,5 - 16,9 m³/s, továbbá március és november közt 23,5 - 26,9 m³/s vízmennyiséget kell juttatni a magyar hullámtéri ágrendszerek. A kisebb értékek arra az esetre vonatkoznak, amikor az ágrendszer már elkolmorálódott. Elkészültek azok a műtárgyak, amelyek lehetőséget biztosítanak ahhoz, hogy a dunakiliti hajózsilipen át akár 250 m³/s vízáramot vezessenek a mellékágakban, de erről nincs megegyezés. Valójában, a felek abban állapodtak meg, ha a tározóból a garantáltnál nagyobb vízmennyiséget vonnának el, akkor a másik fél a megegyezettnél kevesebb elektromos energiát igényelhet.

A KET hidrológiai hatásai

Mosoni Duna 10 m³/s (Jan. - Febr.)
20 m³/s ( Márc. - Dec.)

Dunakiliti - Hrusov tározó

tározó vízmennyisége 200 millió m³
vízszint növekedése kb. 2 m Pozsonynál
áramlás sebességének csökkenése 2 m/s - ról kb. 0,30 m/s - ig
napi vízszint ingadozás kb. 1 m a csúcsrajáratásnál
(ld. a 2.5a ábrát )

Öreg Duna

vízszint csökkenése 2/ - /3 m-rel a hajózási minimum/-/ szint alá

áramlási sebesség csökkenése 2 m/s - ról 1 m/s alá (ld. a 2.7 ábrát )

napi vízszint ingadozás Bős csúcsrajáratása esetén kb. 4 m-es vízszintingadozás . várható az üzemvízcsatorna becsatlakozásánál. A vízszint hirtelen megváltozása folytán létrejövő visszaduzzasztás az 1823 fkm/ - /ig az öreg folyómederben megfordítja az áramlás irányát (ld. a 2.5c. ábrát )

évszakonkénti vízszint változás nincs szintváltozás évi 350 napon át.

A szigetközi hullámtér

Az árterület oldalágaiban természetes áramlás csak árvizek esetén, ritkán jelentkezik.
6500 - 7500 m³/s - nál, amely ugyan csak 5 - 10 évenként előforduló árvíz, csak néhány oldalágban észlelhető áramlás, 7500 - 8500 m³/s - nál, amely 10 - 25 évente jelentkező árvíz, már majdnem valamennyi oldalág és a teljes árterület víz alá kerül.

Nagymarosi tározó

vízszint változás + Nagymarosnál 6 m
- 2 m Sapnál (bősi mederkotrás )

napi vízszint ingadozás a csúcsrajáratás függvénye, pl. közepes vízhozamnál (Sap ) 4,4 m az 1801 fkm/-/nél2,6 m az 1793 fkm /-/ nél
1,0 m az 1768 fkm - nél (Komárom )

vízsebesség napi ingadozása 0,3 - 1,6 m/s (ld. 2.4. táblázat )

A C-Változat hidraulikai és hidrológiai hatásai

Csúnyi tározó

A vízáramlás sebességének csökkenése hasonló hatást vált ki, mint amit fentebb ismertettünk; legjobb tudomásunk szerint, a vízszint nem változik.

Vízleeresztés az Öreg Dunába

1993/ -/ban az Öreg Dunába vezetett vízhozam (ld. 3.1 tabló, 5. kötet ) az alapszintnek megfelelő 200 - 250 m³/s volt, ez májustól júniusig 350 m³/s/-/re nőtt. 199/--/ben a hozam alapértékét 200 m³/s/-/ ra csökkentették, és a nyáron sem növelték meg ennek a nagyságát. (Ez a rajkai vízmérce mért adataival bizonyítható ).

3000 m³/s /-/ot - amely a bősi hat turbina kapacitásának felel meg - meghaladó vízhozam levezetése az öreg folyómederbe történt. Az árvízlevezetéssel kapcsolatos további információt a 2.4.4 fejezet tartalmazza.

A magyarországi ágrendszer

A Mosoni Dunát összekötő csatornába épített zsilipet használják arra, hogy a szigetközi mellékág rendszerbe valamelyes vizet juttassanak. 1993/ -/ban a vízhozam nagysága 2 - 10 m³/s között változott. (OVIBER, 1994 ).

 

Mosoni Duna

1994 szeptemberéig havi átlagban 10 - 20 m³/s víz jutott a Mosoni Dunába. 1994 októberében ez az érték 25 - 35 m³/s - re nőtt.

3.3 FELSZÍNI VÍZ MINŐSÉGE

Somlyódy László

 

3.3.1 A TERMÉSZETES RENDSZER

A fejezet a Pozsony és Budapest közti szakasz vízminőségével foglalkozik röviden. Ismerteti az 1980 - as évek vége valamint a kezdeti 1990 - es évek közti helyzetet, a megfigyelt irányzatokat, valamit azt, miként változott volna a víz minősége, ha a tervet nem valósították volna meg (az 1980 - as évek végének áttekintésével kapcsolatban ld. Somlyódy et al. 1989 ). Ugyancsak tárgyalja az 1993 - ban végzett vízvizsgálatok eredményeit, ezen belül a C Variáns néhány kezdeti hatását. Mivel a víz minőségét fizikai, kémiai, biológiai és más tulajdonságok jellemzik, amelyek különbözőképpen befolyásolhatók, azért az értékelés külön foglalkozik a különféle alkotók csoportjaival kapcsolatos problémákkal.

A víz minőségének vizsgálatához számos paramétert választhatnak, ezért a legtöbb országban csak néhány válogatott kategóriából álló osztályozó rendszert alkalmaznak a víz minőségének és annak változása vizsgálatának érdekében. Mivel nincs széles körben elfogadott nemzetközi vizsgálati rendszer - különösen hiányzik ez a politikai és gazdasági átalakulásban lévő Közép Európában - ezért valamennyi ország egy - egy maga által kidolgozott rendszert alkalmaz, amelyek összevetése nem minden esetben tehető meg. A tévedések elkerülése érdekében az értékelést az osztályhatárok megváltozásával kezdjük. Történeti okok miatt három különböző rendszer definiálása célszerű:

(i) Az 1985 és 1993 vége között érvényben volt magyar minősítő rendszer, három, viszonylag durván elhatárolt osztállyal rendelkezett (az I. Osztály a jó minőséget, a III. Osztály a leggyengébb minőséget jellemezte). Az osztályozás alapját a vízminőség 80 %-os tartósságú értéke képezte (azaz csak az abban az évben vett vízminták 20 % - a haladhatta meg az adott osztály határértékeit). Megemlítendő, hogy a bakteológiai vizsgálatoknál négy osztályt alkalmaztunk.

(ii) Az új rendszer, amelyet 1994 január 1- étől alkalmazunk, az Európai Közösség Unió ajánlásait követi. Ez öt kategóriát használ (I.- től V. Osztály)., a 90 %-os tartósságú értékre alapozva. Ez a rendszer finomabb, de egyben szigorúbb megkülönböztetést tesz lehetővé.

(iii) Végül, a hat osztályt használó rendszert kell említeni, Magyarország és Szlovákia megegyezett abban, hogy ezt használja a közös vízminőség - ellenőrzéseknél (ezt a rendszert alkalmazta számos korábbi KGST ország is 1990 előtt ).

Annak érdekében, hogy a későbbiekben tárgyalandóknál a víz minőségének összehasonlítása és értékelése hatékonyan legyen megoldható, a 3.2a - c táblázatban felsoroltuk a három rendszer egyes osztályai határértékeként szereplő, oxigénforgalmi és növényi tápanyag - koncentrációkat. Amint az látható, a régi rendszer első osztályához tatozó oxigénforgalmi határértékek hasonlóak az új rendszer második osztályához tartozókéhoz az új rendszer második osztályához tartozóéhoz. A tápanyagokat tekintve, a korábbi I. Osztály azonos értékű mint az új rendszer III. Osztálya. A (ii) és a (iii) rendszerek jellemző adatai igen hasonlók.

3.2a Táblázat. Az 1993 decemberéig érvényben volt magyar felszíni víz minősítő rendszer

Komponens	Határérték
	I. Osztály	II. Osztály	III. Osztály
Oxigén forgalom
Oldott oxigén (mg l1)	>6	4	<4
Biokémiai oxigénigény BOI5 (mg l-1)	<5	10	>10
Kémiai oxigénigény KOI KMnO4	<8	15	>15
Kémiai oxigénigény KOIK2Cr2O7 () (mg l-1)	<25	40	>40
Szaprobitás (Pantle - Buck) index	<2,5	3,5	>3,5
Növényi tápanyagok
Ammoniumion (mg l-1)	<1	2,5	>2,5
Nitrition (mg l-1)	<0,1	0,3	>0,3
Nitrátion (mg l-1)	<20	40	>40
Ortofoszfátion (mg l-1)	<0,3	2	>2
Összes foszfor (mg l-1)	<1	3	>3

 

3.2b Táblázat Az 1994 január óta érvényben lévő magyar felszíni víz minősítő rendszer

Komponens	Határérték					Meg -
	I. Oszt.	II. Oszt.	III Oszt.	IV. Oszt.	V. Oszt.	jegyzés
Oxigén forgalom
Oldott oxigén (mg l-1)	>7	6	4	3	<3
Biokémiai oxigénigény BOI5 (mg l-1)	<4	6	10	15	>15
Kémiai oxigénigény KOIKMnO4 (mg l-1)	<5	8	15	20	>20
Kémiai oxigénigény KOIK2Cr2O7 (mg l-1)	<12	22	40	60	>60
Szabrobitás (Pantle-Buck ) index	<1,8	2.3	2,8	3,3	>3,3
Növényi tápanyagok
Ammoniumion (mg l-1)	<0,2	0,5	1	2,0	>2
Nitrition (mg l-1)	<0,01	0,03	0,1	0,3	>0,3
Nitrátion (mg l-1)	<1	5	10	25	>25
Ortofoszfátion (PO4-P) (mg l-1)	<0,05	0,1	0,2	0,5	>0,5	Nem tározóba vagy tóba ömlő felszíni vizek
Összes foszfor (mg l-1)	<0,1	0,2	0,4	1,0	>1,0
Ortofoszfátion (PO4-P) (mg l-1)	<0,02	0,05	0,1	0,25	>0,25	Tározóba vagy tóba jutó felszíni vizek
Összes foszfor (mg l-1)	<0,04	0,1	0,2	0,5	>0,5

 

3.2c T'áblázat. A Közös Szlovák - Magyar Vízminőség Ellenőrző Program minősítő rendszere

Komponens	Határérték
	I. Oszt.	II. Oszt.	III. Oszt.	IV. Oszt.	V. Oszt	VI. Oszt
Oxigénforgalom
Oldott oxigén (mg l-1)	>8	6	5	4	2	<2
Biokémiai oxigénigény BOI5 (mg l-1)	<2	4	8	15	25	>25
Kémiai oxigénigény KOIKMnO4 (mg l-1)	<5	10	20	30	40	>40
Kémiai oxigénigény KOIK2Cr2O7 (mg l-1)	<15	25	50	70	100	>100
Szabrobitás (Pantle-Buck) index	<1,0	1,5	2,5	3,5	4,0	>4,0
Növényi tápanyagok
Ammoniumion (NH4 -N) (mg l-1)	<0,1	0,2	0,5	2,0	5,0	>5,0
Nitrition (NO2 -N) (mg l-1)	<0,002	0,005	0,02	0,05	0,1	>0,1
Nitrátion (NO3 -N) (mg l-1)	<1	3	5	10	20	>20
Ortofoszfátion (PO4 -·) (mg l-1)	<0,008	0,065	0,16	0,33	0,65	>0,65
Összes foszfor (mg l-1)	<0,016	0,13	0,33	0,65	0,98	>0,98

3.3.1.1. Hagyományos kémiai alkotók

Az értékelt Duna-szakasz vizét általában megfelelőnek tartják (a nagy hígításnak köszönhetően ). Így például az 1980-as években a víz minősége az I. és a II. osztályba volt sorolható a régi minősítő rendszer alapján. A legtöbb paramétert tekintve a vízminták az I. Osztályba voltak sorolhatók, kivételt képezett a BOD₅, NO₂-N, NO₃-N, PO₄ - P (melyek a szerves anyag és a tápanyagok jelenlétére utalnak ), a pH, olaj és fenol (VITUKI 1987). Az 1989 után végzett vizsgálatok szerint az oldott oxigén és a BOD₅ alapján a vízminták az I. Osztályba, ill az I - II. Osztályba voltak sorolhatók az új magyar rendszer alapján (KGI, 1993). A tápanyagokat tekintve a víz a III. - IV. Osztályba tarozott A (iii) rendszer alkalmazása hasonló eredményre vezetett amikor is értékelték a Közös Magyar - Szlovák Ellenőrző Programnak a megfigyeléseit , így: az oldott oxigén alapján I. Osztály, a BOD₅ alapján II. Osztály (lejjebb Budapest felé ez rosszabbodik) a P alapján III. Osztály, a N alapján II. - V. Osztály volt megállapítható (Magyar - Szlovák Határvízi Bizottság, 1994.).

Jellemezni kívánva az átlagos koncentrációkat és az ahhoz tartozó osztályokat Komáromnál
- ami jellegzetes a Rajka - Budapest szakaszon - 1986 és 1992 között a 90 % - os tartósságnak megfelelően az értékek a következők: oldott oxigén - 8,3 mg/l, BOD₅ - 5,4 mg/l, KOI_p - 7,5 mg/l, KOI_d - 23 mg/l, NH₄ - 0,6 mg/l, NO₃ - 14,8 mg/l, összes nitrogén - 4,6 mg/l, összes foszfor - 0,4 mg/l (KGI, 1993).

A Duna mellékfolyói, a Morava, a Vág, az Ipoly és más kis folyó (1.1 és 1,2 Tablók, 5. Kötet) vízminősége rosszabb (VITUKI, 1987, KGI 1993, Magyar Szlovák Határbizottság, 1994 ). A folyás irányában a Duna vizének minősége rosszabbodik (ennek mértéke az egyes komponenseknél különböző). Mivel a víz keveredésének sebessége lassú, sok vízminőségi paraméter változik kereszt-szelvény mentén a bal part mellől származó minták rosszabb minősége a nagyobb mellékfolyók hatására utal.

Az 1976 - 1985 közötti rendszeres ellenőrzési program alatt gyűjtött adatokat használva csekély változás volt megállapítható (VITUKI, 1987). Csekély növekedés volt tapasztalható a BOI₅ , NO₃-N, PO₄-P, fajlagos vezetőképesség és összes oldható anyag tekintetében, míg az oldott oxigén és a KOI értékei javultak. Az 1986 - 1992 közt mért értékek jelentős javulást jeleztek, ez a szennyvíz tisztítás bevezetésének és az ipari emisszióknak csökkenésére vezethető vissza a felsőbb vízgyűjtő területeken (amelyek ugyancsak befolyásolták a nehézfémek emisszióját, amelyről később teszünk említést) (KGI, 1993). Mindezeknek megfelelően, a BOI₅, KOI, ammónia és az ortofoszfát koncentráció 4 - 7 % - kal javult évente (a Rajka - Budapest közti szakaszon) , míg más paraméterek nem változtak említésre méltóan (KGI, 1993).

Az 1980 - as évek közepe előtt a jobboldali mellékfolyók vizének minősége erős ingadozást mutatott. A minőségromlás mértéke az évi 10 % - ot is elérte. Jelenleg úgy tűnik, ez a negatív trend csökken több mellékvízfolyásban (a részleteket illetően ld. KGI, 1993 és Csanády et al., 1994.).

Az 1980-as évekig terjedő hosszabb időszakot tekintve lényeges változás állapítható meg , például összehasonlítva Liepolt által 1960 - ban Rajkánál végzett mérések minimum és maximum értékeit (Liepolt, 1965) az 1981 - 1985 közti rendszeresen végzett az egyes komponensekre vonatkozó ellenőrző mérések hasonló eredményeivel (VITUKI, 1987). A legtöbb paraméter erős növekedése szembetűnő (ld. 3.3 Táblázat). Különösen jelentős a két legfontosabb növényi tápanyag, a NO₃-N, és a PO₄-P változása. Az utóbbi növekedése eléri az egy nagyságrendet (amint azt előbb említettük, a trend jelenleg kissé megváltozott, de ez nem befolyásolja a tápanyagok feleslegben való bejutását, ami különösképpen kritikus az eutrofizáció szempontjából (amit a 3.3.1.2 Fejezetben tárgyalunk).

Az évszakok változása ugyancsak hatással van a vízminőség trendjeire. A növekvő eutrofizáció valamint az ezzel összefüggő alga - aktivitás (ld. 3.3.1.2 fejezetet), az oldott oxigén mennyiségének napi erős ingadozása különösen jellemző volt a vegetációs szakaszra. Megfigyelhető volt továbbá az oxigén túltelítettség. Ugyancsak észlelhető volt a pH növekedése (melynek oka hasonló; KGI, 1993). A nitrogén és az ortofoszfát ugyancsak növekvő évszakonkénti változásokat mutat (KGI, 1993). Mindezek mellett, a PO₄ - P állandóan feleslegben található.

3.3 Táblázat. A Duna vizének minőségváltozása Rajkánál (Liepolt, 1965 és VITUKI, 1987)

Komponens	Mérték-egység	1960 (Liepolt, 1965)		1981 - 1985
		Min.	Max	Min.	Max.
Össz oldott anyag	mg/l	183	272	181	380
pH		7,5	7,9	7,3	8,9
KOIp	mg/l	4,4	9,3	3,2	15,2
BOI5	mg/l	0,6	5,3	1,0	9,8
Össz keménység	mg/l	99	126	78	143
NH4+	mg/l	0,12	0,40	0.10	1,7
NO2-	mg/l	0,03	0,1	0,04	0,26
NO3-	mg/l	0,6	5,0	4,4	17,0
PO43-	mg/l	0,00	0,16	0,12	1,46

3.3.1.2 Eutrofizáció és hidrobiológia

A korábban tárgyalt, megnövekedett növényi tápanyag-koncentráció, valamint a gátak üledék-visszatartó hatása folytán a kedvező fényviszonyok a Duna felsőbb folyásánál fokozott eutrofizációhoz vezetett (az 1950 - es évek végétől az 1970 - es évek végéig a Rajka - Budapest szakaszon a lebegőanyag koncentrációja a felére csökkent; Berczik, 1993, és Kiss, 1994). A szervetlen foszfor és nitrogén felesleges mennyiségben található a vízben, így nem akadályozza az alga szaporodását. Ez a magyarázata annak, hogy az 1960 - as évek elejével összevetve, mintegy egy nagyságrenddel növekedett az alga - szám, a biomassza, a klorofill-a, és mások. Például Gödnél (30 km - rel lejjebb Nagymarostól), ahol is az 1970 - es évek vége óta hetente részletes megfigyeléseket végeznek, manapság az algaszám, a biomassza és a klorofill-a évi csúcsértéke eléri a 60 millió egyed/l, 50 mg/l és a 200 mg/m³ - t, amely világosan jelzi a hipertróf állapotokat (Berczik és Kiss, 1994). Ezzel együtt az évszakos dinamika ugyancsak megváltozott. 1970 elejétől kezdve ezt jellemzi a tavasszal nagy tömegben megjelenő algák, valamint az erősen ingadozó oldott oxigén koncentrációja, amelyet a fotoszintézis és az oxigén-felhasználás befolyásol.

Az eutrofizálódás fejlődését kísérte a fitoplanktonok szerkezetváltozása is. Az 1960 - as években a kovaalga volt az uralkodó, manapság ez a tavi fitoplanktonok felé tolódott el, ami a fentebb tározókban való megnövekedett tartózkodási idő következménye. A fitoplanktonok fajtaösszetétele évszakos változásokat mutat. A téli időben a diatoma az uralkodó, a tavasz és az ősz során a kovaalga, a zöld alga valamint a sárgászöld alga az uralkodó, míg a nyár folyamán a zöld alga, a kék alga és a Flagelláták jelenléte a leginkább általános (Magyar - Szlovák Határvízi Bizottság, 1994 és KGI, 1993). A zooplankton biomassza összefüggésben áll alga biomasszával; a zooplankton összetétel is jellemző a lassú áramlású, eutrofizált vizekre (Magyar - Szlovák Határvízi Bizottság, 1994).

A folyó folyásirányában az alga biomassza változása ugyancsak jellegzetes. Kisvizek idején a klorofill-a koncentrációja Gödnél 50 - 100 % - kal lehet nagyobb, mint Rajkánál. Feljegyezték hogy 1977 és 1986 közötti időben Bajánál az átlagos klororill-a érték mintegy kétszerese volt a Rajkánál mértnél. (ld. a 3.3.2.3. fejezetet). Ez a növekedés elsősorban annak a 3 - 4 napos tartózkodási időnek a következménye, amelyet a lassú folyássebesség Rajka és Baja közt igényel (ez ugyanakkor jelentős biomassza növekedést jelez a tervezett Dunakiliti Tározó esetére, amelyben az átlagos tartózkodási idő hasonló nagyságú; Berczik, 1993).

Az eutrofizáció paraméterei időszakos változást mutatnak (így napi, évszakos, éves vagy dekád ill. dekádoktól való függést). Mindeddig ezt az évről - évre jelentkező változást nem igen említették. Ezt elsősorban mint az évenként jelentkező biomassza csúcs - értékekkel lehetne jellemezni. Kimutatható, hogy a jelenlegi növényi tápanyag felesleg esetén a biomassza maximumát lényegében a lassú áramlás valamint a meleg, napos idő egybeesése hozza létre (magas hőmérséklet és erős napsugárzás). Például, az áradás - amely gyorsan csökkenti a tartózkodási időt az adott folyamszakaszon, azonfelül erős turbulenciát hoz létre - szinte azonnal elsorvasztja az algavirágzást. Vagyis, az évről - évre jelentkező változás jelentősen függ a meteorológia és a hidrológia együttes rezsime ingadozásaitól. Ennek megfelelően a klorofill-a csúcsértékének szórása, pl. 1977 és 1986 közt Rajkánál, 70 mg/l és 196 mg/l között változott.

A Szigetközi mellékágrendszer állapotát tekintve, amely rendszer teljes hossza sokszorosa a főágénak és amelyen belül nagy különbség adódik a biotikus és a biotikus faktorok s ennek megfelelően az életfeltételek közt (Berczik, 1993), rendkívül sok függ a vízpótlástól. A Duna elterelését megelőzően a mellékág rendszerre 1800 m³/s - ot meghaladó vízhozamnál jellemző volt az intenzív vízcserélődés. Az ilyen, évenként ismétlődő vízcsere időtartama - függően a hidrológiai rezsimtől és az áradástól - mintegy 35 - 40 napig tartott (KGI, 1993).

Amíg a mellékágak vízellátása fennáll, az oldott oxigén és az alganövekedés körülményei hasonlóak ahhoz, ami a Dunában tapasztalható (azzal a különbséggel, hogy a tartózkodási idő rendszerint hosszabb). A fitoplanktonok összetételét illetően a Magyar - Szlovák Határvízi Bizottság jelentésére , 1994, kell hivatkoznunk. Amint a mellékágakba való vízbeáramlás megszűnik, az oldalágak lezáródnak, azok viselkedése a tavakéhoz válik hasonlóvá (a tartózkodási idő akár néhány hónapra is növekedhet, hiszen a főágtól átlagosan évi 180 napon át el vannak vágva) és a klorofill-a értéke 800 - 1000 mg/m³ - re növekszik (Berczik, 1993). Mindez rendkívül függ a morfológiától, az egyes mellékágak medertérfogatától, ez a mozaikhoz hasonló viselkedés egyike a legfőbb jellegzetessége a Szigetköznek (Horváth és László, 1994). A holtágak ugyancsak hozzátartoznak a víztest mozaik jellegéhez, s jellemzi ezeket a fitoplanktonok és a zooplanktonok közössége, amely olyannyira jellegzetes a stagnáló vizekre (KGI, 1993). A holtágak makrozoobentosza olyan ritka fajokat is tartalmaz, amelyek nem jellemzőek a Szigetköz többi részén.

A zooplankton összetétele (a részleteket illetően ld. a Szlovák - Magyar Határvízi Bizottság, 1994) és a halpopuláció a hidrológiai rezsimtől továbbá a fő folyómeder és a mellékág rendszer kapcsolatától függ. A zooplankton és a halpopuláció összetétele a kevéssé szennyezett felszíni vizekére jellemző (Berczik, 1993). A megfigyelt változások elsősorban a fentebb tárgyalt eutrofizációval hozhatók összefüggésbe.

A Mosoni Duna vizének minősége gyengébb, mint a főfolyóé (Magyar - Szlovák Határvízi Bizottság, 1994).Az alsó szakasz vízminőségét nagyon befolyásolja a győri szennyvízbevezetés és a Duna esetleges visszaduzzasztó hatása.

A folyó szerves anyagokkal való szennyezése, valamint abban a heterotrof baktériumok bomlása az un. Pantle - Buck szaprobitás index-szel jellemezhető, amely b-mezoszaprób és a-b mezoszaprób tartományba esik a szóban forgó Duna-szakaszon (Berczik, 1993). A felső folyószakasz vize az új, a 3.2b Táblázatban ismertetett minősítés szerint a III. Osztálynak , míg Budapestnél a IV. Osztálynak felel meg ( KGI, 1993, Magyar - Szlovák Határvízi Bizottság, 1994).

3.3.1.3 A víz bakteriológiai minősítése

A fürdésre szolgáló víz nem tartalmazhat fertőző mikroorganizmusokat, betegséget okozó baktériumokat, gombákat, parazitákat valamint azok petéit stb. Mindezeket figyelembe veszik a víz bakteriológiai minősítő vizsgálata rendszerénél, amely kilenc paraméterrel rendelkezik ( ld. 3.3.1 fejezetet). Az 1970 - es évek közepén az értékelések a II - III. Osztálynak megfelelő minőséget jeleztek (WHO - VITUKI, 1976 és Deák, 1977). Az 1980-as évek végén a teljes Budapest feletti Duna-szakasz a III. és IV. Osztályba tartozott, vagyis a folyó - az abba juttatott kezeletlen szennyvíz miatt alkalmatlan volt a fürdésre (II. Osztálynak megfelelő vízminőség a megengedett erre a célra). Az újabb tanulmányok az új rendszernek megfelelően a IV. - V. Osztálynak megfelelő értékeket közölnek (KGI, 1993 és a Magyar - Szlovák Határvízi Bizottság, 1994).

3.3.1.4. Mikroszennyezők

1974 - ben Szobnál észlelték először a víz nehézfémmel való szennyezését (WHO - VITUKI, 1976). Később, néhány alkalommal az egész magyarországi Dunaszakaszon rendszeresen vizsgálták a víz Hg, Cd és Pb tartalmát. A víz átlagos higany és ólomkoncentrációja nem érte el az összehasonlításra alkalmazott, ivóvízre még megengedett értékeket, ugyanakkor azonban a mért maximum értékek túllépték azokat. A Cd esetében az átlagos koncentráció messze a megengedett érték alatt maradt, de a mért legnagyobb koncentráció túlhaladta a megengedettet ( VITUKI, 1981).

A közös Magyar - Szlovák vízminőséget ellenőrző program kilenc komponenst vizsgál. 1993 - ban a Rajka - Medve szakaszt tekintve, valamennyi fémre nézve , a korábban tárgyalt minősítés szerint, - a higany kivételével - az I. Osztályt állapították meg, (Komárom és Budapest közötti szakaszra az I. és II. Osztály érvényes; a részleteket illetően ld. KGI, 1993 és Magyar - Szlovák Határőrvizi Bizottság, 1994). Kevésszámú esetben Rajka és Medve közt higany meghatározására végzett vizsgálatok magasabb értékeket jeleztek, erre nézve a víz a III. - IV. kategóriába volt sorolható (Magyar - Szlovák Határvízi Bizottság, 1994 ). Rendkívüli szennyezés hatása feltételezhető ezekben az esetekben. További magyarázattal szolgálhat az is, hogy maga az ellenőrző program nem teljességgel megfelelő. A mintavételek gyakorisága ritkább volt, mint a többi komponens vizsgálatánál, ez annak tudható be, hogy nincsenek még megfelelő ismereteink a higany viselkedésével kapcsolatban. Ezért is a vizsgálat reprezentatív volta kérdésesnek mondható.

A szerves mikroszennyezők közül tízet (lindán, atrazin, aldrin, dieldrin, DDT, PCB stb.) vizsgáltak meg a Duna felső szakaszán és a főváros feletti szakaszon. Az utóbbi különös fontossággal rendelkezett az ivóvíz és annak a toxikus anyagokkal való elszennyezése szempontjából.

Az atrazin a Duna vizében előforduló legjellegzetesebb növényvédőszer, ezt ennek a vegyszernek széleskörű mezőgazdasági használata magyarázza. Különösen magas koncentrációja jelentkezik ennek az alkalmazása időszakaszában, valamint csapadékos időben, amikor a talajból kimosott vegyszert a csapadékvíz a Dunába szállítja. (nem-pont forrás hatás). Némely alkalommal az illó klórozott oldószerek erősen ingadozó koncentrációját mérték a Duna vizében. Megállapítható azonban, hogy bár ezek a mikroszennyezők jelen vannak a Duna vizében, azok koncentrációja azonban jóval alatta van a vízi életet valamint az ivóvizet veszélyeztető határértéknek.

A legtöbb más szerves mikroszennyező jelenléte vagy nem volt megállapítható, vagy a koncentrációja volt lényegesen kisebb, mint a megengedett érték (KVM, 1988; Csanády, 1993; Horváth és László, 1994 és Magyar - Szlovák Határvízi Bizottság, 1994). Jelenleg ezek nem jelentenek gondot számunkra.

3.3.1.5 Az üledék szennyezettsége

1977 - ben végezték el az első nehézfém elemzéseket az üledék felső 5 cm vastag rétegéből, majd ezt számos más vizsgálat követte. Az értékelés céljából az adatokat összevetették a természetes ("nem szennyeződött", azaz tiszta), valamint a termőtalajra vonatkozó minőségi előírásokkal, (azokkal az értékekkel, amelyek nem károsítják a növényeket). Az üledék nehézfém - koncentrációk átlaga nem lépi túl az előírt értékeket, ugyanakkor azonban a mért adatok maximuma nagyobb volt azoknál. (kivételt a Cu képviselt). 1987 - ben vizsgálatokat végeztek szigetközi mellékágakban, a BNV hatásterületére eső partiszűrésű kutak közelében. A legkisebb szennyezés értékeket a felső Dudna-szakaszon állapították meg, a legmagasabb értékeket Tát és Göd között, a középső szakaszon mértek (VITUKI, 1988b).

A szerves mikroszennyezők közül a leginkább rezisztens vegyületek gyűlnek fel az üledékben, ez a magyarázata annak, miért található az üledékben klórozott szénhidrogén alapú növényvédőszer maradék, poliaromás szénhidrogén és olaj. Az üledék értékelési módszerét még nem szabványosították (ez az oka annak, miért alkalmazzák a termőtalajra vonatkozó előírásokat). Jelenleg a nemzetközileg elfogadott módszereket használják, többek közt a Cousteau program keretében (Equipe Cousteau, 1993). Ugyanaz a tanulmány megállapította, hogy a Duna üledékének a szerves mikroszennyező anyagtartalma hasonló néhány nyugati folyó ugyanolyan szennyezéséhez (ez az állítás érvényes a teljes Dunára, ahol 52 mintavételi helyet állítottak fel, ezek közül 6 Pozsony és Budapest közt helyezkedik el). Ezzel ellentétben, az üledékben előforduló nehézfémek koncentrációjának tartománya igen széles, amely "egyaránt fedi a mind a tiszta, mind a szennyezett folyókat, amelyeket az összehasonlításra használunk" (Equipe Cousteau, 1993).

Az üledék szennyezése lényegesen függ az áramlás mikéntjétől valamint a szemcsenagyság eloszlásától. A stagnáló szakaszokon, ahol a kiülepedés jelentős, az üledékanalízis eredményei azt bizonyítják, hogy a szennyezett réteg vastagsága akár több méter is lehet (VITUKI, 1983). A részletes vizsgálat kimutatta, hogy az összes szennyezőt tekintve a legkisebb szemcsefrakció (< 90 mm) szennyezőanyag koncentrációja a legnagyobb. Ennél még az átlagos koncentrációadatok is túllépték a megengedett határértéket (VITUKI, 1988b). Sajnálatos módon jelenlegi tudásunk elégtelen ahhoz, hogy az üledékfrakciók transzportját és akkumulációját leírhassuk, egyben a lehetséges káros hatásukat ismerjük.

3.3.2 A BŐS-NAGYMAROS RENDSZER HATÁSA A FELSZÍNI VIZEK MINŐSÉGÉRE

A vízlépcső megvalósítása a legkülönfélébb módokon befolyásolhatja a fentebb tárgyalt valamennyi, a vízminőség megállapítására használható jellemzőt, mivel azok bonyolult, de egymással összefüggésben álló folyamatok eredményei alapján jelennek meg. A BNV rendszer egyik, leginkább kritikus ügye, hogy a vízminőséggel kapcsolatos hatásvizsgálat vele kapcsolatban nem készült (az 1985 - ben készült környezeti hatásvizsgálat alig foglalkozik vízminőségi értékeléssel). Ez a helyzet az 1970 - es évek elején vagy közepén még elfogadható volt, amikor a gátaknak a víz minőségére gyakorolt hatása nem volt széles szakmai körökben ismert, azonban az 1980-as évek végén egy ilyen értékelésnek a megléte - amellyel modellek és más módszerek segítségével megjósolhatók a különböző tervek más - más megoldása alapján a jövőben fellépő várható hatások - már elengedhetetlennek számított a fejlett világban. Az elmúlt évtizedben rendkívül nagyot fejlődtek a környezeti hatásvizsgálat módszerei ezek már jól kidolgozottaknak vehetők (ld. 7. fejezetet). Elegendő csak a Világbank "Environmental Assessement Sourcebook" - jára hivatkozni, és annak fejezeteire, amelyek a vízzel, a a víz minőségével, a gátakkal és tározókkal foglalkoznak (Világbank, 1991).

3.3.2.1 A hatásvizsgálat hiánya és a hatásvizsgálatban szereplők bizonytalan értelmezése

A duzzasztás a víz minőségét elsősorban az üledék-lerakódás, valamint a tartózkodási idő növekedése útján befolyásolja. Továbbmenően, a csúcsrajáratásnak további, még alaposabban ki nem vizsgált hatása is van. E hatások legtöbbje kedvezőtlen változásokat eredményezhet, bár ezek mértékét nehéz megítélni (a jelenlegi tudásunk és vizsgálataink alapján). Az sem zárható ki, hogy a sokoldalú és számos összefüggéssel rendelkező hatások közül néhány a vízminőséget kedvezően befolyásolhatja.

Így például a növekvő tartózkodási idő elősegítheti a szerves vegyületek lebomlását és ezzel összefüggésben az oldott oxigéntartalom csökkenését. Ugyanakkor, az utóbbi kiegyenlítődik a fokozott oxigén - oldódással, ami a megnövekedett vízfelszín következménye, valamint a szél és a turbinák hatására is visszavezethető. A Duna esetében azonban, a fő víztömegre nézve az oldott oxigén mennyiségét tekintve ez nem lényeges (ld. VITUKI, 1978, amelyben egyszerűsített feltételezéseket alkalmaztak). Ezzel egyidejűleg, a megnövekedett tartózkodási idő valamint az intenzív napsugárzás, a fokozódó üledékképződés (amely egyúttal a szemcséken tapadó szennyezők felhalmozódásához is vezet) megnövekedett algaképződést eredményez, amely a tározó vagy tározók szervesanyag tartalmát növeli (ez mint belső, vagy másodlagos szervesanyag terhelés ismert) továbbá ezzel együtt jár az oldott oxigéntartalom változása is.

Másrészről a vízlépcső létesítése pozitív hatást gyakorol a víz bakteriális minőségére (ld. Csanády, 1993), - a koncentrációtól és egyéb állapotoktól függően.

Kissé tágabb értelemben véve, duzzasztómű létrehozása befolyásolhatja a hordalékszállítást (beleértve a kiülepedést és az eróziót), az eutrofizációt, a szerves anyaggal való szennyeződést, a mederfenék közelében az oldott oxigén koncentrációját, amire hatással van a leülepedett szervesanyag rothadása, a talajvíz minőségváltozása ( azaz anaerob körülmények közt felszabaduló vas, mangán, ammóniumionok megjelenése: ld. 3.5.2.3 fejezetet). A finomszemcsés hordalék szerepe döntő a mikroszennyezők sorsa szempontjából (ld. 3.3.1.5 fejezetet), a különböző áramlási viszonyokkal rendelkező szakaszok keresztmetszetében jelentkező lerakódás/erózió keresztszelvény menti eloszlása, és más egyéb, fentebb érintett folyamat, amelyek mennyiségi megítélése igen nehéz a BNV rendszerre vonatkozó, rendelkezésre álló információ és vizsgálat birtokában, mindezek lényeges tudományos bizonytalansággal rendelkeznek. Ezen felül a csúcsrajáratás hatása újabb adaléka a bizonytalanságnak.

A helyzetet tovább bonyolítja a hatások bekövetkeztének más - más időpontja. Például, a víz oldott oxigéntartalmának a hatása viszonylag rövid időn belül jelentkezik. Egy újonnan létrehozott tározóban az eutrofizáció kifejlődése, annak megfigyelése, figyelembe véve az évről - évre történő ingadozásokat, néhány évre tehető. A határfelületi folyamatok hatásai (lerakódás, erózió, kolmatáció, a talajvízre gyakorolt hatás stb.) még hosszabb időt vesz igénybe (vagyis egy évtizedet, vagy annál is többet).

A vízminőség változásának rendkívül bonyolult volta, a megfelelő analízisek hiánya és a bizonytalanság szintje jellemezhető az alábbi két példával, ismételten hangsúlyozva a részletes és rendszeres értékelés mai hiányosságait. Tekintettel arra, hogy a bekövetkező változások az időben játszódnak le, nem várható egy átfogó vizsgálat megvalósítása rövid időtartamon belül, ez felveti a működtetést korrigáló lépések megtétele lehetőségének fontos kérdését.

3.3.2.2. A csúcsrajáratás hatása a Mosoni Duna oldott oxigéntartalmára

A hagyományos Streeter - Phelps modellt használták 1978 - ban a BNV rendszer hatásának a fő Dunaág vize oldott oxigéntartalma változásának analízisére (VITUKI, 1978) amely valójában meglehetősen korlátozott módszer, ugyanis elhanyagolja a nitrogén és a foszfor - ciklusok hatását. A levonható következtetés kettős: az előzőekben közölt okok folytán a BOI javulni fog 0,5 - 1,0 mg/l - rel, ezzel egyidejűleg kellemetlen következményként, az oldott oxigéntartalom valamelyest elhasználódik, de nagyobb marad 7 mg/l - nél a nyári kisvizek idején, ami mindenképpen a jó minőség jele. A csúcsrajáratás hatását elhanyagolták (más egyéb faktorokkal együtt) amely ugyan megfelelő feltételezést tesz lehetővé a főágra, de semmiképpen sem a Mosoni Dunára. Ez a felismerés vezetett az alább vázolt analízishez 1989 - ben (Somlyódy, 1989).

A Mosoni Duna erősen szennyezett a Győrből származó nyers szennyvízzel (kb 80000 m³/d), ez mintegy 2 mg/l oldott oxigén koncentrációcsökkenést okoz a Mosoni Dunában annak a főágba való beömlése felett (mindkét folyóban kisvízi viszonyok idején). A BNV rendszer látszólag javítja ezt az állapotot, mivel a napi átlagos hígítás a terv szerint növekszik. Azonban a tervezett csúcsrajáratás egy árapályhoz hasonló ide - oda való vízmozgást fog eredményezni, ami jelentősen meg fogja növelni a víz útjának (vagy tartózkodásának) idejét.

Részletesen kidolgozott tanulmányok állítják, hogy különböző áramlási állapotok három periódusa fog jelentkezni minden egyes napon: egy lefelé áramlás 8 órán át, majd egy visszafelé áramlás 6 órán keresztül, végül egy ismét lefelé áramlás 10 óra hosszat. Hidrodinamikai modellszámítások szerint a vízáramlás sebessége 0,3 és 0,5 m/s közt fog változni az állapottól és a vízáramlás irányától függően. Így, ha az áramlás visszafelé történik, a víz a szennyezést "felfelé" szállítja, egyben a szerves szennyezés bomlása és az oldott oxigén fogyása folytatódik, ez tovább tart akkor, ha a vízáramlás iránya megfordul, különösképpen erőteljessé válik, ha a víz ismét új szennyvíz árammal egyesül.

Ezt a jelenséget kezelték első feltételezésként a hagyományos Streeter - Phelps egyenletek alkalmazásánál, amelyeket bele kell foglalni a longitudinális diszperziós egyenletekbe (amelyek a sebességeket, mint input adatokat alkalmazzák a hidrodinamikai modellből). Az egyenletek numerikusan oldhatók meg (részleteket ld. Somlyódy et al., 1989). Az eredmények a 3.2a ábrán láthatók. Az ábra alapján nyilvánvaló, hogy az oldott oxigén csökkenése nagyobb mint az a jelenlegi állapotban tapasztalható, még akkor is, ha biológiai tisztítást is alkalmaznak és a Mosoni Duna torkolatánál az oldott oxigén koncentrációja várhatóan kevesebb lesz mint 4 mg/l.

Ordináták oldott oxigén (g/m3) Abszcisszák szennyvíz kibocsátás Győrtől való távolság (km) Balszélső ábra a., szennyvíz terhelés Duna ellenirányú áramlás hagyományos irányú áramlás Jobboldali ábra b., szennyvíz és záporvíz terhelés

3.2a és 3.2b. ábra. A Bős - Nagymaros Vízlépcső rendszer csúcsrajáratásakor az oldott oxigén szintjének változása a Mosoni Dunában (Somlyódy, 1991)

Még szembeszökőbb a helyzet heves záporidején, ez az eset rendszerint egy alkalommal fordul elő évente - ez egy olyan feltételezés, amelyet tervezéskor jellegzetes módon alkalmaznak - ekkor lehetséges a Mosoni Duna oldott oxigéntartalmának teljes elfogyása (ld. 3.2b ábrát). Csupán a szennyvíz kezelése nem vezet megfelelő eredményekhez. Kiegészítésképpen egy tározómedencét kellene építeni, vagy a záporvizet a főmederbe kellene irányítani, ahol a hígulás mértéke lényegesen nagyobb, mint a Mosoni Dunában. Sajnálatra méltó módon ezzel az esettel nem foglalkoztak, ez világosan jelzi azt, hogy a tervezés során a víz minőségét érő hatásokat nem vették figyelembe, egyben a megelőzéssel. vagy a hatások csökkentésével sem számoltak.

3.3.2.3 Eutrofizáció

A BNV rendszernek az eutrofizációra gyakorolt hatása a tápanyag - ciklus modellezésével értékelhető, ez a módszer az irodalomban jól ismert. A módszerrel leírható többek között a biomassza növekedésének, pusztulásának, ülepedésének és konvektív transzportjának köszönhető biomassza változások. A biomassza növekedése bonyolult, nem lineáris függvénye a hőmérsékletnek, a napsugárzásnak, a lebegőanyag koncentrációjának és a biomasszának, magának (az utóbbit "önárnyékoló hatás" - nak is nevezik). A biomassza pusztulásának sebessége elsősorban a hőmérséklettől függ.

A transzport tag az áramlásnak függvénye, ez a tartózkodási időt befolyásolja. A víztárolás folytán a Dunakiliti Tározó faktora 4 - 5, a gát megépítése előtti állapotokhoz képest. A konvekció figyelembevétele szükségessé teszi a reakció tagoknak a transzport egyenletekbe való belefoglalását, amelyek a sebességet és a geometriai paramétereket, mint input adatokat a hidraulikus modellből veszik át. Mivel a tartózkodási idők lényegesen nagyobbak a Dunakiliti Tározó árterületén, mint a főcsatornában (továbbá más paraméterek, mint a vízmélységhez viszonyított fényáteresztő zóna vastagsága ugyancsak különböző), ezért kétdimenziós hatásokat kell beszámítani. A Dunakiliti Tározótól eltérő jellegénél fogva, a Nagymaros Tározót egydimenziós kezeléssel jól lehet közelíteni.

Megemlítendő, hogy Somlyódy et al., 1989 tanulmánya számos feltételezést alkalmaz, amelyeket Bakonyi, 1994, tovább finomított. Továbbá, az első próbálkozás kritikus nyári körülményeket vett figyelembe, míg a jelenlegi átfogó tanulmány egy egész évet vagy éveket szimulál.

A kisvízi körülményeknél (közelítően 1000 m³/s) a tartózkodási idő elméleti átlagos értéke 70 órát is elér a Dunakiliti Tározóban (átlagos sebesség mintegy 0,05 m/s), ugyanakkor nagy vízhozamnál (4000 m³/s) az 20 óránál kevesebb (a 95 km hosszú Nagymarosi Tározónál a tartózkodási idő növekedése kisebb mint a felsőnél (Dunakilitinél) és a sebesség a 0, 35 - 1,0 m/s tartományban marad az áramlástól függően).

Amint azt korábban említettük, árhullám hatására kis vízhozam megnövekedése nagy vízhozamra hirtelen csökkenti a tartózkodási időt, amely igen hirtelen képes hatást gyakorolni az alganövekedésre és akár egy napon belül elmoshatja az algákat. Mindez jól ismert jelenség. Az áramlás ingadozás, a meteorológiai körülmények valamint az évszak változások hatása jól követhető a 3.3 ábrán, amely a Duna Rajka - i szelvényénél mutatja a klorofill-a változását. Egyidejűleg az ábra azt is jelzi, hogy a fenti alga - modell jól leírja a tapasztalt változásokat (a rajkai szakasz számításánál a felső folyószakaszt egy olyan szakasszal helyettesítették, amely feleslegben lévő tápanyaggal rendelkezett)Így a modell alkalmazható különböző alternatívák jövőbeni változásainak elemzésére. Az 1976 - os évet a kalibrációra használták, az 1986 év feladata viszont az érvényesítés volt.

Vastag vonal mért értékek Vékony vonal szimulált értékek

3.3. ábra A Duna számított és mért klorofill-a koncentrációja Rajkánál (Somlyódy, 1991)

Az összekapcsolt hidrodinamikai-vízminőségi modell, amelynek érvényessége a Duna egész magyarországi szakaszára kiterjedt ugyancsak jó eredmény mutatott a szimulált és a megfigyelt eredmények összevetése esetén. A modellnél a rajkai szelvényt használták felső határfeltételként, és Baja esetére számították az áramlási és a klorofill-a adatokat. A nem nem-permanens áramlási modellt kalibrálták, majd validálták első lépésként (ld. 3.4 ábra). A 3.5 ábrán az eutrofizációs modell kalibrációs és validációs adatai láthatók. ( Bakonyi et al., 1991, Somlyódy és Varis, 1993 és Bakonyi, 1994).

Modellszámítások azt jelezték, hogy a tározó főcsatornájában az alga biomassza növekedése viszonylag csekély, közel 10 %, mivel a tartózkodási idő itt csak kis mértékben változik. A helyzet azonban más az árterületen , mivel a tartózkodási idő lényegesen hosszabb, mint a főcsatornában. Továbbá a vízmélység csekélyebb, és ezért a fényáteresztő zóna is viszonylag vastagabb mint a főágban. Ezeknek a faktoroknak köszönhetően a tározó bemeneténél a klorofill-a növekedése a feltételezett 40 mg/m³ helyett elérheti a 200 mg/m³ - t is. A kimenetnél a klorofill-a koncentrációja mintegy 100 mg/m³ vagyis, a tározó hatása azt eredményezi, hogy a biomassza mennyisége megduplázódik. Ezek a hatások tovább növekednek a Nagymarosi Tározónál, ahol további alganövekedést eredményeznek (amely azonban lényegesen kisebb lesz mint a felsőbb tározó, nemcsak azért, mert a tartózkodási idő kevésbé növekszik, hanem azért is, mert az átlagos mélység nagyobb és a fényáteresztő zóna relatív vastagsága kisebb).

Sajnálatos módon a Dunakiliti Tározó okozta hatás becslésének bizonytalansága viszonylag igen magas. Ezt érzékenységi és a Monte Carlo analízis keretében vizsgálták (Somlyódy et al., 1989) amely a távozó vízáram klorofill-a koncentráció becslésének 30 % - os szórását eredményezte. (Még magasabb értékeket állapítottak meg az ártéri területekre).

EUTROFIZÁCIÓ MODELLJE Baja - kalibráció (1985) Abszcisszák t (nap) EUTROFIZÁCIÓ MODELLJE Baja - validálás Vastag vonal mért értékek Vékony vonal szimulált értékek

3.4 ábra A Bajánál a vízhozam nem állandósult hidrodinamikai modellje kalibrációja (1985) és validálása (1981)

Ordináták klorofill-a (mg/m3) pontozott vonal mért értékek vastag vonal szimulált értékek

3.5 ábra Az eutrofizációs modell kalibrációja és validálása . A Bajánál mért és számított klororill-a tartalom (Somlyódi és Varis, 1993)

Amint azt fentebb említettük, a fenti becslést a nyári évszak esetében tettük, feltételezve a klorofill-a változatlan koncentrációját. Bakonyi, (1994) , egy teljes évre vonatkozó dinamikus szimulációt készített, amelyben az 1977-1986-os időszakot vette figyelembe azért, hogy megvizsgálja az Eredeti Terv hatásait és azok változékony voltát. A Dunakiliti Tározóra hatással lévő évi biomassza mennyiség növekedése (amelyet a klorofill-a formájában fejezett ki) mintegy 40 és 90 % volt, ez egyben a hidrológiai rezsim és a meteorológiai állapot szerepét is visszatükrözte (3.6 ábra). Ennek a becslésnek a hibája hasonló ahhoz, amit korábban is vázoltunk, ennek oka az árterület szerepével magyarázható (Bakonyi, 1994).

A Dunakiliti tározóra gyakorolt hatás becslése, egészét tekintve, igen közel esik ahhoz, amit Rajka és Baja közti szakasz klorofill-a növekedése terén megfigyeltünk. (ld. 3.3.1.2 fejezetet). Bajánál a klorofill-a koncentráció további százalékos növekedése előre láthatóan kisebb, mint azt fentebb vázoltuk, várhatóan azért, mert a fővárosból származó, nagyrészt kezeletlen szennyvíz az alganövekedés szempontjából kedvezőtlen fényviszonyokat hoz létre a fővárostól lejjebb eső szakaszon (Csanády, 1993 és Bakonyi, 1944).

 

EUTROFIZÁCIÓS MODELL Az alga biomassza növekedése Szapnál Ordináta delta-klorofill-a (%) Abszcissza t (év) C Variáns A Variáns

3.6 ábra: Az Eredeti Terv és a C Variáns következményeként Sapnál a klorofill-a tartalom változása ( korábbi hidrológiai és meteorológiai adatokat felhasználva a változékonyság szemléltetése érdekében).

Megjegyzendő, hogy a csúcsrajáratás és az időnként jelentkező szél hatásait a mindeddig készített tanulmányokban nem vették figyelembe. Mindkét jelenség növelheti ugyanis az üledék felkavarodását, ezzel együtt a fénynek a behatoló képességét, amely a fenti hatás csökkenésében jut kifejezésre.

A megnövekedett biomassza azt eredményezheti, hogy meg kell változtatni a Fővárosi Vízművek felszíni víztisztító művének technológiáját. A felszíni víztisztítót elsősorban nyáron használják. A vízminőség javításának módszerei ugyan ismertek (valamelyes változásokat már be is vezettek, Csanády, 1993), azonban ezek költségesek. Ugyancsak megjegyzendő, hogy az elmúlt négy év alatt csökkent vízfogyasztás miatt a felszíni víz felhasználás kisebb jelentőségű, mint az korábban volt.

A biomassza növekvő mennyisége a szervesanyag belső terhelését fokozza - amely ellentétben a szennyvíz eredetű szervesanyaggal - növekszik a folyásirányban a vegetációs periódusban, amikor az algaszaporodás meghaladja annak pusztulását. Furcsa, de a vegetációs szakaszban az alganövekedésből eredő BOI₅ növekedése azonos értékű (ha nem nagyobb), mint az összes, külső forrásból származó szervesanyag terhelés Rajka és Budapest között, ez azt eredményezheti, hogy a BOI₅ szintje nem csökkenthető még akkor sem, ha a az összes szennyvizet biológiai módszerekkel tisztítanák. Megvilágítva ezt a kérdést, a szóban forgó dunaszakasz eutrofizációs problémájának megoldása nem az adott szakaszba juttatott szennyvíz kezeletlen voltától függ, hanem inkább egy egyeztetett nemzetközi programtól, amelynek az a célja, hogy csökkentse a folyó felső szakaszába jutó foszfor mennyiségét.

3.3.3 A C VÁLTOZAT POTENCIÁLIS HATÁSA A VÍZ MINŐSÉGÉRE

Igen kevés, a C Változatnak a víz minőségét érintő tanulmányt készítettek eddig. Az alább olvasható rövid értékelés Csanády (1993), Horváth és László (1994) valamint Bakonyi (1994) munkáin alapul.

3.3.3.1 Eutrofizáció

A tárgyalt hatások legtöbbje az KET-re vonatkozik, az eutrofizáció szempontjából azonban a C Változat kevésbé kedvezőtlen mint az A Változat: ennek oka abban keresendő, hogy a csökkentett víztérfogat kisebb mértékben növeli a tartózkodási időt, ennek következtében az alga biomassza mennyiségének növekedése is kisebb. Ez a viselkedés Bakonyi (1944) modell-számítási eredményeiből világosan kitűnik; ezeknél az 1977-1986 közt mért adatokat használta - a Dunakiliti Tározó hatásának elemzése érdekében- és megállapította, hogy Sapnál a biomassza átlagos évi növekedése 25 és 50 % közötti (ld. 3.5 ábrát). Ez kisebb, mint Rajkánál a természetes változékonyság, (a hasonló időszakaszra vonatkozó klorofill-a koncentráció átlagos évi középértéke mintegy 30 mg/m³, míg a minimum és maximum értékek 16 mg/m³ és 44 mg/m³, vagyis ±50 %-os a középértéktől való eltérés). Az 1993-ban végzett megfigyelések -1994-ben a jelen tanulmány írásakor még nem álltak rendelkezésre adatok- összhangban állnak a fenti állításokkal (Csanády, 1993): ebben az évben hatás nem volt észlelhető. Ismerve a klorofill-a természetes változékonyságát valamint a C Változat becsült hatását, feltehetően több mint egy évtized eltelte lesz szükséges ahhoz, hogy statisztikailag elfogadható pontossággal a trend megállapítható legyen.

3.3.3.2 A Duna főágának vízminőségét befolyásoló más hatások

A Duna 1992-ben történt eltérítése valamint az új tározóban létrejövő fokozott hordalék-kiülepedés következményeként, a víz lebegőanyag koncentrációja jelentősen csökkent 1993-ban: így Medvénél az évi átlag értéke 24 mg/l volt szemben az elmúlt négy évben (1989-1992) megállapított 48, 47, 36 és 36 mg/l-rel (Horváth és Lászó, 1994). Megjegyzendő, hogy az adott éven belül a mért értékek szórása valamint az ingadozást jelző szélső értékek ugyancsak csökkentek. Ehhez hasonlóan, a víz kémiai és biológiai minősége ugyancsak csekély változást mutatott, a KOI_p és a KOI_d átlagértékei valamelyest csökkentek (ennek oka nyilván a tározóban történt fokozott kiülepedés és szervesanyag elbomlás volt). Az oldott oxigéntartalom ugyancsak változni látszott (ennek okait korábban tárgyaltuk), ez elsősorban abban jut kifejezésre, hogy a minimum-érték (6,2 mg/l) kisebb mint az előző négy évben (7,6; 6,8; 7,4 és 7,4 mg/l). Természetesen, a változás első jelei az egyes vizsgált években már jelentkezhetnek, azonban ezek még nem elegendők érdemleges következmények levonására.

A víz bakteriológiai szempontokból jellemző minősége az 1993-as adatok szerint javulást mutat (Csanády, 1993), amely - az előzőekben vázoltaknak megfelelően- a Csúny-i Tározó hatásának tudható be. Ez a csökkenés összefüggésbe hozható a már több alkalommal említett ipari emissziócsökkenéssel is. A vízminőség tárgyalt javulásának ellenére, amely a Budapest feletti teljes Dunaszakaszra vonatkozik, az még messze nem megfelelő ahhoz, hogy fürdésre alkalmas legyen.

Bakteriológiai szempontokból vizsgálva a víz minőségét, az 1994-es adatok nem támasztják alá azt a kedvező változást, amely az 1993-ban mért értékek alapján várható lenne. (Csanády et al., 1994). Meg kell ismételnünk a korábbi megjegyzésünket: egy év mérési eredményei alapján nem lehet a víz minőségét befolyásoló hatásokra vonatkozó végleges következtetést levonni.

3.3.3.3 A Szigetköz és a Mosoni Duna vizének minőségét befolyásoló hatások

A Duna elterelése lényegesen befolyásolta a mellékág-rendszer vízellátását (3.2.2 fejezet). A múltban áradás esetén az oldalágakba friss víz jutott, ugyanakkor gyorsan kiürültek a folyó vízállásának süllyedésekor. Az áradások közti időben víz csak a mélyebb mellékágakban maradt meg, vagy ezek újra feltöltődtek a főág irányába szivárgó talajvízzel. A Duna elterelését követően azért, hogy megkíséreljék az oldalágak táplálását, 1993 nyarának második felében maximum 10-12 m³/s vízáramot vezettek a hullámtéri vízutánpótló rendszerbe a Mosoni Dunába juttatott vízhozamból. Ez a rendszer hatással bír az alsó Szigetköz oldalágaira, több mint 20 km hosszban ( Horváth és László, 1994).

A megfigyelések igazolják, hogy a magyarországi oldalon lévő öt mellékág rendszer vízminősége észrevehetően megváltozott a vízpótlás hatására. A részletek taglalása (ld. Horváth és László, 1994) nélkül állítható, hogy a vízpótlás természetében és módjában alapvető különbség állt elő. Az egész Szigetközre jellemző rendszertelen. dinamikus vízpótlást (amelyet a hidrológiai rezsim vezérelt) felváltotta a többé-kevésbé állandó vízáram, amely gyökeresen megváltoztatta az addigi kapcsolatokat, azok tér- és időbeni rendszerét. A rendszer mozaikhoz hasonló természete megváltozott, ez alapvetően más vízminőséget eredményez, mint az a múltban tapasztalható volt. Ez ismét egy olyan jelenség, amely jó néhány évig tartó megfigyelést igényel, míg a hatásról végleges vélemény mondható.

A Mosoni Duna vízellátása ugyancsak megváltozott az elterelés következtében. 1993-ban a hatás elsődlegesen a víz oldott oxigén koncentrációjában mutatkozott meg, amelyet a folyó felsőbb szakaszának eutrofizációja, a szlovák oldalról származó, időszakosan gyenge minőségű víz és hidrometeorológiai okok idéztek elő. Ez augusztusban halpusztulást és kis oldott oxigénkoncentrációval jellemezhető periódusokat okozott.

3.4 TALAJVÍZ

Howard Wheater

3.4.1 A TERMÉSZETI RENDSZER

3.4.1.1. A Szigetköz és azzal határos területek

A Kisalföld geológiai fejlődése szorosan kapcsolódott a Duna morfológiai kialakulásához, ennek eredményeként kiterjedt negyedik hordalékkúp alakult ki. (3.2 és 3.3 tablók, 5. kötet). Ennek a szigetközi magyar felszín alatti víztartónak a becsült térfogata 21,8 km³ (Erdélyi, 1994) melyet egy térben változó, 0-5 m vastagságú talajréteg fed be (3.4 tabló, 5. kötet)., alatta, a mélyebb rétegekben termálvizet tartalmazó, homokos-agyagos összlet helyezkedik el. A A felszín alatti víz utánpótlódásának jellegét a terület talajvízszintjei ( 3.5 tabló, 5. kötet), valamint környezeti izotópanalízis segítségével állapították meg. (3.7 ábra). A Duna a szigetközi és a csallóközi víztároló réteg feltöltődésének fő forrása volt; a Dunából származó víz a Szigetközben és a Mosoni Dunán túli területeken többszáz méter mélyen is megtalálható. Ezzel szemben az esővíznek a talajvízvíz után pótlódást egyre inkább más utánpótlódási források váltják fel csekély (Magyarországnak ezen a részén a potenciális evopotranszpiráció nagysága mintegy 30 %-kal lépi túl az évi csapadék mennyiségét (Patrasovits, 1988). Mindazon által a Mosoni Dunán túli területeken a dunai utánpótlódást egyre inkább más utánpótlódási források váltják fel.

Az 1980-as és 1990-es években mind több ismeret gyűlt fel a víztároló rétegekkel kapcsolatban (Liebe, 1994). Különösképpen nyilvánvalóvá vált azok térbeli komplex mivoltaismeretet szereztünk a mélyebb rétegek tulajdonságairól. Amit eredetileg homogén rendszernek hittünk, az valójában jelentős mértékben anizotróp (az első becslések szerint a vízszintes és: függőleges áteresztőképesség aránya: 4 : 1, ezt ellenőrizve azonban az arány 30 : 1 -re módosult) és a térbelileg heterogén, jelezve az hordalékkúp képződés összetett és igen változó jellegét. Az áramlás sebessége 50 - 100 m mélységben a legnagyobb. A vízszintes szivárgási tényező a víztároló réteg felső részén a 20 m/d értéktől a nagyobb mélységre érvényes 300 m/d értékig változik Ez végeredményben 200-300 m/a tartományba eső áramlási sebességértékeket jelez, ami megegyezik a környezeti izotópokkal végzett mérési eredményekkel.

A Rajka - Gönyű szakasz egészén kimutatható a Dunna főmedrével való hidraulikai kapcsolat, és a C Változat tározójának építését megelőző időben . A Duna vízhozama határozta meg a Szigetköz és azon túli területek talajvizének szintjeit. A 3.5 tabló, (5. kötet)., amint azt korábban elemeztük, a talajvízfelszínt mutatja 1990-ben (a 80-as évek végére jellemző állapot) amiből az áramlás feltételezhető iránya következtethető. Azonban ez a Duna-talajvíz kapcsolat bonyolultabb; a Duna nagyvízi időszakában a talajvíz áramlásának uralkodó iránya dél-keletről délire változik, jelezve a Szigetköz talajvizébe jutó megnövekedett utánpótlódást. A Szigetközben mérhető talajvíz szintekenkövetik a Duna vízszintjeit, de a Dunától való távolság növekedéseivel az amplitudó csökkent. Így pl. a Duna mellett a talajvíznek akár 2 m-t is meghaladó ingadozása is megfigyelhető. Közel a Mosoni Dunához ez az érték 1,0 m-re, vagy annál kisebbre is csökken.

Vastag vonal trícium frontja Szaggatott vonal oxigén 18

3.7a ábra: Talajvíz szintek m B.f.(Liebe után, 1994)

Duna Mosoni Duna

3.7b: Trícium izotóp analízis (Liebe után, 1994)

A kapilláris nedvesség-utánpótlás szempontjából a talaj felszíne és a talajvíz szintje közti távolság rendkívül fontos. Ha a talajvízszintje a durva víztartó réteget fedő talajrétegig emelkedik, a kapilláris hatás következtében a víz fel tud emelkedni a gyökérzónába is jelentősen hozzájárulva a természetes növényzet, mind a mezőgazdasági kultúrnövények vízfelhasználásához. (ld. 5. fejezet).

Az 1990-es helyzetnek megfelelő a átlagos terep alatti talajvízállásokat szemlélteti a 3.6 tabló (5. kötet). Ezt összevetve a finomszemcsés üledékréteg vastagságával, (3.4 tabló, 5. kötet), nyilvánvalóvá válik, hogy a kapilláris vízpótlás fontossága folyamatosan növekszik amint a Szigetköz felső része felől a középső, majd az alsó részefelé haladunk. Azonban, az átlagos vízállások figyelembe vétele mindenképpen alulértékeli ennek a hatásnak a fontosságát. A Duna jellegzetes áradásai a tavasz végén, és a nyár elején jelentkeznek, ezt követik a késő nyári áradások. Így a növények fokozott vízigényének illetve vízhiányának időszaka egybeesik a legmagasabb talajvízszint értékekkel. Ez biztosítja a gyökérzóna természetes alulról történő nedvesítését, ami lényeges segítő eleme a táj ökológiájának valamint az ottani mezőgazdaságnak

A Szigetköz talajvizének helyzetét vizsgálva, figyelembe kell venni a hosszú idejű változásokat. Részletesen tárgyaltuk a 2. fejezetben a Pozsony melletti Duna meder pusztulását, ami a túlzott kavics-bányászatnak volt a következménye. Ennek további velejárója volt a Duna vízszintjének, ezzel együtt a talajvíz szintjének a csökkenése. A 3.7 tabló (5. kötet) szemlélteti az 1956 - 1960 közt mért átlagos terep alatti talajvízállásokat. Az árterületen a talajvízfelszín közel volt a terephez(< 1 m), 2 és 3 m között volt a Szigetköz egyéb területein és 3 m-nél mélyebben a Mosoni Dunától dél-nyugatra.

A 3.8 ábra szemlélteti a Szigetköz, középső és alsó részén a Dunna hosszú idejű vízszint idősorát. Rajkánál az átlagos vízszint a 70-es években 25 cm-rel, a 80-as években további 45 cm-rel, majd a 90-es évek elején újabb 70 cm-rel csökkent. Ennek volt a következménye az, hogy a Felső Szigetközben a talajvízszintje több mint 1 m-rel csökkentek (3.6 és 3.7 tablók, 5. kötet). Ezzel szemben, a Középső- és Alsó Szigetközben a Duna vízszintje egészen az 1990-es évek elejéig viszonylag állandó volt. Nagybajcsnál a jelenlegi csökkenés feltehetően a hajózás biztosítása miatt végrehajtott kotrás következménye, valamint a dél-keleti irányban megfigyelt talajvízszint csökkenésnek részben a felszín alatti vízkivétel az oka.

A 3.9 ábrán a talajvízszint elmúlt évtizedekbeni változása látható , 3 kút alapján. a kutak helyét (ld. 3.13 tabló, 5. kötet). A talajvíz-ingadozás amplitúdójának a Dunától való távolság növekedésével együttjáró általános csökkenését ábrázoltuk a 3.7. táblán (5. kötet) az 1956-60-as időszakokra, megjegyzendő, hogy az ingadozás amplitudója a C Változat építése előtt lényegében változatlan maradt.

Amint azt fentebb említtettük a Dunát, a Szigetköz talajvizének elsődleges utánpótlódás forrása is a felszín alatti vizek modellezése alapján (Simonffy, 1994), az 1981-90-es átlagos állapotokat alapul véve a Dunából a magyar hullámtér alatti talajvízbe jutó utánpótlódás 8,12 m³/s volt, míg a hullámtéren kívüli területekre 5,2 m³/s utánpótlódás jutott.

Amint azt korábban már említettük, a szigetközi víztartó rétegbecsült térfogata 21,8 km³, ami mintegy 5,4 km³ talajvizet tartalmaz. Ez egy egyedülállóan jó minőségű vízkincs, amely lényegében jelenleg nincs kiaknázva. A nagyobb vízművek Győr térségében, Kisbajcs-Szőgyén és Győrújfaluban találhatók. Mosonmagyaróvárral együtt a vízművek termelése 70000 m³/d-ra tehető. Ezen felül, csekély mennyiségű vizet termelnek ki a kis települések. Ez összevethető a Vízgazdálkodási Kerettervben(1984) szereplő 750000 m³/d készlet becsléssel. Azonban az utóbbi alábecsüli a a partiszűrésű kutakkal indukálható megnövekedett utánpótlódást. Látható, hogy elegendő tartalék áll rendelkezésre ahhoz, hogy egy nagyobb várost (nagyságrendileg Budapesthez hasonlót) el lehessen ivóvízzel látni, valamint, hogy ez a kincs az ország számára stratégiai jelentőségűnek tekinthető.

Ordináta havi átlagos vízszintek(m) Abszcissza Idő (év)

3.8 ábra: A Duna vízszintje 1950 - 1994 között Rajkánál, Dunaremeténél és Nagybajcsnál

Ordináta havi átlagos vízszintek(m) Abszcissza Idő (év)

3.9 ábra: A talajvíz szintje 1950 - 1994 közt a 2630, 1010 és 2630 sz. kutakban

3.4.1.2 Gönyűtől Nagymarosig

Gönyűtől Dunaalmásig terjedő Duna jobb partját tekintve, a Dunához csatlakozó kavicsos víztartóréteg lényegesen vékonyabb (csupán néhány méter vastagságú) egyúttal nem is folytonos. Ez a réteg nem kap folyamatos utánpótlódást a Dunából. Általában a folyón kívüli forrásokból szivárog bizonyos vízmennyiség a Dunába. Nyergesújfalutól Nagymaros felé, a jobb parti víztartóréteg, amely durva törmelékes képződmény, szélesebbé és mélyebbé válik a Dorog-i medencénél. Tovább lefelé ismét a megszakított folyóteraszok találhatók a folyó mindkét oldalán, a pilismaróti öblözetben szélesebb és mélyebb alakban.

Az egész szakasz hosszában partszűrésű vizet kitermelő fontos vízművek találhatók (3,8 tabló, 5. kötet), ezenkívül jelentős a további, nem hasznosított vízkincs is. A partszűrésű víz termeléskérdéseit részleteiben a 3.6 fejezetben tárgyaljuk.

A Duna a Dunántúli Középhegység karsztvizével is kapcsolat van ez a karsztvíz a legnagyobb, és gazdasági szempontból a legfontosabb kasrsztvízkincs Magyarországon. Az észak-keleti hegyvonulat erózióbázisa a Duna, a folyó mellett karsztos melegvíz források fakadnak a kőzethasadások mentén Dunaalmásnál, Esztergomnál és Budapestnél. A termálforrrásokat már évszázadok óta használják gyógyászati célokra is.

A Dunántúli területen folyó bányászati tevékenység gyors fejlődése szükségessé tette a karsztrendszer vizének fokozott szivattyúzását, az 1960-as évek végén a vízkivétel meghaladta a természetes utánpótlódás nagyságát. Ennek eredményeképpen a vízszint, vele együtt a források vízhozama csökkenni kezdett. Természetes körülmények között a Duna vízszintje hatással van a források hozamára és minőségére,és a környezet felszín alatti vizeire. A bányászat intenzív volta miatta karszt víztároló egyes pontjain a pierometrikus szint, (a víztároló potenciális energiája) a Duna vízszintjénél alacsonyabbra csökkent, ami a Duna vizének a karsztvízbe való beszivárgását eredményezte. Ennek mennyisége 1991-ig növekedő jelleget mutatott, azonban a jelenlegi bányászati tevékenység csökkenése folytán, visszaesni látszik.

3.4.1.3 Nagymarostól Budapestig

A Nagymaros és Budapest közötti kavicsterasz képezi a főváros vízellátásának legfőbb forrását. Budapest vízszükségletének szinte teljes egészét a parti szűrésű kutak látják el. A felhasznált víznek 64 %-a a Nagymaros-Budapest szakaszáról, elsősorban a Szentendre sziget alatti 10-20 m vastag kavicsrétegből származik (3.9 tabló, 5. kötet). A Duna közepes vízhozamánál a talajvíz mélysége eléri a 10-15 m-t, ez a kutak által létrehozott depresszió folytán 2-3 m-rel csökkent. Kis vízhozamnál a a talajvíz mélysége további 2 m-rel nő, ezzel a folyóágy szűrőfelülete is csökken. Ennek a vízkincsnek igen nagy a nemzeti, egyben stratégiai jelentősége, ennek részleteit a 3.6 fejezetben tárgyaljuk. Megjegyzendő azonban, hogy a kotrás, vagy folyószabályozás a folyóágy megváltozása, kapacitásveszteséget és a vízminőség csökkenését eredményezte.

3.4.2 AZ EREDETI TERV HATÁSAI

3.4.2.1 A Szigetköz és környezete

A dunakiliti tározó létesítése olyan komplex folyamatokat eredményez, amelyek csak nagy bizonytalansággal számszerűsíthetők és amelyek rendkívül veszélyes következményekkel járhatnak a Szigetközre. Az 1990-ben már ismert gondokat Liebe (1994) foglalta össze.

A víztározóban növekvő vízszint kétségkívül növelné a környező területek talajvízszintjét. A Duna hordalékának tekintélyes mennyisége leülepedne a víztározóban. Az üledék helyi eloszlása bizonytalan, mindenesetre lenne a tározófenék kolmatációja várható. Széleskörű kísérletek kezdődtek meg a VITUKI-ban, mind a laboratóriumi, mind a helyszíni vizsgálatok eredményei valószínűsítették az kolmatációt, valamint azt, hogy az üledéknek a víz szivárgásával szemben kifejtett ellenállása mintegy 30-szorosára növekszik (Starosolszky, 1966, 1981). Mindezt megerősíti a nemzetközi tapasztalat (Darmendrail, 1986, 1988).

A KET 50 m³/s vízhozamot szándékozott a a Duna főágába vezetni, ami a talajvíz utánpótlódási viszonyait alapjaiban változtatja meg. Ezen a Duna szakaszon a Dunából származó utánpótlódás elhanyagolható lenne; kezdetben a felől jelentős utánpótlódás jelentkezne, azonban az üledékképződés egyre inkább csökkentené a talajvíz áramlásának gyökeres megváltozása; kezdetben a tározó közelében a talajvíz szintjének növekedése, majd a Szigetköz legnagyobb részén és azon kívül is a talajvíz szintjének jelentős csökkenése.

Annak érdekében, hogy a hatásvizsgálattal kapcsolatos bizonytalanságot csökkentsék, a magyar kormány kutatási programot indított a a felszín alatti vizek modellezése érdekében, mindennek támogatására a terület jellemzésével foglalkozó tanulmányok is készültek. A modellvizsgálatok eredményei már hozzáférhetők (Simonfy, 1994). Az eredetileg United States Geological Survey által kifejlesztett, háromdimenziós talajvíz áramlási modellt (MODFLOW) kibővítve alkalmassá tették a folyók és a víztároló rétegek kölcsönhatásának részletesebb vizsgálatára; ezt a modellt alkalmazták a szimuláció első szakaszában. A VITUKI további fejlesztőmunkája beépült a modellbe a partmenti ökoszisztéma és a mezőgazdasági területek párolgási viszonyainak vizsgálata. A Csallóközt is magába foglaló regionális modellt alkalmaztak, hogy megállapítsák a határfeltételeket a Szigetköz és a csatlakozó területek modellezéséhez. A modell függőlegesen 11 réteggel jellemzi a víztartót , változó méretű vízszintes számítási halóval(a minimális rácsméret 200 ´ 500 m). (3.10 ábra). A modell a mellékág rendszert is magába foglalja.

Amint azt korábban megjegyeztük, a kolmatáció hatásai rendkívül bizonytalanok, ezért azt az 1989 előtt készített modellekben nem is vették számításba. A 3.10 tabló (5. kötet) a gátépítést megelőző időszak szimulációját mutatja, valamint a KET hatására bekövetkező átlagos talajvízszint szimulációját, de abban a kedvező esetben, amikor a Duna medrében 200 m³/s a vízáram nagysága. Feltételezték, hogy a tározóban és az mellékág rendszerben az csak mérsékelt kolmatáció várható (az átszivárgási tényező 0,03-0,05 1/nap a tározóra, míg 0,05-02,0 1/nap a mellékágakra vonatkozóan az utóbbi értékeket a mellékágak mentén szerzett jelenlegi tapasztalatok birtokában becsülték ).

A 3.11 tabló (5. kötet), valamint a 3.4 táblázat a két eset átlagos tajavízszintjei közötti különbséget mutatják. Látható, hogy a gát közelében, a vízszint több mint 3 m-es növekedése várható, amely a duzzasztásnak tudható be. Azonban a a Dunából származó utánpótlódás elmaradása jelentős változásokat hoz létre majd az egész Szigetközben. A Duna partmenti sávjában, 48,5 km² területen 2 - 3 m-es vízszintcsökkenés várható. 128 km² területen a vízszint több mint 1 m-rel csökken; és 282 km² terület az, ahol alacsonyabb átlagos vízszinttel kell számolni. Az alsó Szigetközben, az alvíz csatorna és a Duna összefolyása alatt ez a csökkenés elsősorban a folyómeder javasolt kotrásának a következménye.

Feltételezve azt az esetet, amikor 50 m³/s vízhozam jut a Dunába, a talajvíz szintjének még nagyobb csökkenése jósolható (3.4 táblázat és 3.11 tabló, 5. kötet, a jobboldali térkép). Mintegy 20 km²-es partmenti területet érint most a 3 m-t, vagy azt meghaladó talajvízszint-csökkenés; a csökkenéssel szintű érintett teljes terület 310 km².

aktív cellák inaktív cellák

3.10 ábra: A Kisalföld részletes felszín alatti modelljének számítási hálója

3.4 Táblázat: Azok a területek, ahol a talajvíz szintjének változása várható az KET megvalósítása előtt és azután

Vízszint változás	Terület ( km2)
	vízhozam=50 m3/s	vízhozam=200 m3/s
csökkenés	310,8	281,5
> 3 m	20,4	--
2 m - 3 m	55	48,5
1 m - 2 m	89,4	79,2
0 m - 1 m	146,0	153,8
növekedés	76,5	95,5
0 m - 1 m	44	63
1 m - 3 m	18,4	18,4
> 3 m	14,1	14,1

A kolmotáció hatásában rejlő bizonytalanságot mutatjuk be a 3.16 tablón (5. kötet). Feltételezve az üledék lerakódás és a kolmatáció még inkább pesszimisztikus, de egyáltalán nem lehetetlen esetét, ez további 2 m-t elérő talajvíz- szint csökkenést jelenthet, beleértve olyan területeket, ahol már egyébként is az 1 - 2 m-es szintcsökkenést jeleztek előre.

A szintcsökkenések mellett, várható a talajvíz áramlás irányának és a nagyságának a megváltozása is. A 3.10 tabló (5. kötet) magyarázó jegyzete jelzi a Duna főmedre közelében az áramlás irányának megfordulását. A mederből való vízpótlást felváltja annak ellenkezője, a Duna drénezi a környező talajvizeket. A 3.11 ábra változatosan szemlélteti a Duna fő és mellékáginak változó szerepét a vízpótlásban.

A 3.12 tabló (5. kötet) szemlélteti átlagos talajvízszint mellett a növények kapilláris úton történő vízellátására gyakorolt hatását. A 3.12 ábrán, a felső és alsó Szigetközben, felvett keresztszelvények mentén (B.13 tabló, 5. kötet), hogy a gát felépítését megelőző időben az átlagos talajvízszint a felső szelvényben éppen érintette a finom fedőréteget. A gát megépítését követően, a vízszintek alacsonyabban helyezkednek el és az oldalágak felől megindul a vízpótlás. A második keresztszelvényben, az átlagos talajvízfelszín jórészt a finom fedőrétegben található, viszont a KET megvalósulásával alá kerülne.

A gyökérzóna kapilláris hatáson alapuló, alulról történő nedvesítése a talajvíztükör és a finom fedőréteg aljának egymáshoz viszonyított helyzetének függvénye, de függ ezen-kívül a talajvíznek az évszakonkénti ingadozásától is, ugyanakkor a magas vízszint rendszerint egybeesik a növényzet maximális vízszükségletével. Ezek szerint háromféle területcsoport határozható meg, éspedig:

a) azok a területek, amelyeknél a talajvíz tükör állandóan esetén a finomrétegben van

b) azok a területek, ahol átlagos körülmények esetén a talajvíz tükör fedőrétegben van

c) azok a területek, ahol csak a Duna magas vízállásakor éri el a talajvíz a fedőréteget.

Az átlagos talajvíz szintekkel alábecsülhető a KET teljes hatása. A 3.7 tabló (5. kötet) tünteti fel a talajvízszint természetes évi változását, amely jelzi, hogy a Szigetköz szinte teljes területén a tavaszi és a kora nyári időszakban a szint 1 m-rel magasabb, mint az átlagos érték. A KET megvalósulásával a ez az évszakos változás megszűnik. Ennek következtében a gát megépítése utáni évszakos maximum azonos átlagos értékkel. Ennek következményeit szemlélteti a 3.12 tabló (5. kötet) és a 3.5 táblázat. A gát megépítését megelőzően az évszakonként változó talajvíztükötr a finom talajréteget mintegy 350 km² területen elérte. Az állandósult állapot viszonyait tárgyalva, látható lesz, hogy a gát felépítését követően ez a terület 186 km²-re csökkenne, vagyis a csökkenés 50 %-os (a Szigetközben ez 55 %-os).

3.5 Táblázat A KET megvalósítása előtt és után a talajvíz és a fedőréteg relatív helyzete

	Terület (km2)
Relatív helyzet	Eredeti Terv előtt	Eredeti Terv után	Különbség
állandóan nedvesített fedőréteg	135	116	19
átlagos talajvízszint mellett nedvesített fedőréteg	125	57	68
Duna magas vízállásakor, időszakosan nedvesített fedőréteg	93	13	80

A következő fejezetekben tárgyaljuk a talajokra, az ökológiára, a mező- és az erdőgazdaságra gyakorolt hatást. Megjegyzendő, hogy Szap közelében, ahol az alvízcsatorna a fő Dunával egyesül, a csúcsrajáratás naponként ismétlődő, ciklikus vízszintváltozást okoz. Ennek a talajra gyakorolt hatását a az 5. fejezetben tárgyaljuk

A víz minőségével kapcsolatban is aggályok állnak fenn. Erről az alábbi 3.5 fejezetben szólunk. Alapvetően összefügg mindez a tározó üledékének degradációjával, az aerob állapotok megszűnésével és a nehézfémek oldatba kerülésével, továbbá a talajvíz áramlásának változásaival. A dunai utánpótlódás megszűnése azzal jár, hogy nő a szerepe a környező területekről érkező rosszabb minőségű víz, továbbá az, hogy az ismert és ismeretlen szennyező források felőli áramlási irány megváltozik. Ott ahol a talajvíz szintje megemelkedik, az új szennyező források mosódhatnak be a talajvízbe.

A KET kezdeti megállapodását követő tárgyalásokon megoldásokat javasoltak kedvezőtlen hatások csökkentése érdekében, így a Duna főmedrébe fenékküszöbök építését és járulékos vízpótló rendszerek létesítését, javasolták.

Ezeknek a rendszereknek a értékelése meglehetősen bonyolult és még a jelenlegi korszerű, az áramlást, a hordalék lerakódását, vagy az eróziót, a meder kolmatációját és kémiai degradációját, a talajvíz áramlását, minőségét leíró modellek birtokában is a becslés nagyfokú bizonytalansága elkerülhetetlen. Nyilvánvaló, hogy 1989-ben a javaslatoknak a hatásai mindkét fél műszaki igyekezete ellenére sem voltak megfelelően értékelhetők, így alakult ki a mai helyzet. A felszín alatti vizekkel kapcsolatos gondok: a feliszapolódás hatása a kolmatációra és a kémiai bomlási folyamatokra és a időbeli változékonyság csökkenés.

EREDETI ÁLLAPOT Duna mellékág utánpótlás csak áradás alatt vagy után reduktív körülmények szerves anyagot tartalmazó üledék oxidatív körülmények szerves anyagot oxidatív körülmények tartalmazó lencsék Dunából érkező utánpótlódás

 

A - KET MEGVALÓSÍTÁSA UTÁN Duna mellékág utánpótlás csak áradás alatt szerves anyagot tartalmazó üledék reduktív körülmények szerves anyagot tartalmazó lencsék reduktív és oxidatív vizek keveredése táguló határfelület oxidatív körülmények szivárgó víz mesterséges oxidatív körülmények vízpótló rendszerből

3.11 ábra: A szigetközi utánpótlódás forrásainak vázlatos rajza

Az ábra komplikált! A feliratok fordítását külön mellékelem!

3.12 ábra: Talajvíz szintek a KET megvalósítása előtt és azt követően a
a) 1.; b) 2. keresztszelvény(v.ö. 3.13 tabló, 5. kötet)

3.4.2.2. Gönyűtől Nagymarosig

Gönyűtől Nagymarosig tartó szakasz a nagymarosi tározó duzzasztott vize gyakorolna hatást. Itt a legnagyobb gondot az üledék lerakódásának a parti szűrésű kutak vízhozamára és vízminőségére gyakorolt hatása okozza. Ezt a későbbi 3.6 fejezet tárgyalja részletesen.

További problémát jelent a megnövekedett felszíni vízszint felszín alatti vizekre gyakorolt hatása. Megoldásokat javasoltak a szomszédos, alacsonyan fekvő területek talajvízszint-emelkedésének orvoslására, elsősorban az esztergomi és komáromi öblözetben. Ennek egyik megoldása a talajvíznek kutakból, gyűjtő csatornákból való intenzív szivattyúzása volt (Ujfaludi, 1994). Jelezték, hogy a szakasz szigetein, védett helyeken pl. a hercegprímás palotájánál (fontos történelmi épület) gondok léphetnek fel. Bár az ilyen megoldások technikailag lehetségesek, rendszerint, elsősorban az üzemeltetés területén, igen költségesek, továbbá egyéb kockázattal is járnak, beleértve a szivattyúk meghibásodását, továbbá a nem megfelelő kiképzés és karbantartás helyi károkat okozhat.

A Dunántúli-középhegység karsztvizének és a Dunának a kapcsolatát korábban már említettük. 1980-as évek végén kiterjedt viták folytak arról, hogy ilyen hatást gyakorolhat a Nagymarosnál építendő gát erre a kapcsolatra, az ebben résztvevő hidrogeológusok véleménye a hatásról igen különböző volt. (Erdélyi, 1984, 1989 és Lorberer 1989a és 1989b). Lorberer (1994) 1987 és 1989 közti vizsgálatok eredményét foglalta össze, kiterjedt 1987 és 1989 közötti terepi vizsgálatok és ezt követő numerikus modellezés alapján.

Esztergomnál 1984-től a karsztvíz csökkenő szintje miatt szivárgás indult meg a Dunából, ezért feltételezték, hogy egy szabadtéri uszodát tápláló forrás vizének hőmérsékletének és oldott sótartalmának csökkenése erre vezethető vissza. A víztároló rétegbe való további vízbehatolást okozhat a nagymarosi vízduzzasztás, amely a melegvizű forrásokra és kutakra károsan hatna. Figyelembe véve a karsztrendszer lobális áramlási viszonyait, ennek megakadályozása nehéz, bár lehetséges tömítési megoldásokat javasoltak. Egy karsztos rendszer modellezése igen nagy bizonytalansággal jár, tekintve az (ismeretlen) preferenciális áramlási pályák fontosságát, mindazonáltal a szimuláció 3,3 m-es nyomásnövekedést mutatott, amelyet a 1,5-2,0 m³/min nagyságú, megnövekedett dunai beszivárgás okozna.(3.13 ábra).

Dunaalmásnál, annak ellenére, hogy hét korábbi forrás esetén a kapcsolat közvetlen lehet, feltételezték, hogy a karsztrendszerre gyakorolt hatás közvetett lehet, ami egy 1,2 - 1,5 m³/min-re növekvő beszivárgáshoz vezet.

Ugyancsak jelezték, hogy a Kis Duna vízszintjének befolyásolása érdekében javasolt vízszivattyúzás Esztergomnál növelné a háttérszennyezés veszélyét.

Az ábrák magyarnyelvű feliratokkal rendelkeznek!

3.13a: A regionális modell számítási eredményei alapján a nagymarosi duzzasztógát által 1992-től okozott nyomásnövekedés, m . Méretarány 1 : 2000 (Loberer nyomán, 1994)

3.13b: A regionális modell számítási eredményei alapján, a nagymarosi duzzasztógát által 1992-től okozott további átszivárgás(m³/d). Méretarány 1:2000 (Lorberer nyomán, 1994).

3.4.2.3 Nagymaros - Budapest

Ezen a folyamszakaszon figyelembe veendő elsődleges hatások Budapest ivóvíz ellátásához szükséges víz minőségével és vízhozamával kapcsolatosak, ezt a későbbi, 3.6 fejezet tárgyalja. A hőforrások vizére gyakorolt hatás feltehetően korlátozott.

3.4.3 A C VÁLTOZAT HATÁSA

A magyar részről a C Változat talajvízre gyakorolt hatása a magyar oldalon elsősorban a Szigetközben tapasztalt talajvízszint-süllyedésekben és az áramlási irányok megváltozásában jelentkezett.

Amint arra fentebb utaltunk, a gát megépítését megelőző időn a talajvíz szintjét a Duna vízszintje határozta meg. A C Változat felépítését követően, a Duna átlagos vízszintje Rajkánál 4 m-t, Dunaremeténél 3 m-t csökkent (3.8 ábra). A 3.13 tabló (5. kötet) tűnteti fel a Duna átlagos áramlási körülményei mellett a megfigyelt talajvízszint változást. A felső Szigetközben, a régi Duna mellett volt észlelhető a 3 m-t is meghaladó szintcsökkenés. Az érintett Dunaszakasz melletti 1,5 km széles sávban az észlelt csökkenés meghaladja a 2 m-t. Összesen 297 km² területen tapasztalható a talajvízszint-csökkenés (3.6 táblázat). Ugyanakkor 24 km² területen 0,25 m-es talajvíz szintnövekedés tapasztalható.

3.6 Táblázat : Azok a területek, ahol a C Változat megvalósítása előtt és azután a talajvíz változását észlelték

Vízszint változás	Terület ( km2)
	átlagos vízáram a Dunán	árhullám esetén
csökkenés	297	346
> 3 m	3	22
2 m - 3 m	24	47
1 m - 2 m	51	35
0 m - 1 m	219	242
növekedés
0 m - 0,25 m.	24	0

A Duna jellegzetes nagyvízi periódusait vizsgálva a várakozásoknak megfelelően, a hatások nagyobbak (3.13 tabló, 5. kötet). A csökkenő talajvízszinttel jellemezhető terület nagysága nem sokkal nagyobb (346 km²), de a jelentősebb szintcsökkenésekkel érintett területek megnövekedtek. A 3 m-t is meghaladó csökkenés 22 km²-nyi, 1-2 km széles és 25 km hosszú területcsíkot érint. Mintegy 69 km²-nyi területen a csökkenés 2 m, vagy azt meghaladó érték, ez a Dunától 5 km távolságban is mérhető (3.6 táblázat). Ezek az eredmények megerősítik a KET szimulációja során jósolt változások jellegét. A 3.14 tabló (5. kötet) szemlélteti az átlagos talajvíz szinteket. A Duna főmedre. amely korábban a legfőbb vízpótló volt, most a talajvizet drénezi. A víztartó réteg utánpótlódását most a a tározó és a mellékágak vízpótló rendszere jelenti.

A 3.7 táblázat adatai szemléltetik az áprilistól augusztusig terjedő időszakban a kapilláris nedvesítésre gyakorolt befolyást. Összesen 127 km²-nyi terület szenved a vízhiánytól, 37 km²-en teljességgel megszűnt az alulról történő nedvesítés.

A 3.13 tablón (5. kötet) bemutatott, keresztszelvények kútjaiban mért talajvizszint változások megerősítik a talajvízszintek jelentős süllyedését és a változékonyság csökkenését, amit a C Változat megvalósítása okozott.

3.7 Táblázat: A talajvíz és a fedőréteg relatív helyzete a C Változat megvalósítása előtt (1990) és azután (1993).

	Terület ( km2)
Relatív helyzet	C Változat előtt. 1990 április-augusztus	C Változat után 1993 április-augusztus	Különbség
állandóan nedvesített fedőréteg	112	78	34
átlagos talajvízszint mellett nedvesített fedőréteg	81	25	56
áradás idején, időszakosan nedvesített fedőréteg	90	53	37

3.5 A TALAJVÍZ MINŐSÉGE

Howard Wheater

3.5.1 A TERMÉSZETES RENDSZER

A fentiekben a Szigetköz és a hozzátartozó területek talajvize rezsimével foglalkoztunk. A gát felépítését megelőző időben a Szigetköz talajvizének pótlása a fő Duna kavicsos medréből származott. Ennek a víznek a minősége kitűnő volt, mint ahogy ezt a Rajka és Ásványráró közti, 1849-1815 fkm szakaszon lévő parti szűrésű kutak vízelemzési adatai igazolják (Horváth és Tóth, 1994). Ez a víz oldott oxigént tartalmazott; ennek mennyisége elegendő volt ahhoz, hogy oxidálja a kis mennyiségben jelenlévő szerves anyagot, azonfelül a vas-, mangán- és ammóniumionok csak elenyésző kis mennyiségben voltak jelen (3.8 táblázat).

3.8 Táblázat: 1991-ben a parti szűrésű kutak vizében jelenlévő redukált szennyező ionok
A vízminták Rajka és Ásványráró között, az, 1849-1815 fkm mentén a fő Dunából származtak (Horváth és Tóth, 1994).

Közepes koncentráció (mg/l)
Fe2+	Mn2+	NH4+
0,05	0,02	0,05

A 3.7 ábra szemlélteti a Duna vizének a Kisalföld talajvizére gyakorolt hatását, ez a megállapítás a stabil izotóp analízis alapján volt megtehető. Az oxigén-18 adatai jelzik a Duna vizének térbeli eloszlását, ebből következtetni lehet annak a talajvízre gyakorolt hatására. A trícium, amely a felszíni vizekben harminc évvel ezelőtt, a légköri nukleáris kísérletek eredményeképpen csúcsértékkel volt jellemezhető, a Szigetköz közepéig jutott. Ez a 30 év előtti koncentráció-front fontos időbeni jelzője a szennyezőanyagoknak a talajvízben való transzportjára, azok haladási sebessége 250 - 400 m/a-ra tehető. (Liebe, 1994).

Amint a Duna vizének hatása csökken, a talajvíz minőségének kedvezőtlen változását figyelték meg. A Szigetköz délnyugati részén a víz oldott sótartalmának, így a vas-, a mangán- és az ammóniumionok koncentrációjának növekedését tapasztalták. Az alsó Szigetközben, Győr szomszédságában ugyancsak növekedett a redukált redox formák mennyisége, a mélyebb kutak vízmintáiban a pliocén kori vízzel keveredés szintén kimutatható volt. Szigetközről azonban elmondhatjuk, hogy a talajvizének a minősége jó. Amennyiben abban szennyezőanyagot észleltek, az a víztároló réteg felső 20 m-es rétegében található, ez elszigetelt szennyezőforrásból származik, itt általában mezőgazdasági vagy települési eredetű nitrát-szennyezésről van szó. A Mosoni Duna és a Lajta folyótól délnyugatra eső területek közti mélyebb, ivóvízként használt talajvizek legmagasabb nitrát-koncentrációja (10 mg/l) is jóval alatta van az ivóvízre megengedett értéknek (Liebe, 1994).

A 3.5.2.1 fejezetben részletesen foglalkoztunk a szervesanyagokat tartalmazó üledéknek a talajvíz pótlásra gyakorolt hatásával. A szervesanyagok elbomlása fogyasztja a víz oldott oxigéntartalmát, ezért kémiailag redukáló körülmények alakulhatnak ki, ami a vas-, a mangán- és az ammóniumionok oldatba jutásával jár. Erre példaként szolgálnak a gátakkal, az azokkal kapcsolatos árterületekkel szerzett nemzetközi tapasztalatok, valamint (a 3.6 fejezetben tárgyaltak szerint) a magyarországi parti szűrésű kutak vize.

A Szigetköz mellékág rendszerének üledéke szerves anyagokban gazdag és, amint azt látni fogjuk, képes redukáló körülményeket létrehozni. A gát megépítése előtt ennek a talajvízre gyakorolt hatása elenyésző volt., Ma már nem ez a helyzet.

3.5.2 AZ EREDETI TERV HATÁSAI

3.5.2.1 A talajvíz minőségi romlásának nemzetközi tapasztalatai

Számos megjelent tanulmány meggyőző bizonyítékul szolgál arra, hogy a folyók duzzasztása a talajvíz minőségének romlásával jár (pl. Hahn et al., 1979; Márki, 1971.). A jelenlegi osztrák példák különösen idevágóak. Frischherz et al., (1986) az Abwinden-Asten-i Dunai Erőműnek a közeli, 48000 m³/d kapacitású kútrendszerre gyakorolt hatásáról számol be. Az alábbi fő változásokat említik:

-       a tározó vízszintjének növekedése

-       a duzzasztott térben az áramlási sebesség lelassulása

-       a vízszint ingadozásának csökkenése

amelyek azt eredményezik, hogy

-       az üledék-lerakódás növekszik

-       az üledéken keresztül a talajvízbe történő vízszivárgás az oldott oxigén fogyását okozza

-       az anaerob állapot az üledék egyes alkotóinak oldódását okozza

Ebben az esetben az üledék jelentős szervesanyag tartalommal rendelkezett. Az időnek és a következményeknek jelentős a szerepe. A tározót 1976 és 1979 közt építették meg. Egy közeli kút vizében elsőként 1979-ben mangánt találtak, majd ezt az ammónium megjelenése követte 1980 közepén, 1981-ben a vasionok is kimutathatók voltak. Egy másik kút vizében először az ammóniumion jelent meg 1980 végén, ezt a mangán követte 1982 közepén, majd a vas az 1983 év közepén. A következmény egy nyálkás, baktériumokat tartalmazó rétegnek a létrejötte volt a vízszolgáltató rendszerben, amely "jelentős technikai nehézségeket okozott".

Talán a legalaposabban vizsgált dunai tározó az Altenwörth-i, ugyancsak Ausztriában (Hary és Nachtnebel, 1989). Az Altenwörth-i vízduzzasztó környezetében vizsgálták a talajvíz minőségét, összehasonlítva azt egy nem duzzasztott folyószakaszéval. A duzzasztó rendszernek az alábbi hatásai voltak:

-       a kis vízáramlási sebesség miatt fokozott üledékképződés a tározóban,

-       a tározó vizének szivárgása a nagy szervesanyag-tartalmú üledéken keresztül a talajvízbe,

-       a talajvíz szint-ingadozásának, ezzel együtt a talaj oxigén-pótlásának csökkenése,

-       a talajrétegek állandó vízborítása, nagy szervesanyag terhelés

-       nagymérvű elárasztások elkerülése, ezzel a talajba és a talajvízbejutó oxigéndús felszíni víz mennyiségének csökkenése.

A felszíni és a talajvizek áramlási rezsimében okozott változás vezetett a csökkent vagy éppen zéró oxigénmennyiséget tartalmazó helyek kialakulásához, a vas, a mangán és az ammónium mobilizációjához, a szerves anyag és a nehézfém-terhelés valamelyes növekedéséhez. Például a következőket említik: "Az északi ártérben, amelynek állapotáról számos adattal rendelkezünk, olyan területek alakultak ki, melynek talajvizében csökkent az oldott oxigén koncentrációja, vagy egyáltalán nem volt oxigén kimutatható. Hasonlóan, az erőmű felépítését követően néhány évvel, jelentős vas és mangán koncentrációt állapíthattunk meg".

3.5.2.2. A Dunakiliti - Hrusov-i Tározó hatásai

Dunakilitinél a Duna duzzasztása megváltoztathatta a talajvíz áramlási körülményeit. Ez már magában is a talajvíz minőségével kapcsolatos gondokhoz vezet, ugyanis a talajvíz áramlása útjainak változása módosíthatja a jelenlévő szennyezők haladási irányát és annak idejét. A talajvíz utánpótlásának változó módja ugyancsak összefüggésbe hozható a vízminőség romlásának komplex és kiterjedt problémáival. Ezeket kívánjuk a következőkben taglalni, egyben hivatkozni Mucha (1990) valamint Mucha és Paulikova (1991) közleményeinek állításaira.

A Dunakiliti Tározónál számítani lehet a lebegőanyag kiülepedésére, a tározórendszer kolmatációjára. A lerakódott iszapon történő átszűrődés várhatóan anerob körülményekkel jár a szerves anyag lebomlás következtében. Erről a jelenségről máshol szóltunk.

Megjegyzendő azonban, mint az nyilvánvaló a nemzetközi tapasztalatok alapján, hogy ezek a jelenségek néhány évig nem feltétlenül jelentkeznek. Ugyancsak el kell azt is ismerni, hogy ebben a folyamatban rendkívül összetett jelenségek játszódnak le, beleértve a hordalék helyileg más és más kiülepedését, a tömődés és kolmatáció fizikai hatásait, a kémiai bomlást stb. amely folyamatok lejátszódásának leírása, a mai ismereteink alapján, csak nagy bizonytalansággal tehető meg.

Becsléseket végeztek a tározóból szivárgó víz minőségváltozásának megállapítására (László, 1994b), amelyet a redox állapotok számítására alapoztak, figyelembe véve a biológiailag lebontható szerves anyagok fokozatos oxidációját és a geokémiai egyensúlyi modell ezt követő alkalmazását. (MINTEQ modell, Batelle Pacific North West Laboratory).

Érzékenységi analízist végeztek, figyelembe véve a kulcs-paraméterek bizonytalanságának tartományait (3.9 Táblázat). Ezeket a számításokat a következő paraméterekre végezték el:

1. A legkedvezőbb aerob állapotok paraméter értékei,

2. A legkevésbé kedvező aerob állapotok paraméter értékei,

3. Az átlagos paraméterek csoportja

Az eredmények reduktív állapotokat a 2. és 3. esetnél jeleztek. Ismerve a bizonytalanságokat, megállapítható, hogy az átlagos paraméterek szolgáltatják a leginkább valószínű előrejelzést.

A MINTEQ modell a termodinamikai összefüggéseken alapuló kémiai egyensúlyokat alkalmazza a fémek megítélésénél. Ugyancsak alkalmazták ezt az érzékenységi analízisnél, amelynél a paraméter értékek realisztikus tartományát kívánták megállapítani. (3.10 táblázat

Mindenképpen meg kell érteni, hogy a bizonytalanságnak meglehetősen nagy fokával állunk szemben, különösképpen azért is, mert nem ismerjük még eléggé a jelenlévő vas és a mangán szilárd halmazállapotú vegyületeit. Az átlagos paraméterértékek szerint az oxigénmentes talajvízben a vas és a mangán maximális koncentrációja 25 mg/l vas ill. 5 mg/l mangán. A WHO és a magyar ivóvízre vonatkozó előírások 0,2-0,3 mg/l vas ill. 0,1 mg/l mangán koncentrációt engednek meg (3.11 táblázat).

A talajvíz rendszerre gyakorolt hatás függeni fog az üledéknek a tározóban való eloszlásától. Azzal a feltételezéssel kapcsolatban, hogy aerob viszonyokat lehet fenntartani a tározón belül a 3.14 tabló (5. kötet) közli a vízminőség szükséges jellemző tulajdonságait.

Az KET-ben foglaltak szerint a talajvíz utánpótlása a tározóból és más területekről történne, beleértve az árterület vízpótló rendszerét. Aerob talajvíz ugyancsak várható ezekről a területekről (3.14 tabló, 5. kötet), valamint ezzel kapcsolatban javasolt javító intézkedésekből, a C Változattal kapcsolatban kívánunk evvel foglalkozni.

3.9 Táblázat: A redox számítások paraméter tartományai

· a tározó vizében az oldott oxigén szintje	5 - 10 g/m3
· a tározó vizében a nitrát koncentrációja	5 - 10 g/m3
· a tározó vizének BOI-e	2 - 6 g/m3
· kiülepedő hordalék mennyisége	0,01 - 0,05 m/a
· kiülepedő hordalék biológiailag lebontható része	0,5 - 1 %
· szivárgás sebessége	0,02 - 0,1 m/d

3.10 Táblázat A kémiai modellezés paraméter tartományai

a víz hőmérséklete	5 - 15 oC
redox potenciál	0 - 50 mV
pH tartománya	6,5 - 7,5
hidrogénkarbonát	150-250 mg/l
szulfát	25-35 mg/l
klorid	15-25 mg/l
kalcium	30-70 mg/l
magnézium	10-30 mg/l
nátrium	5-10 mg/l
kálium	2-6 mg/l

 

A vas és mangán csapadékok kezdetben jelen vannak a szilárd mátrixban, az egyensúlynak megfelelően oldódnak.

3.11 Táblázat: Az egyes szennyezőanyagok ivóvízben megengedett koncentrációja

	EK (1980)		Magyar Szabvány (1989)		WHO (1993)
Komponens	javasolt	MMK	javasolt	MMK	MMK
Nitrátok NO3- mg/l	25	50	20	40	50
ammónium NH4- mg/l	0,05	0,5	0,1	0,5	1,5
vas Fe mg/l	0,05	0,2	0,2	0,3	0,3
mangán Mn mg/l	0,02	0,05	0,1	0,1	0,1
arzén As mg/l	--	0,05	--	0,05	0,01

MMK - maximális megengedett koncentráció EK (1980) - Európai Közösség Ivóvíz Direktívája (80/778/EEC) Magyar Szabvány, MSZ 150 - 1WHO (1993) Egészségügyi Világszervezet (WHO) Az ivóvíz minőség irányelvei.

 

3.5.2.3 A C Változat hatásai

A meglévő tározóval kapcsolatban Magyarországnak nem állnak rendelkezésére a talajvízre és az üledékre vonatkozó adatok. Az Európai Közösség Bizottsága a tervvel kapcsolatban megállapította, hogy az veszélyezteti a Samorin-i vízművek által Pozsony ellátására termelt víz minőségét (CEC, 1992). Ismeretes, hogy szlovák részről erőfeszítéseket tettek, hogy a meglévő kutak közelében a tározóban leülepedő hordalék mennyisége a lehető legkisebb legyen. (ld. Refsgaard et al., 1994), azonfelül szükségesnek ítélték azt, hogy új helyeket jelöljenek ki a kutak részére, ezzel is biztosítva a szükségletek fedezésére szolgáló víz megfelelő minőségét. (CEC, 1992/1993 jelentések).

Magyar részről fokozott figyelmet fordítottak a Szigetköz mellékág rendszeréből származó, a talajvíz pótlására szolgáló víz minőségére. 11 csoportban 62 figyelőkutat létesítettek a gátoldalak és a medrek mellett (3.12 táblázat és a 3.15 tabló, 5. kötet) . a felső 14,5 m mintázása érdekében. Mérték a víz hőmérsékletét, az elektromos vezetőképességét, meghatározták a főbb ionok, az egyes fémek, szerves anyagok és a nitrogén különböző oxidációs állapotú vegyületeinek koncentrációját A 3.14-től a 3.19 ábrák szemléltetik az 1994 augusztusa és szeptemberében mért eredményeket. Látható, hogy a vizsgált vizek nagy részében redukáló körülmények uralkodnak. Annak ellenére, hogy a megállapított adatok erősen szórnak, a 11 kútcsoport közül 9-nél a víz átlagos vaskoncentrációja meghaladja az Európai Közösség által az ivóvíznél megengedett maximális koncentrációt, a mangán koncentrációja pedig túllépi az EK irányértékét. Valamennyi esetben az ammónium koncentrációja nagyobb, mint az EK irányértéke. A nitrát koncentráció azt jelzi, hogy a mellékági talajvíz pótló rendszernél lévő 1 és 2 kútcsoport vize aerob állapotú (bár az 1 jelű kútcsoport vizében a vas koncentrációja elfogadhatatlan szintet ért el) és ezeknél a kutak mellett az üledék lerakódása csekély, ellentétben az oldalág rendszer mellett lévő 3 - 6 kútcsoporttal, ahol a redukáló körülmények fennállása kétségtelen.

A toxikus elemek általában kisebb koncentrációban vannak jelen, mint az az ivóvízben megengedett, azonban az arzén kivétel, ennek átlagos koncentrációja néhány kútcsoport esetén túllépte a WHO által felállított határértéket. Ez összefüggésben áll azzal, hogy redukáló körülmények közt az arzén oldatba jut.

A 11. kútcsoport, amely igen közel helyezkedik el a fő Duna medréhez, különös jelentőséggel rendelkezik. Említettük,(3.12 táblázat) hogy a Dunából a kutakba igen jó minőségű víz szivárgott. 1994-ben ennek a kútcsoportnak a vize azonban redukáló sajátságokat mutatott, a talajvíz minősége elfogadhatatlanná vált, jelezve a vízpótlás folyamatában beállt változást.

Megállapítható, hogy:

a dunai gátrendszer felépítését megelőzően az alluviális víztartót jó minőségű parti szűrésű víz töltötte fel a Duna kavicsos medréből,

A duzzasztás után a vízpótlás folyamata drámai változáson ment át. Bár a bizonytalansága jelentős, a számítások azt jelzik, hogy a tározóból származó víz minősége igen gyenge. A szlovák fél ténykedései jelzik ezt az aggodalmat. A magyar fél által megállapított adatok bizonyítják az oldalági rendszer mellől származó víz gyenge minőségét. A következmény az, hogy ennek a jelentős alluviális víztartónak a hosszú távú kedvezőtlen megváltozásával kell számolni. Az utánpótlódó víz vas-, mangán- és ammóniumtartalma általában túllépi az ivóvízre megengedett koncentráció értékeket. Némely esetben mérgező arzén is elfogadhatatlan koncentrációban van jelen. Hasonló hatások ugyancsak várhatók a javító intézkedések következményeként.

3.12 Táblázat: A vizsgált kútcsoportok jellemző paraméterei

A kútcsoport jelzőszáma	A vizsgált kutak száma	A felszíni víz és a kutak közti távolság (m)	A vizsgált kutak szűrőréteg-mélységének tartománya (m)
1	6	2 - 17	1,2 - 14,5
2	5	2 - 23	1,2 - 7,8
3	8	5 - 19	2,5 - 14,5
4	5	10 - 61	3,2 - 15
5	8	3 - 30	1,8 - 4,5
6	5	4 - 145	1,0 - 8,2
7	5	6,5 - 12	3 - 11
8	5	5 - 24	1,5 - 4,0
9	6	7 - 45	3,0 - 14,5
10	7	4 - 29	2,8 - 11
11	2	17	7,0 - 10,7

 

Vas a megfigyelő kútcsoportokban Ordináta vas (mg/l) Abszcissza Kútcsoportok jelzőszáma maximum középérték minimum

Figure 3.14: A vizsgált kútcsoportok vizének jellemző vas-koncentrációja (László, 1994a)

Mangán a megfigyelő kútcsoportokban Ordináta mangán (mg/l) Abszcissza Kútcsoportok jelzőszáma maximum középérték minimum

Figure 3.15: A vizsgált kútcsoportok vizének jellemző mangán-koncentrációja (László, 1994a)

Ammónium a megfigyelő kútcsoportokban Ordináta ammónium (mg/l) Abszcissza Kútcsoportok jelzőszáma maximum középérték minimum

Figure 3.16: A vizsgált kútcsoportok vizének jellemző ammónium-koncentrációja (László, 1994a)

KOIp a megfigyelő kútcsoportokban Ordináta KOIp (mg/l) Abszcissza Kútcsoportok jelzőszáma maximum középérték minimum

Figure 3.17: A vizsgált kútcsoportok vizének jellemző KOI koncentrációja (László, 1994b)

Víz oldott oxigén koncentrációja a megfigyelő kútcsoportokban Ordináta oldott oxigén (mg/l) Abszcissza Kútcsoportok jelzőszáma maximum középérték minimum

Figure 3.18: A vizsgált kútcsoportok vizének jellemző oldott oxigén-koncentrációja (László, 1994b)

Nitrát a megfigyelő kútcsoportokban Ordináta nitrát (mg/l) Abszcissza Kútcsoportok jelzőszáma maximum középérték minimum

Figure 3.19: A vizsgált kútcsoportok vizének jellemző nitrát-koncentrációja (László, 1994b)

3.6 PARTI SZŰRÉSŰ IVÓVÍZ-KÉSZLET

Howard Wheater

3.6.1 MŰKÖDŐ PARTI SZŰRÉSŰ KUTAK

Gönyűtől Budapestig parti szűrésű kutakat létesítettek, hogy különböző mértékben kiaknázzák az alluviális víztartót . Gönyű és Nagymaros között a folyószakaszra hatást gyakorol a nagymarosi tervezett gát duzzasztott vize, a nagyobb kút-telepek meglévő kapacitása közelítőleg 30000 m³/d (3.13 táblázat és 3.8 tabló, 5. kötet), az Ács-Komárom-Almásneszmély valamint az Esztergomhoz tartozó szakaszokon a potenciális készlet 19000 illetve 75000 m³/d (Magyar Tudományos Akadémia, 1994).

Nagymaros alatt, a Fővárosi Vízművek víztermelésének 64 %-a származik a várostól északra lévő kutakból, elsősorban a Szentendre sziget kútjaiból (ld. 3.9 tabló, 5. kötet) Rendkívül fontos, hogy ennek a nemzet szempontjából igen nagy fontossággal bíró, a nagymarosi gáttól feljebb és lejjebb elhelyezkedő vízkincs potenciális kockázatát értékeljük.

3.13 Táblázat: Gönyűtől Nagymarosig terjedő parti szűrésű kutak

Vízművek	Kapacitás (m3/d)
Komárom - Koppánymonostor	5000 - 6000
Nyergesújfalu	5000 - 6000
Tát	2000 - 3000
Esztergom - Prímás	12000 - 13000
Esztergom - Szentkirály	2000
Szob	<1000
Zebegény	<1000
Dömös	<1000

3.6.2 A PARTI SZŰRÉSŰ VÍZKÉSZLET POTENCIÁLIS KOCKÁZATA

A nagyobb európaif olyóban széleskörűen alkalmazzák a partiszűrésű vízellátást. Megállapították, hogy ez a módszer hatásosan távolítja el a káros anyagokat, például a szervetlen és szerves szennyezőket, a nehézfémeket, algákat és baktériumokat (pl. Sontheimer, 1980; Herrmann et al., 1986 és Chorus et al., 1992), bár a szennyezők eltávolításának a mértéke függ a szűrőréteg vastagságától. A szűrt víz minőségére hatással van a szűrőréteg kémiai összetétele. Ha ebben a rétegben kémiailag redukáló körülmények alakulnak ki, akkor lehetséges a fémek oldatba jutása, így vas és mangán (valamint egyéb nehézfémek, ha azok jelen vannak a folyó üledékében) kerül a vízbe, továbbá ammóniumionok képződhetnek és, a baktériumok működésének eredményeként kellemetlen kolmatációs jelenségek léphetnek fel (van der Kooij et al.,1985).

A parti szűrésű kutak által szolgáltatott vízmennyiség, azaz a kutak hozama függ a folyó vízszintjéről valamint a kutaknak a folyóval való hidraulikus kapcsolatától. Ez ugyanakkor függ a folyamágy geometriájától és a annak tulajdonságaitól.

Ennek a két faktornak a különféle kombinációja szabja meg a hozamot. A folyó vízszintjének, továbbá a meder szintjének változása befolyásolja a kút vízhozamát; az üledékképződésnek megváltozása szerves anyagokban gazdag üledék lerakódásával járhat. Ennek az üledéknek a bomlása, degradációja megváltoztathatja a szűrőréteg kémiai állapotát, amely a szűrt vízre nézve igen kedvezőtlen következményekkel járhat.

Továbbá, a nemzetközi tapasztalatok szerint egyáltalán nem szokatlan az, hogy a folyó melletti talajvíz, minősége rosszabb, mint a partiszűrésű vízé. Azonban, ha a folyóággyal való hidraulikus kapcsolat romlik, ez kevésbé jó minőségű vizet eredményezhet.

3.6.3 A PARTI SZŰRÉSŰ VÍZ MINŐSÉGROMLÁSÁVAL KAPCSOLATOS MAGYAR TAPASZTALAT

A 2. fejezetben foglalkoztunk a Duna medrének kotrásával. A Nagymarostól Budapestig tartó szakaszt elsősorban ipari célok érdekében kotorták, ugyanakkor ebben, részben, a hajózás érdekei is közrejátszottak. Ide kell számítani még a folyó szabályozásával kapcsolatos munkálatokat, a sarkantyúk építését. Két példa szemlélteti a kiülepedés változásának hatását a talajvíz minőségére.

3.6.3.1 A Surányi Vízművek

Ezt a vízművet a Fővárosi Vízművek építette a Szentendrei szigeten 1968 és 1971 között. Az 1965 és 1966-ban végzett vizsgálatokat követően, amelyek során meggyőződtek arról, hogy az ivóvíz sem vasat, mangánt, sem ammóniumiónokat nem tartalmaz, 20 kutat fúrtak. (3.20 ábra). Idővel a víz minőségével kapcsolatosan gondok támadtak, ezt először az 1980-as évek közepén az analízisek is megerősítették (László et al., 1990). 1984-ben végzett laboratóriumi elemzések viszonylag nagy koncentrációban mutattak ki mangánt és ammóniumot a 7. és 9. számú kutak vizéből (3.21 ábra). A 3.22 ábra szemlélteti az idő (1973 és 1984 között) függvényében a mangán és az ammónium koncentrációk változását a 4. és a 9. kutak vizében. A 4. kút vizében az említett ionok koncentrációja az 1970-es évek közepén a folyamatos növekedés után csökkenni kezdett, miközben a 9. kút vizének minősége folyamatosan rosszabbodott.

A vizsgálat programját a folyómederre is kiterjesztették, ez magában foglalta a az üledék részletekbe menő vizsgálatát, biológiai és kémiai vizsgálatokat. A 7. számú kút melletti meder vizsgálata két, üledékkel megtelt mélyedést tárt fel (3.23 ábra) amelynek kiterjedése elérte a 8. és a 9. számú kutakat is. Valóban megállapítható volt a fentebb leírt üledék degradáció, és ennek eredményeként a mangán és az ammónium amelyek elérték az EK (1980) által megjelölt maximális határkoncentrációt , 0,05 mg/l (0,05 g/m3) ill. 0,5 mg/l (0,5 g/m³) vagy a javasolt határértéket 0,02 mg/l (0,02 g/m³) ill. 0,05 mg/l (0,05 g/m³). Megemlítendő, hogy a 9. számú kút vizében 1984-ben az ammónium koncentrációja 90-szerese, a mangán 200-szorosa volt a javasolt határértékeknek.

A 4. számú kút vizsgálata alapján megállapították, hogy a felmerült gondokat az üledék degradációja okozta, azonban az üledék elmosódott azután, hogy a megépített sarkantyú a vízáramlás jellegét megváltoztatta.

Megmaradt azonban az a kérdés, miszerint a 7. és a 9. számú kutakkal kapcsolatos megfigyelt hatások állandó, vagy rövid ideig fennálló jellegűek? A 8. és a 9. számú kúttal kapcsolatban nemrégiben mért adatokat szemléltetik a 3.24 -től 3.29 ábrák , jelezve, hogy mindmáig elfogadhatatlan koncentrációban szennyezi a vizet a vas, a mangán és az ammónium. A folyamágy a kutak közelében stabilnak, megállapodottnak látszik. A következtetés tehát az lehet, hogy az üledék-lerakódásnak valóban hosszú ideig tartó hatása van.

CHINOIN HULLADÉKLERAKÓ TELEPE ÉGETŐ SZIGET VÁCI DÉLI VÍZMŰVEK DUNA BUDAPESTI VÍZMŰVEK SURÁNYI TELEPE

3.20 ábra: Suránynál, a Duna 1673 - 1678 fkm-nél a parti szűrésű kutak

Bal ordináta mangán és ammónium koncentrációja (g/m3) Jobb ordináta klorid koncentrációja (g/m3) Abszcissza kút jelzőszáma ¾ klorid ------ mangán .-.-.-.- ammónium

3.21 ábra: A kutak vizének minősége Suránynál

ordináta koncentráció (g/m3) ammónium a 9. számú kútban abszcissza év mangán a 9. számú kútban ammónium a 4. számú kútban mangán a 4. számú kútban

3.22 ábra: 1973 - 1984 évek közt a 4. és 9. számú kút évi legnagyobb mangán- és ammóniumion koncentrációja

7. számú kút DUNA 1674,000 km Balti tenger szintjétől, m Duna vízszintje (1980. 080 06) Legkisebb vízszint kavics iszap kavics iszap

3.23 ábra: A Duna medrének keresztmetszete a 7. számú kútnál

Ammónium a 8. sz. kút vizében Budapesti Vízművek Surány-i kúttelepe ordináta ammónium (mg/l) abszcissza év maximum középérték minimum

3.24 ábra: 1988 - 1993 évek között a 8. számú kút vizének évi legkisebb, legnagyobb és átlagos ammóniumion koncentrációja

Ammónium a 9. sz. kút vizében Budapesti Vízművek Surány-i kúttelepe ordináta ammónium (mg/l) abszcissza év maximum középérték minimum

3.25 ábra 1988 - 1993 évek között a 9. számú kút vizének évi legkisebb, legnagyobb és átlagos ammóniumion koncentrációja

Mangán a 8. sz. kút vizében Budapesti Vízművek Surány-i kúttelepe ordináta mangán (mg/l) abszcissza év maximum középérték minimum

3.26 ábra: 1988 - 1993 évek között a 8. számú kút vizének évi legkisebb, legnagyobb és átlagos mangánion koncentrációja

Mangán a 9. sz. kút vizében Budapesti Vízművek Surány-i kúttelepe ordináta mangán (mg/l) abszcissza év maximum középérték minimum

3.27 ábra: 1988 - 1993 évek között a 9. számú kút vizének évi legkisebb, legnagyobb és átlagos mangánion koncentrációja

Vas a 8. sz. kút vizében Budapesti Vízművek Surány-i kúttelepe ordináta vas (mg/l) abszcissza év maximum középérték minimum

3.28 ábra: 1988 - 1993 évek között a 8. számú kút vizének évi legkisebb, legnagyobb és átlagos vasion koncentrációja

Vas a 9. sz. kút vizében Budapesti Vízművek Surány-i kúttelepe ordináta vas (mg/l) abszcissza év maximum középérték minimum

3.29 ábra: 1988 - 1993 évek között a 9. számú kút vizének évi legkisebb, legnagyobb és átlagos vasion koncentrációja

3.6.3.2 A Nagymarosi Vízművek

A Dunai Regionális Vízművekhez tartozó Nagymarosi Vízművek két parti szűrésű kútja működött 1963 és 1988 között a Duna bal partján, az 1693 fkm-nél. Amint azt a 3.30 és 3.31 ábrák szemléltetik, az 1980-as évek elején hirtelen mind a két kútnál a víz minőségének romlása jelentkezett. A víz mangán- és ammóniumion koncentrációja az ivóvízben megengedett határértékek fölé emelkedett, ezért mind a két kút működtetési engedélyét visszavonták. 1986-ban egy csápos kutat létesítettek két kilométerrel lejjebb. Hat év után ennek a vize is elfogadhatatlan minőségűvé vált. Amint az a 3.32 ábrából kivehető, a redox körülmények megváltozása a víz megnövekedett mangán, ammónium és lecsökkent nitrát koncentrációhoz vezetett.

E három kút vizének kedvezőtlen megváltozását az okozta, hogy a mederben üledék rakódott le. Feltételezhető, hogy mindez a Nagymarosnál felépített körgát következménye.

Mangán Ammónium Nitrát KOI Ordináta mangán (m/l) ammónium (m/l) maximum nitrát (m/l) KOI (m/l) középérték Abszcissza év minimum

3.30 ábra: A Nagymarosi Vízművek 1. számú parti szűrésű kútjának vízminősége

Feliratok azonosak a 3.30 ábráéval !

3.31 ábra: A Nagymarosi Vízművek 11. számú parti szűrésű kútjának vízminősége

Feliratok azonosak a 3.30 ábráéval !

3.32 ábra: A Nagymarosi Vízművek parti szűrésű kútjának vízminősége

3.6.4 A VÍZHOZAM CSÖKKENÉSÉVEL KAPCSOLATOS MAGYAR TAPASZTALAT

Fentebb említettük, hogy Nagymaros alatt kiterjedt mederkotrást végeztek, részben az Eredeti Terv megvalósítása érdekében. Ennek következtében a folyómeder szintje átlagosan 2,5 m-t csökkent (Budapesti Vízművek, 1994). Ennek következménye kisvízi vízszintek csökkenése 1960 óta 0,6 m-rel Budapestnél, 1,23 m-rel Nagymarosnál és 1,5 m-rel Suránynál. A folyó medre egyenetlenné vált, ennek következtében egyes helyeken üledék rakódott le, ennek következményeivel fentebb foglalkoztunk. Budapest térségében a szűrőréteg vastagsága egyes helyeken 1 - 2 m-t csökkent, ami azt jelenti, hogy szerepének nem tud teljes egészében megfelelni. Ugyancsak csökkent a szűrést végző folyamágy szélessége mintegy 40 - 50 m-rel, ami 30 %-ot tesz ki. A csökkent vízszint alapján a becsült kapacitáscsökkenés 100.000 m³/d, a csökkent szűrőréteg alapján 200.000 m³/d.

3.6.5 AZ EREDETI TERV HATÁSAI

3.6.5.1 A nagymarosi gát hatása a Gönyűtől Nagymarosig tartó folyamszakasz mellett létesített parti szűrésű kutakra

Az ezen a szakaszon lévő parti szűrésű kutak fontos voltát fentebb tárgyaltuk. A kutak jelenlegi kapacitása mintegy 30.000 m³/nap, a potenciális készletek további 94.000 m³/nap hozamot biztosíthatnak (3.13 táblázat és 3.8 tabló, 5. kötet)

A 3.3 fejezetben leírtak szerint várható a felszíni víz minőségének változása. A legnagyobb gondot az üledékképződés folyamata okozza, mivel az a szerves anyagok degradációjával, a redukáló állapotok kialakulásával jár együtt. Fentebb részletesen taglaltuk, hogy ennek a jelenségnek a bekövetkezését mind a nemzetközi, mind a Dunával kapcsolatos budapesti tapasztalatok alátámasztják.

A hordalék szállításának folyamata igen bonyolult, a jóslás rendkívül bizonytalan. A nagymarosi tározónál az oda jutó lebegő anyag mennyisége függ a dunakiliti tározóból távozó vízhozamtól, az erőműcsatorna és a fő Duna medrében kialakuló hordalék-terhelési viszonyoktól. Rákóczi és Bognár (1985) becslése szerint az érkező hordalék terhelésének nagy része a nagymarosi Tározóba jut. A VITUKI (1988) szimulációs számításai szerint az áramlási viszonyoktól függően, a hordalék 41 és 73 %-a a felsőbb szakaszban marad vissza.

Eltekintve a beáramló hordalék mennyiségével kapcsolatos bizonytalanságtól, a nagymarosi Tározóba lépő vízáramot befolyásolni fogja az erőmű csúcsrajáratása, amely újabb bizonytalansági tényezőt ad az üledék-lerakódás kétdimenziós eloszlása becsléséhez.

Rákóczi és Bognár (1985) tanulmányukban azt sejtetik, hogy a legnagyobb gondot a Lábatlan és Nagymaros közötti 42 km hosszú szakasz fogja jelenteni, egyúttal az afölötti szakaszon sem zárható ki a jelentősebb üledékképződés. A finom szemcsefrakció ülepedési sebességét, valamint a sebesség profilok eloszlását véve figyelembe és a csúcsrajáratáskor folyamágyban várható iszapelsodrást tekintve, azt a következtetést lehet levonni, hogy a finom lebegő anyag mindkét oldalon 6,5 m mélyen a vízszint alatt fog főtömegében leülepedni mindegyik oldalon 80 m szélességben az 1708,5 fkm-nél és 280 m szélességben az 1724,4 fkm-nél Esztergom felett. Az 1985-ben készült tanulmány az üledék-lerakódás évi sebességét 40 - 50 mm-re becsülte. A csökkent üledék-beáramlás esetén a becsült érték 20 mm/a.

Starosolszky (1966, 1981) kutatómunkát végzett az üledék-lerakódásnak a folyadékszivárgás sebességére gyakorolt hatásának megállapítására, úgy találta, hogy a finom üledék képes az alluviális rétegig behatolni. Ennek alapján a parti szűrésű kutak hozamcsökkenését előidéző hatásokkal kapcsolatban feltételezte, ha

A. 5 cm-es iszapréteg rakódott le a vizsgált sávon, vagy

B. az iszapréteg alatt 1 m vastag összetömörödött allúviumi réteg található.

Az A. esetében a hozamcsökkenés 2 - 6 % (amely 1 - 2,5 éves üledék lerakódásnak felel meg) és 10 - 40 % a B. esetében a kút kialakításától függően.

A talajvíz minőségére gyakorolt hatás modellezése érdekében László (1994b) modellezte a szűrőrétegben kialakuló redox folyamatokat amelyeket a szerves anyagok degradációja idéz elő, azaz

- aerob respiráció

CH₂O + O₂ ® CO₂ + H₂O

- denitrifiláció

CH₂O + ⁴/₃ NO₃^- + ⁴/₅ H⁺ ® CO₂ + ²/₃ N₂ + ⁷/₅ H₂O

- mangán Mn(IV) redukció

CH₂O + 2 MnO₂ + 4 H⁺ ® 2 Mn²⁺ + 3 H₂O + CO₂

- vas Fe(III) redukció

CH₂O + 8 H⁺ + 4 Fe(OH)₃ ® 4 Fe²⁺ + 11 H₂O + CO₂

Ha a lerakódott üledék 2 % biológiailag lebomló szerves anyagokat tartalmaz (VITUKI, 1988), és az üledékréteg lerakódási sebessége 2 cm/a, a folyóvíz minősége átlagos, akkor megkezdődnek a redukciós folyamatok, a parti szűrésű kutakba szivárgó víz vas- és mangántartalmú lesz.

3.6.5.2 A nagymarosi vízduzzasztó hatása a lejjebb lévő parti szűrésű kutakra .

E szakasz ivóvíz készletének (3.9 tabló, 5. kötet) nemzeti jelentőségét már említettük. Szóltunk arról, hogy az Eredeti Terv megvalósítása érdekében végzett mederkotrás a folyóágy szűrőrétegét néhol 1 - 2 m-re csökkentette, valamint arról, hogy a üledék-lerakódás megváltozott módja komoly, a víz minőségével kapcsolatos gondokat okozott, aminek eredményeként az ivóvíz olyannyira romlott, hogy néhány minősítő paramétere két nagyságrenddel lépte túl a felállított követelményhatárokat. Így a nagymarosi körgát okolható azért, hogy két kutat le kellett zárni, mivel az azokból származó víz ivóvízként elfogadhatatlan volt. A Közös Egyezményes Terv szerint további mederkotrást terveztek azért, hogy a Nagymaros után a vizet 0,6 - 1 m-re csökkentsék

Ugyancsak említettük az üledéktranszport számításával kapcsolatos nehézségeket, a nagy bizonytalanságot. A nagymarosi gáttól lejjebb eső meder degradációjának numerikus modellezésére két alternatív megközelítést alkalmaztak, mind a két módszer a magyar Duna szakaszán szerzett tapasztalatokon alapul (Bakonyi, 1994). Nagyságrendi eltéréseket állapítottak meg a folyóágy változásainak előrejelzéseinél, a mederlehordás és a feltöltődés helyi sebesség értéke a legrosszabb esetet véve 1,5 m/a.

A tervezett mederkotrás hatását úgy ítélték meg, hogy az a parti szűrésű kutak 75.740 m³/d hozamcsökkenésével fog járni.

Nyilvánvaló, bár nem teljességgel bizonyos állítás az, hogy Budapest vízellátását veszély fenyegeti, ugyanakkor egyéb kedvezőtlen változások kísérik ennek a tervnek a megvalósulását.

IRODALOM

Bakonyi, P. 1994. Personal Communication, VITUKI, Budapest

Bakonyi, C. Gáspár and S. Szél. 1991. Development and Application of Water Quality Models for the Hungarian Stretch of the Danube. VITUKI, Report AKA/1. Manuscript, Budapest.

Berczik, Á. 1993. Impact assessment study on the Gabčíkovo-Nagymaros water power plant -surface waters. Report of the Institute of Ecology and Botany, Danube Research Station, Hungarian Academy of Sciences. Volume 4, Part II. Annex 10.

Berczik, Á. and K.T. Kiss, 1993. The trophic leven and eutrophication of the river Danube with special emphasis on the Vienna - Budapest section. Report of the Institute of Ecology and Botany, Danube Research Station, Hungarian Academy of Sciences.

Budapest Waterworks (Budapesti Vízművek). 1994 Effects of the riverbed dredging at "Nagymaros tail race" on the water resources of Water Supply Works. Budapest.

CEC Commission of the European Communities. 1992. Working Group of Independent Experts on Variant C of the Gabčíkovo-Nagymaros Project. WORKING GROUP REPORT. Budapest, November 23,1993. HM Volume 5, Part 2, Annex 14.

CEC, 1992. Fact finding mission of Variant C, 31 October, 1992. HM Volume 5, Part 2, Annex 13.

Chorus, I., G. Klein, J. Fastner and W. Rotard. 1992. Off-flavors in surface waters - how efficient is bank filtration for abatement in drinking water. Water Science Tech. 25. (2)
251-258.

Csanády, M. 1993. expert study of the hygienic evaluation of the effect of the Gabčíkovo-Nagymaros Project. Budapest.

Csanády, M., M. Kádár and M.S. Sciefner. 1994. A Duna vízminőségének higiénés értékelése (Evaluation of the hygienic quality of the Danube). Hidrológiai Közlöny, 76 (3) pp. 292-297.

Deák, Zs. 1977. Bakteriológiai vizsgálatok a Duna Rajka-Budapest közötti szakaszán. (Bacteriological examinations of the Danube section between Rajka and Budapest). Hidrológiai Közlöny. 2.

Darmendrail, D., 1986. Colmatage et effect filtré des berges lors de l¢alimentation des nappes alluvales par les cours d¢eau (Alluviai víztárolókat tápláló folyók partjának tömörödése és szűrőhatása) Report of BRGM.

Darmendril, D. 1988. Processus biogéologique susceptibles d¢etre impliqués dans l¢effet filtre des berges lors de l¢alimentation des nappes par les cours d¢eau. (Alluviai víztárolókat tápláló folyók partjának tömörödése és szűrőhatésa). Report of BRGM.

Equipe Cousteau, 1993. The Danube...for whom and for what? European Bank for Reconstruction and Development Agreement, Final Report. VITUKI. HM, Volume 5, Part 2, Annex 16.

Erdélyi, M. 1984. Water supply reserves of Budapest. Budapest Vol. 22/8: 6-8.

Erdélyi, M. 1989. Hydrology of the region between Dunaalmás and Nagymaros. Hitel. 10. 26-28.

Erdélyi, M. 1994. The hydrogeology of the uppert Danube section (before and after damming the river). Hungarian Natural History Museum, Budapest.

Frischherz, von H., H. Jung and W. Urban. Beeinflussung des Grundwassers durch Flusswasserinfiltrat. (A parti szűrés hatása a talajvízre). Österreichische Wasserwirtschaft. pp. 222-233.

Hahn, H.H., H.J. Heiss and F. Käser. 1979. Gütebeeinträchtigungen eines Uferfiltratwassers durch Staumaßnahmen in einem Fluß. (A folyó duzzasztásának hatása a parti szűrésű víz minőségének romlásában). Journal for Water and Wastewater Research. 1. 3-13.

Hary, 0., and H.P. Nachtnebel. Editor. 1989. Österreichissche Akademie der Wissenschaften. Öko-systemstudie Donaustau Altenwörth. Teil 1.Veränderungen durch Donaukraftwerk Altenwörth. (Az Altenwörth-i Dunaerőmű okozta változások). Német nyelven, angolnyelvű összefoglalással. Veröffentlichung des Österreichischen MAB-Programms. Vienna.

Hermann, R., W. Kaa and R. Bierl. 1986. Organic micropullutant behaviour in a river-water groundwater infiltration system. Conjunctive Water Use, IAHS Publn. (165), 189-198.

Horváth, I., and Gy. Tóth. 1994. Summary of the water and sediment quality examinations between 1990 and 1994 in the Szigetköz. Hungarian Geological Institute. Budapest.

Horváth, I., and László, F. 1994. Water quality in the Szigetköz river network before and after diversion of the Danube. Budapest.

Hungarian Academy of Sciences. 1994. Environment risk and impact associated with the Gabčíkovo - Nagymaros Project. Expert Group of the Hungarian Academy of Sciences. Budapest, pp. 191.

Hungarian-Slovak Boundary Water Commission. 1994. Water Quality Subcommission. Protocol. March 21-25, 1994.

Joint Contractual Plan 0-1, 1997.

KGI Környezetgazdálkodási Intélet. 1993. Felső Duna környezeti állapotváltozások 1986 január és 1992 december között. Környezeti állapotértékelés. Budapest.

KVM. 1988. Tájékoztató a Duna felső szakaszának vízminőségi helyzetéről. Kézirat.

László, F. 1994a. Water quality changes in the groundwater of Szigetköz. VITUKI, Budapest.

László F. 1994b. Személyes közlés. VITUKI, Budapest.

László, F., ). Homonnay és M. Zimonyi. 1986. Impacts on river training on the quality of bank filtered water. Wat. Sci. Tech. 22 (5), 167-172.

Liebe, P. 1994. Environmental-ecological effects of the Gabčíkovo-Magymaros Project. Subsurface Waters. Budapest. HM, Volume 1, Appendix 3.

Liepolt, R. 1965. Limnologie der Donau. (A Duna limnológiája). Német nyelven. Stuttgart.

Lorberer, Á. 1989a. Remarks on Erdélyi article. (1989). Hidrológiai Közlöny 70/4, pp. 246-247.

Lorberer, Á. 1989b. Nagymaros barrage -expectable impact on subsurface water resources. Xth International Congress of Speleology. 13-20 August 1980, Budapest.

Lorberer, Á. 1994. Interaction between the Danube and the Karstic water reservoir of the Transdanubian mountain range. VITUKI, Budapest.

Märki, E. 1971. Gewässerschutzprobleme an Staungewässern in der Schweiz. (A svájci víztározók szennyezési problemái). Wasser und Abwasser. 78-91.

Mucha, I. 1990. Grundwasserprobleme im Slovakischen Donaugebiet. (Talajvíz problemák a szlovák Duna vidékén). Annex 2. of the Slovakian Application of EC PHARE Program for Environment Protection, Bratislava, Volume 4, Part II, Annex 11.

Mucha, I. 1993. Report on Temporary Water Management Regime - Independent Scenario, Bratislava, November 28, 1993.

Mucha, I. and E. Paulikova. 1991. Groundwater quality in the Danubian lowland downwards from Bratislava. European Water Pollution Control. 1 (5) 13-16. HM, Volume 5, Part 1, Annex 11.

OVIBER National Investment Enterprise for Hydraulic Project. 1994. Hydraulic evaluation of the Slovak Variant C. Preliminary Expertise. Budapest, January 1994. Nem közölt tanulmány.

Petrasovics, I. 1988. Az agrohidrológia legfontosabb kérdései. Akadémiai Kiadó, Budapest.

Rákóczi, L. and S. Bognár. 1985. Effect of the Gabčíkovo - Nagymaros Project on sediment transport. VITUKI, Budapest.

Refsgaard, J.C., M3/S. Hava and J.K. Jensen. 1994. An integrated eco- and hydrodynamic model for prediction of wetland regime in the Danubian lowland under alternative operation strategies for the Gabčíkovo - Nagymaros hydropower plant. Előadás, elhangzott a Conference on Wetland Management-en. 2-3 June, 1994, London. Volume 4, Part ii, Annex 12.

Simonffy, Z. 1994. Személyes közlés. VITUKI, Budapest.

Somlyódy, L. 1991. Application of system analysis in water pollution control, Perspectives for Central and Eastern Europe. Water Science and Technology, 24 (6) 73-87.

Somlyódy, L. and O. Varis. 1993. Modeling the quality of rivers and lakes. Environmental Modeling - Vol. 1. Computer Methods and Software for Simulating Environmental Pollution and its Adverse Effects. Computational Mechanics Publication, Southampton, Boston. pp. 141-224.

Somlyódy, L. et al., 1989. Water quality issues concerning GNBS. Models and applicabilioty. Budapest. Volume 4, Part II, Annex 13.

Sontheimer, H. 1980. Experience with riverbank filtration along the Rhine river. Journal AWWA, July, 386-390.

Starosolszky, Ö. 1981. The impact of clogging on the interception and infiltration canals in the Szigetköz area. Final report. VITUKI, Budapest.

Starosolszky, Ö.1966. A dunai vizierőmű rendszer által érintett területek kolmatációs kérdéseinek vizsgálata. VITUKI Proceedings. 1966.

Ujfaludy, L. 1994. Impacts of the Nagymaros Dam on Groundwater Investigation of the Mitigation Measures. VITUKI, Budapest.

Van der Kooij, D., J.T. Groennon, I.C. Kruithof, P.C. Noordanm A. Noordelj, P.Stuyfzand and M.A. van der Gaag. 1985. Water quality aspects of river bank filtration in the Netherlands. Wat. Supply. 3. Berlin. A. 41-50.

VITUKI. 1993. Hidrológiai és medermorfológiai vizsgálatok a Duna felső szakaszán és a Szigetközi ágrendszerben. Összefoglaló jelentés, VITUKI Hydrologic Institute, March. 1993.

VITUKI. 1978. The expected effects of the GNBS on water quality. Report. No. III. 4.3.42., Budapest.

VITUKI. 1981 The effect of the Danube on the water management condition of bank filtered areas. Report. No. 722/3/29, Budapest.

VITUKI. 1987. GNV területi megfigyelő rendszer (vízminőségi állapot ferlmérés).Report No. 7623/3/163, Budapost.

VITUKI. 1988. Víz- és üledék valamint hidrobiológiai vizsgálatok a Dunán, a mellékvízfolyásokon és a mellékágakon. Report No. 7642/3/970. Budapest.

VITUKI. 1993. Hydrological and morphological investigations at the upper Danube reach and the side brancs szstem of the Szigetköz. Summary Report. (Magyar és angol nyelven) BITUKI Hydrological Institute, March, 1993.

VIZITERV. 1985. A Gabčíkovo - Nagymaros Vízlépcsőrendszer környezeti hatástanulmánya. Budapet.

WHO-VITUKI. 1976. Vízminőség szabályozási mintaterületek Magyarországon. Project zárójelentés. UNDP-WHO HUN/71/505 - HUN/-PIP/001, Budapest.

World Bank. 1991. Environmental Assessment Sourcebook. Environmental Department, Technical Paper, No. 139.

 

 

4. FEJEZET

 

A NÖVÉNY- ÉS ÁLLATVILÁG

 

4.1 TÖRTÉNELMI FEJLŐDÉS

Vida Gábor

A Gabčíkovo - Nagymaros terv hatása Budapest és Bratislava közt fekvő nagy területet érinti. Azonban ez a hatás leginkább a folyó egyedülálló szárazföldi deltáján (amelynek a magyarországi részét Szigetköznek, a szlovákiait Zitny Ostrov-nak nevezik), lesz érezhető. Ezt a területet eredetileg különféle vizterek boritották, ahol különböző erdők voltak találhatók, az ártéri erdőktől a legszárazabb erdőssztyeppéig bezárólag. A természetes (pl. áradás) vagy mesterséges (pl. erdőirtás) zavaró hatások következtében, amelyek főleg az elmúlt században kezdődtek, a természetes környezet változatos voltát több szukcessziósor gazdagitotta, és rendkivüli faj- és közösségdiverzitás alakulhatott ki. Az élőlényeknek ez a tarkasága és sokfélűsége mellett a terület értékét még annak átmeneti helyzete is növelte. Az állat- és növényvilág pannóniai, kelet-alpi (Noricum) és kárpáti elemeinek itt a találkozó helye. Maga a klíma is keveréke a kontinentális, az atlanti, sőt a szub-mediterrán hatások.

A száraz, ritkán elöntött területek régóta mezőgazdasági művelés alatt állanak. A múlt század közepén nagyarányú folyamszabályozási munkálatok kezdődtek, az árterület 2-6 km-es, az árvédő töltések közti keskeny sávra szűkült (ld. 2. Fejezet). Ez a természetbe való beavatkozás azonban nem változtatta meg jelentősen a talajvíz szintjének eloszlását a régi (azaz a korábbi) árterületen. Sokkal nagyobb hatással járt azonban az a folyamszabályozás, amelyet a hajózás érdekében végeztek. Az eredeti folyómedret a mostani főággá alakították át, ezenfelül oldalág-rendszert hoztak létre, ezzel az mellékágak rovására a főág vízhozamát az összesnek 90%-ára növelték. Ezzel az árterületen egy sor lassú átalakulási folyamat indult meg.

 

4.1.1. VÉDENDŐ ÉRTÉKEK

Az emberi beavatkozás ellenére a biológusok különlegesen gazdag növény- és állatvilágot találhattak ezen a területen (ld. 4.1 Tablót, 5. Kötet). Mészáros és munkatársai (1994a, 1994b) leírásai szerint a Szigetközben mintegy 80 különféle növénytársulásban (asszociáció) vagy ezer edényes növényfaj található. Sajnos csak elégtelenül ismertek az itt előforduló alacsonyrendű növények (mohák, zuzmók, algák stb.), gombák és mikroorganizmusok.

Az állatvilág talán még gazdagabb (ld. Mészáros et al., 1994a, 1994b). A zoológusok által feljegyzett fajok száma néhány ezerre tehető, azonban ez csak a fauna töredéke lehet. Ennek a természetes környezetnek a mostani gyors tönkremenetele kérdésessé teszi, hogy meg tudjuk-e ismerni egyáltalán a Szigetköz teljes állatvilágát.

A természetes áradás volt az élővilág változatosságának a fenntartója egészen 1992-ig. Ez valójában lehetetlenné tette azt, hogy az ártéren más, oda nem illő faj megtelepedjen s ezzel segítette azoknak a túlélését, amelyek az ottani életkörülményekhez alklamazkodtak.

A Szigetköz edényes növényfajainak 8%-a tartozik a védett kategóriába. A területen 314 védett állatfaj él, ezek közül 66 szerepel a Magyar Vörös Könyvben. Összesen 9.178 ha természetvédelmi terület (Mészáros, 1994b).

Közismert, hogy ez a terület, általánosabban a folyó szárazföldi deltája, a nemzetközi figyelmet is felkeltette, továbbá nagy a nemzeti értéke (pl. Dister, 1994). Az utóbbi évtizedekig a Bratislava és Győr közti sík terület Közép- és Kelet-Európa legnagyobb és legértékesebb árterülete volt. A Szigetköz és a Zitny Ostrov-i terület nagyobb, mint a Rajna és a Rhone folyók hasonló területei, az utóbbiakat jelentősen megváltoztatta az, hogy azokon vízierőműveket építettek. A Szigetköz és Zitny Ostrov "különösképpen értékes morfodinamikája miatt, azonban alapvetően tönkretették azzal, hogy megépítették a Gabčíkovo - Nagymarosi vízierőművet" (Dister, 1994). Magáról a Szigetközről szólva, a C Variáns befejezését megelőzően a terület egyedülálló volt a természetes ártéri élőhelyek változatossága, földrajzi és geomorfikus helyzete, geomorfológiai és hidrológiai sajátosságai valamint a szub-atlanti klímája miatt. Mindezek a jellegzetes tulajdonságok "vezettek olyan fajkészlet kialakulásához, amely részben különbözik az európai folyóvölgyek szokásos állatvilágától" (Mészáros et al., 1994b). Ennek a területnek a nemzetközi értéke jól ismert az irodalomban (cf. Mészáros et al., 1994a).

A növény- és állatvilágban alapvető károk kelentkeztek a C Variáns megvalósításával (ld. Mészáros et al., 1994a és 4.5 Fejezet). Az ökológus számára nem lehet kétséges, hogy az ezideig jelentkező veszteség csak az első jele a terület teljes tönkremenetelének. Ez a folyamat évtizedekig is eltarthat, amely a gyors változásokhoz szokott laikus szemében csak igen csekély változás benyomását teszi. A rövidlátás nem lehet mentség. A valódi gond a fokozatos, de mindenképen összegeződő veszteségek tömege.

A Rioi Konferencia ajánlásai szerint az "óvatosság elvét" kell alkalmazni ilyen esetekben, vagyis, megfelelő tudományos ismeret hiányában kerülni kell a nagyléptékű beavatkozásokat. Ez az elv jól egybecseng az ökológiai tudományok gyakorlatával.

 

4.2 A TERMÉSZETES RENDSZER

Vida Gábor

 

4.2.1 A BIODIVERZITÁS FONTOSSÁGA

A természetes földi élőlény-közösségekben ezernyi élőlény (növények, állatok, gombák és mikroorganizmusok) 400 millió év óta él egymás mellett és egymással kölcsönhatásban, megtestesítve sikeres újdonságokat és kiküszöbölve hibákat a koevolució során. Csak a közelmúltban döbbentünk rá, hogy napjainkban a gyorsan visszaszoruló természet gazdagsága még mindig egy igen gazdag világ. Továbbá, e természeti rendszerek igen értékes információkkal szolgálnak részünkre az energia és az anyagok felhasználásának hatékony szervezési elveiről. Még fontosabb ennél az, hogy valójában mi, emberek függünk a természetes ökoszisztémák lététől és szolgáltatásaiktól.

A természet vagy az ember által létrehozott ökoszisztémák közti különbség a biodiverzitás relativ skálájában keresendő (Vida, 1994). A természetes rendszerekre jellemző számos faj megjelenése (vagy a fajok sokfélesége, diverzitása) , ugyanakkor minden egyes faj (species) sokféle génnel (alléllel) rendelkezik, ezzel genetikai diverzitást képes létrehozni, amely egyik alapfeltétele a hosszútávú túlélésnek. A másik oldalon, az ember által létrehozott rendszerek, pl. az agroszisztémák, sokkal szegényebbek, mind a fajok, mind azok genetikai diverzitása tekintetében.

A biológiai sokféleség megértésének és fenntartásának szükségessége mind a szakirodalomban, mind a népszerű sajtóban világszerte köztudottá vált az 1980-as évek végére (Groombridge, 1992 és Wilson, 1988).

A modern társadalmak legtöbb gondot okozó problémája a Föld tájainak átalakítása, ami a talaj, a vizek, a növényzet és a légkör változásával jár együtt (Solbrig et al., 1992). A biodiverzitás megváltoztatása károsan befolyásolja a bioszféra működését. J.W.M. La Riviere, a hollandiai Delftben az International Institute for Hydraulic and Environmental Engineering munkatársa, a biodiverzitást a korszakunk legfontosabb problématerületének látja, a következő okok alapján:

1) a teremtés élő része, lehet, hogy az egyetlen a Világegyetemben;

2) a gazdasági javak tárháza, amelynek sem kutatása, sem kiaknázása még messze nincs befejezve;

3) az élet fennmaradásának igen fontos része. Sajnos még nem ismerjük eléggé ennek bonyolult és igen sebezhető mivoltát" ( La Riviere, 1992).

F. di Castri, az IUBS (a Biológiai Tudományok Nemzetközi Uniója) elnöke állítása szerint ”a biodiverzitás valószinűleg a környezeti tudományok egyik legfontosabb kérdésévé fog válni” (di Castro, 1990). Két évvel a Rioi Csúcstalálkozót követően a Biológiai Sokféleség Egyezményt (Convention on Biological Diversity) több mint 150 ország, köztük Magyarország is aláírta.

Ennek az Egyezménynek a bevezetője az alábbiakat állítja:

"Megerősitve, hogy a biológiai sokféleség megőrzése az emberiség közös ügye;

Megállapitva, hogy az Államok szuverén jogokkal rendelkeznek saját biológiai erőforrásaik felett;

Megállapitva azt is, hogy az Államok felelősek biológiai sokféleségük megőrzéséért és biológiai erőforrásaik fenntarható módon történő használatáért;

Aggódva amiatt, hogy a biológiai sokféleség jelentősen csökken bizonyos emberi tevékenységek miatt;

Tudatában annak, hogy a biológiai diverzitással kapcsolatos információ és tudás általában hiányzik, és hogy sürgősen szükség van tudományos, technikai és intézményi kapacitás kifejlesztésével azon alapvető ismeretek megszerzésére, melyek alapján a megfelelő intézkedések megtervezhetők és végrehajthatók;

Megjegyezve, hogy a biológiai sokféleség jelentős csökkenésének vagy elvesztésének okait létfontosságú előre látni, megelőzni és okait megszüntetni;

Megjegyezve azt is, hogy ahol a biológiai sokféleség jelentős csökkenésének vagy elvesztésének veszélye fenyeget, a teljes tudományos bizonyosság hiánya nem használható érvként az e fenyegetés elkerülésére vagy mérséklésére irányuló intézkedések elhalasztására;

Megjegyezve továbbá, hogy a biológiai sokféleség megőrzéséhez az alapvető követelmény az ökológiai rendszerek és természetes élőhelyek in-situ védelme és a fajok életképes populációinak fenntartása és helyreállitása tremészetes környezetükben.

A fentiek teljességgel megegyeznek a biológusok mindennapi tapasztalataival és ismereteikkel. Ezzel egyértelmű, hogy igen fontos mind nemzeti, mind a nemzetközi szempontból a Szigetközben és a Gabčíkovo-Nagymaros-i Terv által érintett területeken a biodiverzitás fenntartása és megóvása.

 

4.2.2. A VIZIERŐMŰ FELÉPÍTÉSÉVEL ELKERÜLHETETLEN A BIODIVERZITÁS ELVESZTÉSE

A természetes ökoszisztémák a legbonyolultabb természeti rendszerek közé tartoznak. Annak ellenére, hogy ezen a területen számos tanulmány jelent meg, az ökológusok még messze állnak attól, hogy teljességgel ismerjék ezeket a bonyolult rendszereket. A természetes ökoszisztémák a növényvilág, a növény- és húsevő állatok világának, a lebontó szervezeteknek, valamint az élettelen természet rendkívül összetett rendszereinek szövedékét alkotják. Az ökoszisztéma élőlényeinek zöme oly kicsiny, hogy nem látható, a Szigetköz erdőiben több ezer faj él, melyek közül a gyönyörű fák, a vadászható állatok, a halak és madarak az összesnek csupán 1-2 %-át képviselik. Az ártér ökoszisztémájában maga a folyó képviseli a rendszer szívét. Ennek fizikai, kémiai és biológiai paraméterei befolyásolják közvetlenül vagy közvetve a rendszer minden egyes részét. Lehetetlen azt képzelni, hogy változás nélkül fenntartható egy folyami ökoszisztéma akkor, ha a vízhozam zömét a folyó főágából egy elszigetelt üzemi csatornába terelik. Mindezek ellenére Miroslav Liska, a vezető csehszlovák mérnök, a New Scientist részére az alábbiakat állította (Pearce, 1994): "A folyó ökológiai funkcióját különválasztottuk annak hajózással és a kereskedelmi élettel kapcsolatos szerepétől. Ez azt az egyedülálló lehetőséget biztosítja a számunkra, hogy a folyónak ezen a részén a természetes formát, körülményeket fenn tudjuk tartani".

Ez a művi módon létrehozott "természetes formája" a korábbi folyónak legjobb esetben csak egy mesterséges tavi ökoszisztéma lehet, ha duzzasztógátat építenek, vagy egy kis mesterséges folyó, ha nem. Mindenképpen messze van attól, hogy az alább tárgyalt eupotamikus szerepét betöltse.(ld. 4.3.2.2 Fejezet). Vajon milyen ökológiai szerepe marad annak a folyónak, amelyben a vízfolyás hiányzik? Ez a jelenség csak akkor lehet igaz, ha a vízhozam 95%-a a folyó főágában áramlik.

A Gabčíkovo-Nagymaros Vízlépcső Rendszer megvalósításával a növény- és állatvilág mindenképpen veszteségeket fog szenvedni az alábbi okok folytán:

-       Egyes természetes élőhelyek megszűnnek.. Azok a fajok, amelyek az ezek által biztosított körülményeket igénylik (a nagy sebességű vízárammal rendelkező főág), el fognak tűnni ;

-       A vízszint és a vízáramlási viszonyok megváltozásával számos faj számára kedvezőtlen körülmények alakulnak ki, ezért kénytelenek eddigi helyükről elvándorolni és új, megfelelő helyet keresni. Ez az eset egyébként gyakran előfordul egy természetes úton fejlődő vízrendszernél. Jelenleg, a csúnyi gát által létrehozott helyzet ettől lényegesen különbözik, ugyanis a létrejött változás rendkívül nagy volt (pl. 2-3 m-es vízszint csökkenés), a természetes vagy félig természetes helyek most felaprózódtak, széttöredeztek, nagy távolságok választják el a megmaradtakat egymástól, ezért csak kevés lehetősége maradt meg annak, hogy az érintett fajok új, a részükre megfelelő helyekre leljenek;

-       Még ha találnak is megtelepedésre alkalmas helyet az elvándorolni kívánó fajok, ott efemer, “gyom” fajokkal kell megküzdeniük, de az elvándorlással járó “bottle-neck” effektus genetikai diverzitásuk jelentős veszteségét jelenti, és ezért nem, vagy csak igen nehezen tudnak megtelepedni. A genetikai diverzitás megléte szükséges ahhoz, hogy az adott populáció beleilleszkedjen az új közösség táplálékláncába (Vrijenhoek, 1994) ;

-       Az erőmű csúcsrajáratásával együttjáró, a vízszint és a vízáramlás óriási naponkénti ingadozásai további megterhelést, sőt veszteségeket okoznak a vízi és vízparti ökoszisztémáknak (ld. 4.4 Fejezetet).

 

 

 

4.2.3 KISZÁMITHATÓSÁG ÉS VISSZAFORDÍTHATÓSÁG

Mindezek alapvetően sztochasztikus folyamatok : mind az időszükségletük, mind a megvalósulásuk lényegében megjósolhatatlan. Korlátozott mértékű zavaró beavatkozás okozhatja a biodiverzitás helyi növekedését, de ez rendszerint a regionális biodiverzitás számlájára történik. Más szavakkal, ha egy új, mindenütt megélő faj jelenik meg egy biotikus közösségben, az a csak ott élő, unikális helyi fajt vagy genotípust tönkreteheti.

Ezek szerint a végső eredmény, a helyi biodiverzitás elvesztése elkerülhetetlen. Ezt valamennyi vízszabályozás bebizonyította, beleértve a Felső Rajnán vagy a Rhone-on létesített vízlépcsőket is. Peterman (1987), a Felső-Rajna ökológiáját érő hatások egyik szakértője, a két évszázad alatti folyamszabályozás hatásairól adott számot. "Egészében véve, minden beavatkozásnak van káros hatása, amely további intézkedések megtételét igényli " (v.ö. Lösing, 1994). A biodiverzitás elvesztésének legszomorúbb ténye az, hogy ez a folyamat bizonyos mértékben visszafordíthatatlan, különösképpen azokban az esetekben, amikor a természetes környezet fizikai változásokat szenvedett. Ellentétben a kémiai okokra visszavezethető beavatkozásokkal vagy szennyezéssel, a fizikai beavatkozások, pl. egy duzzasztógát létesítésének hatása visszafordíthatatlan változásokat hoz létre. Feltételezve, hogy az elűzött faj újbóli letelepedése sikerrel járt, generációinak százai szükségesek ahhoz, hogy olyan, vagy ahhoz hasonló génkészlet jöhessen létre, mint amellyel az eredeti populáció rendelkezett (Frankel és Soule, 1981).

 

 

4.3 ÁRTEREK ÖKOLÓGIÁJA

Joachim Lösing és Albert Roux

4.3.1 BEVEZETÉS

Korábban a folyókat egydimenziós strukturáknak tekintették, amelyek alsó és felső folyását a környezeti paraméterek határozzák meg. Az elmúlt tíz évben ez a szemlélet más funkcionális dimenziókkal egészült ki: az oldalirányú dimenzióval (a folyó - ártér kölcsönhatások), a függőleges dimenzióval (a felszíni víz és a talajvíz kölcsönhatásai) és az idődimenzióval, amely a földtörténeti folyamatoknak az ökológiára gyakorolt hatását világítja meg. (Amos et al., 1987). Itt csak a laterális dimenzióval, a folyó menti árterülettel foglalkozunk.

Az ártérek meghatározó ökológiai tényezője az áradások és a száraz időszakok megismétlődő jelensége. E nélkül az egész ökoszisztéma, beleértve a jellegzetes ártéri erdőket és egyéb élőhelyeket, nem tudna létezni. Az árterületek kiterjedt “kétéltű” ökoszisztémák, ellentétben más vizenyős területekével.

 

hidrodinamika a vízszint időszakos változása, annak amplitúdója és a talajvízszint ettől függő ingadozása	morfodinamika erózió, hordalék szállítás és kiülepedés (parthibák képződése, kavicsos partszakaszok töltések és agyagos fedőré-tegek)
pedodinamika talajképződés ; a talaj víz- és levegőtartalma mérlegének dinamikája ; tápanyagok és (szennyezők) importja
biodinamika az árterület evolúciója (önorganizáció) biocönózis és szukcesszió

4.1 ábra: A struktúrák változatosságáért felelős folyamatok az ártér természetes dinamikájában

A folyamszakaszok vizszintjének időszakos ingadozásait és azok amplitúdóját, valamint az elöntött területet a hidrodinamika valamint a folyó fajlagos vízhozam-rezsime határozza meg. Az áramló víz eróziót okoz, szállít, majd abból üledék rakódik le, ez a morfodinamika. A morfodinamika talajképződést, talaj-víz dinamikát, talaj-levegő diffúziót eredményez, ez mint pedodinamika ismert (beleértve más anyagok, mint oxigén, tápanyagok, szennyezőanyagok dinamikáját; ld. 3. Fejezet). Végül, a hidrodinamikai és a morfodinamikai tényezők határozzák meg az összes ökológiai folyamatot. Ezen felül az elárasztott terület topográfiája, az összes folyószakasz konduktivitása és az árral szállított élőlények különleges fontossággal rendelkeznek

 

 

4.3.2 AZ ÖKOLÓGIAI ZÓNÁCIÓ

 

4.3.2.1 A táj ökológiai zónációja

Az ártérre jellemző mozaikos szerkezetek jönnek létre az egyik helytől a másikig változó folyamatok eredményeképpen. Azonban ezek a szerkezetek, az általánosan elfogadott ökológiai zónáció segítségével különválaszthatók:

a) Az ártér felszíni vizei és a folyópart

Az ártér felszíni vizterei csoportokra oszthatók attól függően, hogy azok állandóan vagy csak időlegesen vannak vízzel feltöltve, valamint, hogy milyen a víz áramlásának sebessége (gyorsan áramló vagy állóvíz), továbbá milyen a morfológiája, formája, a felülete (keskeny, széles és mély vagy sekély). A folyópartok megkülönböztethetők a part hajlásszöge alapján (meredek, enyhe lejtős), az aljzat szerint (finom üledék vagy kavics), szárazföldi vagy a vízi fázisok fennállásának időtartama szerint.

Az ártér alacsonyabb zónái (vizestől a nedvesig)

b) Puhafa- és a mélyebben fekvő keményfa-ligeterdős ártér

A puhafa-ligeterdőkkel boritott ártér felosztható a hidro- és morfodinamika intenzitásának nagysága alapján. Dinamikusnak nevezzük az erős erózióval és üledék-lerakódással jellemezhető folyópart közelében található részt. A nedves puhafa-erdők a folyótól messzebb fekvő területeken élnek, ahol az erózió és a lerakódás kisebb hatást fejthet ki. A mélyebb fekvésű keményfás ártér megkülönböztethető a rövidebb ideig tartó áradás alapján, és amely kialakulását a domborzat és a szemcsés finom talaj határozza meg.

 

Az ártér felsőbb zónái (az üde zónától a mérsékelten száraz zónáig)

A zónákat elsősorban az áradás időtartama alapján lehet megkülönböztetni, ez a domborzat függvénye. Másodsorban a finom üledék és a felső talajréteg mélységének kombinációja jellemzi a magasabb zónákat. Az elárasztás viszonylag rövid, de rendszeresen előfordul a magasabban fekvő keményfa-ligeterdős árterületen. Az átmeneti zónában az elárasztás rövid, epizódszerű. Az ember természetátalakító tevékenysége miatt (pl. a töltések és gátak hatása) más zónák bevezetése látszik célszerűnek.

Hull

Hullámtér

Manapság, az ember tevékenysége következményeképpen az ártér két, ökológiailag elkülöníthető területre osztható fel. Az eredetileg is elárasztott területrészek, amelyek most a töltések közti területre esnek, a jelenleg is aktív árterek, a hullámtér. A talaj-vízszint ingadozása következtében létrejövő elárasztások és a négy dinamikus folyamat (hidro-, morfo-, pedo- és biodinamika, ld. 4.1 ábra) a felelős a kialakulásukért és változásaikért, azonban a folyamszabályozás és a folyómeder romlása bizonyos mértékben megváltoztatta a rendszer dinamikáját.

 

Régi árterek (a mentett oldal)

Az eredetileg is elárasztott területeknek az a része, amelyeket az áradásoktól töltésekkel és gátakkal védenek, a régi árterek. Ezek valójában az eredeti árterek, de a meghatározó tényező, az áradás hiányzik. A folyó vízszint változásait követő talajvízszint - ugyan csökkent mértékű- ingadozása az egyedüli jelenség, amely ezekre az árterekre hatást gyakorol. A holtágrendszer is ebbe a kategóriába tartozik. Földrajzilag ezek az oldalágak ugyancsak az ártér részei; ökológiai szempontból azonban már nem tartoznak az ártérhez. Ezzel szemben jobban hasonlítanak az állóvizekhez, mint amilyenek pl. a tavak, a mocsarak és a nedves területek más jellegzetes tagjai.

 

4.3.2.2 Az árterek vizei

A Szigetköz ártereinek vizei végeredményben 4 tipológiái főtípusba sorolhatók (4.2 és 4.3 ábrák)

-       Eupotamikus: a folyó fő medre, a kanyargós része és annak mellékágai (sokágú szakasz), állandó egyirányú áramlással jellemezhető. A meder köves és kavicsos. Sem a hőmérséklet, sem az oldott oxigén koncentrációja nem mutat különbséget az egyes rétegekben. Nincsenek makrofiták. A rheofilikus fajokból álló zoobentosz a domináns, korlátozott sűrűségben található, azonfelül kevés a biomassza. A halállományt a rheofilikus fajok, nyitott szubsztrátumon leivó fajok, valamint az alacsony ichthyomassza jellemzi.

-       Parapotamikus: a szerteágazó folyószakasz oldalágai állandó összeköttetésben vannak a főmederrel. A vízáramlás, amelyet mind a felszíni, mind a talajvíz táplál, irányt változtathat a főág vízszintje ingadozása hatására. A meder homokkal és iszappal kevert kaviccsal borított. A hőmérséklet és a víz oxigénkoncentrációja függőleges rétegződést mutathat. Makrofiták jelenléte ritka, viszont fitoplankton nagymennyiségben található és biomasszában gazdag. A halállomány meglehetősen változatos és biomasszája közepes.

-       Plesiopotamikus: a szerteágazó szakaszban található, állandóan vagy időlegesen állóvizű részek, amelyek korábban oldalágak voltak. Ezeket néha a talajvíz tölti fel. Méretük a hidrológiai állapottól függően növekszik vagy csökken. Medrüket iszap és agyag fedi. A hőmérséklet és az oxigén koncentrációja függőleges irányban rétegzett. A makrofiták és a fitoplankton sűrű csoportjai változatosak és nagy mennyiségben vannak jelen. A zoobentosz és a zooplankton biomasszája jelentős. A halállomány közepesen fajgazdag, az ichthyomassza az alacsony és a magas érték közt változhat.

-       Paleopotamikus: állandó jelleggel stagnáló vizű területek, holtági tavak, amelyek elárasztódása rendkívül ritka esemény. A medert iszap és agyag borítja. Jelentős a függőleges irányban a hőmérséklet és az oxigénkoncentráció rétegződése. Makrofiták nagy mennyiségben vannak jelen, a fitoplankton csak kis mennyiségben. A zoobentosz biomasszája alacsony. A halállomány kevés fajból áll, az ichthyomassza viszonylag magas.

 

eupotamon időlegesen jelenlévő víz parapotamon paleopotamon eupotamon plesiopotamon

4.2 ábra: A természeti rendszerben található víztestek főbb típusai (sematikus ábra)

 

eupotamon (megkerülő rész) parapotamon levezető csatorna plesiopotamon vizierőmű víztározó felvízcsatorna eltérítő gát alvízcsatorna eupotamon (főág) paleopotamon

4.3 ábra: A szabályozott rendszerű árterület főbb víztestei

 

 

4.3.2.3 Az árterületek különféle életközösségei

 

Az alább leírtak a természetes morfológiai alakzatokon, valamint a 4.4 ábrán láthatókra vonatkoznak.

A felszíni vizekben a vegetációt a virágos növények, a vízalatti vagy úszó levelekkel rendelkező vízi makrofiták képviselik. Ezek számára feltétlenül szükséges a víz állandó megléte. A vízszint állandó ingadozása alatt a pionir közösségek (algák és a zuzmók) együtt találhatók a nádfajokkal a fátlan vízpartokon (ökoton). A víz szintjének ingadozása gyakori és periodikus.

A hordalékpadokon és a szigeteken a bokros fűz növekszik, alkalmasint fűzfákkal és nyárfákkal együtt, ezt a partmenti dinamikus, azaz időszakosan elöntött puhafás erdők közé sorolhatjuk. Tipikusan ez a növényzet alig magasabb helyen található, mint az átlagos vízszint. A növények (legalábbis Közép-Európában) általában évente 5 hónapon át az árvíz következtében víz alatt élnek. Rendkivüli időjárás esetén a magas vízállás csak 3 hétig, vagy esetleg akár 9 hónapig is tarthat. A vízparti puhafás vagy alsó keményfás-ligeterdők jellegzetes fafaja a kőris és az égerfa. A keményfás erdők dinamikus részein a szilfa és a tölgy az uralkodó fajok. Ez a dinamikus rész a folyóparti magasabban fekvő keményfa-ligeterdőkhöz csatlakozik, melyben többféle fafaj, de főleg szilfák és tölgyek találhatók. Az átmeneti zónát a lombhullató fák, szil, tölgy, gyertyán alkotják, ez a rész csak ritkán, kivételesen néhány napra kerül víz alá. Az ártér magasabb, kavicsos talajú részén élő vegetáció már olyan fajokból áll, amelyek elviselik az igen meleg és száraz körülményeket. Az ilyen területet "ligeterdők" néven ismerik a Duna mentén, Ausztriában "Heisslaende", azaz "meleg vidék" , Németországban "Brennen" vagy "égő" elnevezéssel rendelkeznek.

A vegetációt leginkább meghatározó tényező az árvíz valamint a magas talajvízszint időtartama, elsősorban a vegetációs időszakban. Meg kell jegyezni, hogy a terület zónákra való felosztása nem egy abszolút, hanem csak egy relatív megkülönböztetési módszer, amely a magassági szinteken alapul. A pontosabb megkülönböztetés az áradásoknál a vízszint magassága, az ár gyakorisága és időtartama, a talaj szerkezete, és az áramlás alapján lenne lehetséges. A talaj szerkezetének alakulását befolyásoló folyami erózióra és hordaléklerakódásra vezethető vissza az, hogy a folyók menti puhafás-ligeterdők ugyanolyan szintmagasságban megtalálhatók, mint az öreg keményfás erdők. Jellegzetes, hogy egymás mellett vagy egymás közvetlen szomszédságában megtalálhatók a szukcesszió különböző szakaszai.

 

kivételesen nagy árvíz vízszintje 30 m szokásos árvíz vízszintje átlagos nyári árvíz vízszintje alluviális agyagos talaj 3 m   alacsony vízszint kavics évelő fű bokorfűzes terület kevert tölgy- és lombhullató erdő szilfák kúszó növényzet fehér fűzes szürke éger parti nádas fátlan ártér puhafa-ligeterdő keményfa-ligeterdő azónális vegetáció zónális vegetáció ®

 

4.4 ábra: Egy alpesi előhegységi folyó középső szakaszán a növényzet eloszlása (Ellenberg, 1976 , módosította: Yon és Tendron, 1981)

 

Továbbá, ritka, katasztrofális események, mint például a feltorlódott zajló jég okozta különlegesen nagy árvíz további talajalakzatokat, csupasz területeket tud valamennyi magassági szinten létrehozni.

Az állatok, mint pl. nagytestű kérődzők (vadon élő szarvasfélék, szabadon legelő marhák és lovak) képesek létrehozni és fenntartani szabad területeket, réteket, legelőket, csalitos, bozótos területeket , vagy a hódok hód-tavakat épitenek. Az ember hatása az ökoszisztémákra a jégkorszak óta érezhető, a fákat kivágva termőföldet, legelőt vagy tűzifát biztosít magának. A biotópok nagy száma, az áradások okozta dinamika és ennek következményeként a növényi és állati fajok különféle társulásai azt eredményezték, hogy az ártéri ökoszisztéma a fajok legnagyobb diverzitásával rendelkezik a tenger és a hegyvidék mellett (ld. 4.1 fejezetet). Ennek megfelelően az egyes fajok kiválóan alkalmazkodtak az ártér különböző részein fennálló körülményekhez.

Különösképpen az alacsonyabban fekvő területeken élő fajok érdemelnek figyelmet, ugyanis ott különleges alkalmazkodási képesség szükséges a túléléshez. A környezet állapota ott sokkal gyorsabban és gyakrabban változik, mint más rendszerekben. Az ottani élőlényeknek ún. pionir életmenet-stratégiával kell rendelkezniük, ha új területre kívánnak telepedni. Képesek aktív vagy passzív módon új területekre terjeszkedni, példa erre az a növényi mag, amelyet a víz szállít akár messzi területre. Számos fajnak különleges helyre van szüksége a megtelepedéshez.. Például a tamariszkuszok és a gázló madarak csak a kavicsos homokzátonyon érzik jól magukat, a jégmadaraknak és a parti fecskéknek a leszakadt, meredek partifalakra van szükségük a fészkeléshez. Másrészt a fűzek számos faja nem különösebben igényes és gyakran nagy számban szaporodnak el, ha sikerül egyéb fafajokkal sikeresen megküzdeniük. Csupán az ártéren is képesek a domináns fafajjá válni, mert akár évi 300 napot is képesek a viz alatt túlélni (átlagosan csak 100-190 napig tart évente ez az állapot). A hód és számos madár, így például a fekete gólya és a halászsas olyan területet igényelnek és kedvelnek, amelyet ember nem háborgat.

A halak és a gerinctelen állatok az ivóhelyükhöz vezető utak zavartalanságát és járhatóságát igénylik, amit sokuk részére csak az árterület biztosít.

 

4.3.3 AZ ÁRTERÜLETEK BIOLÓGIAI SZEREPE ÉS A FOLYÓ ÁRTERÜLETÉNEK KÖLCSÖNHATÁSAI

Megkíséreljük ezen a helyen összefoglalni az árterületek főbb biológiai szerepét valamint a folyó-árterület kölcsönhatásait annak érdekében, hogy megnevezhessük azokat a veszteségeket, amelyeket a folyó rendszerének megváltoztatása okozza, továbbá azért, hogy az eredeti állapotok megőrzéséhez ésszerű indokokat szolgáltathassunk. Négy főbb biológiai funkciót nevezhetünk meg, ezek:

- a tápanyag-körforgalom és a víz minősége;

- a szerves anyag körforgása és a biomassza termelés;

- a vízi élőlények életciklusa és a közösségeinek fennmaradása;

- a biodiverzitás.

 

4.3.3.1 A tápanyag körforgalma és a víz minősége

A lejátszódó folyamatok rendkívül összetett volta miatt meglehetősen nehéz meghatározni az ártér szerepét, mint az ásványi tápanyagok forrása és megkötője. A kiáradt víz jelentős mennyiségű tápanyagot szállít az ártérre. Ez lehetővé teszi a növényzet fejlődését, valamint gondoskodik az alluviális ökoszisztéma magas tápanyagszintjéről. Az, hogy az ártér növényzete a tápanyagokat szervezetébe beépiti, biztosítja a folyóviz tisztítási mechanizmusát.

A folyó és a hozzátartozó ártér szabályozása a víz minőségét a hőmérséklet és az ionösszetétel megváltozása alapján befolyásolja. A főágban létrehozott víztározó hőmérséklet-szabályozóként működik, mivel a tárolt vízmennyiség igen nagy, továbbá a rövid időközönként jelentkező és az évszakonkénti vízszintingadozások csökkennek. A víztározókban visszamarad a növényi tápanyagok és a hordalék jó része, valamint a lebegő, partikuláris szerves anyag.

A tározó gyakran akadályozza a tápanyagok, elsősorban a nitrogén és a foszfor szállitását. Egy szabályozott folyó fizikai-kémiai dinamikáját alapvetően befolyásolják a tározó paraméterei, így annak kapacitása, valamint a víz kifolyásának helye és annak funkciója (a víz leeresztése vagy túlfolyása). A Mississippi folyóban alacsony vizhozam esetén a kutatók autochton nitrogén és foszfor vegyületek beáramlását észlelték a főágba az oldalágakból és volt folyóágyakból (Fremling et al., 1989). Áradáskor a holtágak és a főág vizének fizikai kémiai összetétele hasonló volt. A szabályozás közvetlenül befolyásolja a főág vizének kémiai összetételét, de ennek az ágnak és az ártér más víztesteinek a kapcsolatai következtében, az ártéri vizek minősége is változni fog. Az ártéri víztestek kétségkívül menedékhelyekként szolgálnak folyó állatvilága számára akkor, ha a folyót valami zavaró hatás, pl. vegyi anyaggal vagy mérgekkel történő szennyezések érik

 

4.3.3.2 A szerves anyag körforgása és a biomassza termelés

A folyók árterületei a legnagyobb produktivitású ökoszisztémák közé tartoznak, amit két körülmény magyaráz. Az egyik az, hogy ezt a rendszert a szárazföld és víz közötti nagyfelületű átmenet jellemzi; az ilyen közti felületek igen termékeny zónák a szárazulattól a vízig vezető grádiens mentén. A másik magyarázat az, hogy ezeknek a határoknak a fluktuáló természete ("mozgó partvidék") rendkívül aktív mineralizációt és a szerves anyagok visszaforgatását segíti elő, ami abban nyilvánul meg, hogy a termékenység lényegesen nagyobb, mint a sokkal állandóbb szárazföldi vagy vízi körülmények között (Junk et al., 1989). Az Amerikai Egyesült Államok délkeleti partjainak ártéri erdőivel kapcsolatos adatok szerint (Cuffney, 1988):

-       a szerves anyagok körforgása gazdagítja a folyó menti ártér környezetét. Magáról az ártérről szerves anyagok jutnak a folyóba. A szerves anyag mennyisége több, mint amennyi a folyóban létrejön, és nagyságrendileg azonos azzal a mennyiséggel, amely a folyó felső vízgyűjtő területén jut a folyóba. A szerves anyagok jelenléte fontos, ugyanis az alapvető tápanyagforrás a folyó életvilága számára.

-       Az ártér maga is szabályozza a szerves anyagok körforgását. A nagyobb szerves anyag darabok fennakadhatnak a vízből kiálló ágakon, stb., ezáltal csökken az áramlás által szállitott anyag mennyisége. A folyó legnagyobb szerves anyag terhelése (az őszi lombhullás) rendszerint a tavaszi áradás idejére tolódik el.

A Duna szlovákiai oldalán folytatott, az árterülettel kapcsolatos kutatómunka ugyancsak hasznos információkat szolgáltatott. A Duna oldalágaiban a fito- és zooplankton produkcióval kapcsolatos számos mérés értékelése eredménye szerint ezeknek a biotópoknak a produktivitása igen nagy és egyben jelentősen hozzájárulnak a főág produktivitásához. A biomassza mennyiségét és a főág produktivitását lényegesen befolyásolja az állatvilág (planktonok, nagyobb gerinctelenek és az ivadék halak), valamint az oldalágakból és a korábbi folyóágakból származó tápanyagok (Ertl, 1985 és Vranovsky, 1974, 1985). A Felső-Mississippi és a Rhone folyókkal kapcsolatos tanulmányok bemutatják a folyók producens szerepét valamint terítő tevékenységüket, ahogy az áradással elosztják a tápanyagokat.

Az ártér víztesteiben kimutatható az összefüggés a haltermelés és az áradások gyakorisága között. A Duna oldalágaival foglalkozó számos tanulmány számadatokat és becsléseket tett közzé ezzel kapcsolatban. Ezek a tanulmányok kimutatták az oldalágakból a folyóba irányuló, a nagy vízállás idején lejátszódó diszperziónak a fontosságát, valamint a korábbi folyóágak és más víztestek által nyújtott menedéket a visszamaradt halak számára (Holcik és Bastl, 1973; Holcik et al., 1981 és Holcik, 1988, 1991). A parapotamikus és kisebb mértékben a pleisopotamikus víztestek különösen fontosak ebből a szempontból. A produktivitás tekintetében rendkívül fontos, hogy a folyóval való kapcsolat fennálljon. Az elszigetelt és csak ritkán elárasztott víztestek biomasszája és produktivitása igen csekély. A Rajna és a Rhone árterületével foglalkozó tanulmányok bizonyítják, hogy az állandóan vagy csak időszakosan a folyóval kapcsolatban lévő viztestek közül azokban több a biomassza és a magasabb a diverzitás, amelyek állandóan kapcsolatot tartanak fenn a folyóval (Lelek, 1989).

 

4.3.3.3 A vízi fajok életciklusa és a közösségek fenntartása

Két kérész faj, a Kanadában ismert Leptophlebia cupida és főleg a Svédországban honos Parameletus chelifer vándorlási szokásai szolgáltatnak bizonyítékot, hogy - hasonlóan a halakhoz - a főággal kapcsolatban lévő víztestek életfontosságúak néhány gerinctelen faj életciklusában.. Ezeknek a kérészeknek a vizes ártér biotópjai adnak időszakos menedéket a főág erős áradásakor, azonfelül a kedvezőbb hőmérséklet és a táplálék jelenléte meggyorsítja a növekedésüket (Hayden és Clifford, 1974 és Olsson és Söderstrom, 1978). Miután a főág az erősen zavaró körülmények után normális állapotba jut vissza (pl. az ár elmossa az üledéket), az oldalágak és az elöntött területek a szervezetek potenciális forrásaként lehetővé teszik, hogy a főág ismét benépesüljön. Ezt a jelenséget dokumentálja az a tanulmány, ami a franciaországi Durance folyó oldalágában a gerinctelen élőlények áradás utánni elterjedéséről szól (Prevot és Prevot, 1986).

A vízi és szemi-akvatikus élőhelyek diverzitása igen fontos számos halfaj életciklusa szempontjából, valamint azért is, hogy azok áradás, a vízhozam csökkenése, vagy vízszennyezés esetén menedéket találjanak. Példaként a Rajna 1986 novemberében történt szennyezése említhető meg (Müller és Meng, 1990). A folyó főágának ismételt betelepülése gyorsabban megtörtént, mint az várható volt, mivel igen sok hal talált menedéket a megmaradt vagy felújított oldalágakban vagy a főághoz kapcsolódó mellékfolyókban. Az ártér normális, termékeny biológiai működéséhez elengedhetetlenül szükséges, hogy periodikusan ismétlődő jelenségek, mint pl. áradás és alacsony vizállás, váltsák egymást, mert ezek biztositják a fiziko-kémiai ciklusokat. Az ilyen állapotok szükségességére jó példa a Morava folyó árterének egy részében lejátszódó halvándorlás.

 

4.3.3.4 A biodiverzitás

A bentikus gerinctelen állatok diverzitása különböző vízi környezetben

Az ártér akvatikus és szemi-akvatikus ökoszisztémái gazdag és változatos közösségekkel rendelkeznek. Ezek előfordulnak a legkülönbözőbb vizekben, az áramló, a stagnáló és a szemi-akvatikus vizekben egyaránt. Két eset vehető példaként a Rhone folyó árterületéről. Az első példában, egy parapotamikus oldalág esetében két ellentétes irányú vízáram jut egy korábbi ágba. A felső végen a víz a folyóból szivárog az ágba. Alul, az oldalág közvetlen kapcsolatban áll a főággal, így alacsony vizállás esetén víz áramlik a főágba, míg áradáskor a főág táplálja az oldalágat. Így a korábbi ág két kilométeres szakaszán belül, a forrástól a folyóig minden állapot megtalálható. Ennek eredményeképpen erős grádiens figyelhető meg a bentikus kevéssertéjű gyűrűsféreg (Oligochaeta) közösségben, helyenként átfednek a freatofilikus, rheofilikus és lenitofilikus fajok (Juget és Roux, 1982).

A második példa: a franciaországi Ain folyó korábbi kanyarulataiban észlelhető nagy amplitúdójú hidrológiai ingadozások igen kedvező feltételeket biztosítottak az ökológiailag igen jól jellemezhető vízibogár közösség rövid együttélésének (Richoux és Castella, 1985). Ez a diverzitás leírható a "közepes zavarás hipotézis"-sel (Ward és Stanford, 1983), amely azt állítja, hogy a rendszer produktivitását és a különben egymással versengésben álló fajok együttélését elősegítik a mérsékelt zavaró tényezőkkel küszködő ökoszisztémák (esetünkben áradások alacsony vizállású állapotok). Klasszikus példának tekinthető, hogy a régi folyóágak diverzitása egy ártéren gazdag gerinctelen állatközösségeket tart fenn a felszíni és talajvizekben (Dole és Chessel, 1986). Hangsúlyozni kell, hogy nincs objektív és összehasonlító módszer az ártéri rendszerek biológiai és funkcionális diverzitása értékelésére. Különösen nehéz ennek a paraméternek a viszonyítása a különböző taxonómiai bélyegekhez, vagy hogy összevessük azt olyan vizes területeken, ahol különböző mértékű emberi beavatkozás történt. A szabályozott vizi rendszerek fizikai tényezői határozzák meg a bentikus gerinctelen közösségek összetételét, mennyiségét és stabilitását, azaz az ökológiájukat. A Missouri (Morris et al., 1968 és Hesse et al., 1989a, 1989b), a Mississippi (Becket et al., 1989), a Rhone (Cogerino, 1989 és Fruget, 1991), és a Volga (Mordukhai-Boltovskoi, 1979) folyókkal kapcsolatban készített különböző tanulmányok igazolják, hogy a fajdiverzitás nagyobb a folyók gátak nélküli, mint a töltésekkel behatárolt területein. A folyók gátak közé szorítása az élőhelyek csökkent diverzitásához vezet, igy korlátozva a kialakuló biodiverzitást. A folyópartok, a szárazföldi (interszticiális) és a vízi (potamikus) élőhelyek közötti ökotonok, rendkívüli szerepet játszanak a kolonizáció folyamatában. Az erodeáló környezetek azon növényzetből illetve ásványokból álló élőhelyei, amelyek állandó jelleggel a folyóhoz kapcsolódnak (pl. a lotikus oldalcsatornák, szárnytöltések, a főág töltései), a feltöltődő ásványi (pl kavicsos, köves) és félig szárazföldi, növényzetből álló élőhelyeknél nagyobb egyedsűrűséget tartanak el. Ez jelzi azt, hogy a víztestek fejlődése a feltöltődéssel együttjáró szárazföldi állapot felé tart.

A halak diverzitása különböző vízi környezetben

A halak taxonómiai diverzitása fokozatosan növekszik a folyó felső folyása felől az alsó folyása felé, a természetes környezet diverzitása függvényeként, azaz, az ártér növekedésével együttesen. Szokás a halközösségek szerkezete és a folyó áramlásának nagyságrendje közt fennálló pozitív korrelációt a folyó hossza mentén kialakult geomorfológiai és a hidrológiai változások jellemzésére használni. A halközösségek szerkezete ugyanakkor jelezheti a hidroszisztéma sérüléseit is (korábbi folyóágyak, szigetek vagy kavicsos partszakaszok eltűnése). Mindezt jól szemléltetik az Amerikai Egyesült Államok messzemenően szabályozott folyói, mint a Missouri ( Hesse el al., 1989a, 1989b), Colorado (Stanford és Ward, 1986), és a Tennessee (Krenkel et al., 1979). Ezekben a folyókban jó néhány exotikus faj váltott fel számos eredeti, őshonos parti és pelágikus planktonevő fajt, amelyek rendszerint a változatlanul hagyott folyószakaszok kis halközösségét alkotják. Az nagy, szabályozott európai folyókban, mint a Rhone (Persat, 1988 és Fruget, 1992), a Rajna (Lelek, 1989), valamint a Duna német-osztrák szakaszán (Balon et al., 1986) a halközösséget csak néhány faj alkotja, amely az összes halfaj 80%-át is meghaladhatja. E halközösségeknek az összetétele a fitofilikus, növényzetben leivó halaktól (ártér) a litofilikus (fő folyómederben ivó) fajok és a limnofilikus pontyfélék irányába változott, világosan jelezve a természet megőrzése szempontjából a kisebb értéket. Vagyis, a halfajok diverzitása szoros összefüggésben áll az élőhely komplexitásával. Minél inkább változatos és elérhető a vízi és a szemi-akvatikus környezet, annál változatosabb a közösségek szerkezete és a fajok sokfélesége. Ugyanez az elv vonatkozik a bentikus gerinctelen állatokra.

 

4.3.4 KÖVETKEZTETÉS

Az árterületek és az ártér viztestei általában sokkal produktívabbak, mint a folyó főágában áramló víz. Amennyiben az ártér élőhelyei és a folyó közt intenzív kapcsolat áll fenn, a vízáramlás képes elmosni az ártér szerves anyagait, ezzel táplálékot biztosítva a folyó halainak és a bentikus gerinctelen állatoknak. Ezek az árteri élőhelyek ivóhelyként szolgálnak a halak számára, ahol az ivadék is felnevelődik, azonfelül az áradások során vagy a folyó esetleges szennyeződésekor számos halfaj búvóhelyként is használja.

Azonban az ártér víztesteit és vizes területeit természetes jelenségek (ökológiai változások, eutrofizáció, feltöltődés) is formálják és alakítják át hosszabb-rövidebb idő alatt szárazföldi élőhellyé. Ez a folyamat néhány évtizedet vagy évszázadot is igénybe vehet. Az ártéri környezet és a folyó közti kapcsolat is változhat az idővel. Ennek a kapcsolatnak a szezonális vagy éves viszonylatban való időszakos változása függ a folyó vízszintjének változásaitól, a folyómeder morfológiájától, az alluviális rétegektől, az árvédelmi töltésektől. Hosszabb időszakaszt véve tekintetbe, a kapcsolat mértékében beállt változás lehet emberi tevékenység eredménye, de természeti hatásokra (ökológiai változások, feltöltődés stb.) is visszavezethető. E folyamatok közül néhány természetes úton vagy mesterségesen akár visszafordíthatóvá is tehető. A folyamat a természet által is visszafordítható, ha a folyó sodrása (oldalirányú erózió) visszaveti a szukcessziót és ismét összeköti az oldalágakat a főággal. Ez a kapcsolat természetesen mesterséges úton is helyreállítható. Figyelembe véve, hogy milyen sok függ a folyók árterében lévő különféle élőhelyek diverzitásától, a környezetgazdálkodási elgondolásoknak számolniuk kell a folyami hidroszisztéma térbeli dimenzióival (áramló vagy állóvizek, vizenyős területek, szárazföldi biotópok, földfelszín alatti alluviális biotópok), valamit az időbeli dimenziókkal (a különféle biotópok megjelenése, szukcessziós folyamatok, a kapcsolatokban beálló változások). Annak érdekében, hogy ezeket a dimenzókat alkalmazhassuk, mennyiségileg meg kell határozni óket.

4.4 AZ EREDETI TERV HATÁSAI

Joachim Lösing és Albert Roux

 

4.4.1 A FELÉPÍTÉS

Az ismétlések elkerülése érdekében a hatásokat rövid- és hosszútávú hatásokra osztjuk fel, az utóbbiakat a műveleti részben értékeljük. Valamennyi hatást a 4.4.2 Fejezetben tárgyaljuk meg.

 

4.4.1.1 A Dunakiliti-Hrusov-i tározó

A Dunakiliti-Hrusov-i tározó, beleértve a felvíz csatornát is, tervezett mérete 60 négyzetkilométer volt. Az Eredeti Tervnek ezt az elemét megvalósították. A fő folyómeder kivételével a vízi és az ártér szerkezeteket tönkretették a sóder kitermelésével, a gátak és a csatorna építésével és más módon: mintegy 6.000 hektárnyi területen az erdőket kiirtották, a növényzetet is eltüntették.

Az Eredeti Terv számításai szerint mintegy 6 hónapos időtartam szükséges a Dunakiliti-i tározó feltöltéséhez, miközben az ártér vizei és a védett oldalágak a Szigetközben folyamatosan kapnak vízutánpótlást. Azonban a folyó menti és az ártéri ökoszisztémáknak nagyobb időtartamra van szüksége az alkalmazkodáshoz, annak ellenére, hogy ez az ökoszisztéma gyorsabban képes reagálni, mint más típusúak (pl. bükkösök és más zonális társulások; v.ö. Lösing, 1994), természetes úton vetényülve a katasztrofális események utánni újulathoz.

 

4.4.1.2 A Szigetköz

Természetes körülmények között a fenti katasztrófa rendkívül ritka esetben történne meg, ami azonban semmiképpen sem érintheti a teljes ökoszisztémát, így pl. a Szigetköz 375 négyzetkilométernyi területét, nem is említve a szlovák Zitny Ostrov-ot. Továbbá, az érintett terület felett és alatt rendszerint érintetlen területek helyezkednek el, ahonnan a lerombolt terület újranépesítése megkezdődhet. Ebben az esetben azonban a Szigetközt mint egy szigetet közbezárták volna a dunakilitii és nagymarosi tározók között, s inkább tavi, semmint folyóra jellemző biotópot alkotva. A folyó szabályozása már régi keletű és ennek következtében az előrejelezhető károk egy része már jelentkezett. A Bratislava környékén végzett mederkotrások a főág medrének drasztikus degradációját okozták (ld. 2.2 Fejezetet). Az ezzel összefüggő talajvíz-szint ugyancsak csökkent.

A felső tározó viszonylag gyors feltöltése, mint az várható volt, a Szigetközben olyan vízhiánnyal járó folyamatot hozott létre, amely az ottani növényzet károsodásával járt. Ugyanis a talaj vízháztartásától valamint az áradások bekövetkeztétől, mint alapvető tényezőktől függ az ottani növényzet és közvetve, az állatvilág (Lösing, 1994). Mind a talajvíz szintjének csökkenése, mind az áradások elmaradása a növények vízháztartásában súlyos problémákat okozott. Ezek a változások különösen károsan érintették a partmenti fűzfa- és nyárfaerdőket. A fűzfaerdők "a Szigetközi Duna szigetek labirintusát szinte tökéletesen beborították az 1920-as évekig" (Simon et al., 1993). A fűzfa helyett, főleg a szigetek közepén, más fafajokat is telepítettek. Megállapítható azonban, hogy 1991-ig az ottani erdők "jobb állapotban voltak, mint azok a Szigetközön kívüli fűzesek, amelyekről Kárpáti gyűjtött az 1950-es években adatokat" (Simon et al., 1993).

4.4.1.3 A nagymarosi tározó és az alatta lévő folyószakasz

A 123 kilométer hosszú tározó, alapjaiban megváltoztatva az ökológiai állapotokat, a Nagymaros felett elterülő Duna-völgyet töltötte volna fel. Az Eredeti Terv szerint ezen a területen feltétlenül szükség lett volna a folyómenti védőtöltések megerősítésére és meghosszabbítására annak érdekében, hogy az erőmű csúcsrajáratásakor fellépő vízszintváltozásokat kibírják. A tározó töltéseinek felépítésével a korábbi gátak tetején lévő száraz rétek, valamint a jelenlegi töltések közötti hullámtér keskeny csíkja eltűnt volna.

Nagymarostól lejjebb eső szakasz folyómedrének a tervezett mélyítése átlagosan 0,6-1,2 m-es degradációval járt volna (ld. 2.3 Fejezet). Figyelembe véve a MaB tanulmányt, amelyet az ausztriai Altenwörth-tel kapcsolatban készítettek (Hary és Nachtnebel, 1989 valamint Lösing, 1994), a mintegy 0,5 m-es vízszint csökkenés jelentős negatív hatással járt volna a Duna érintett ausztriai szakaszának a vegetációjára. Valójában hasonló hatás lett volna várható a Dunának ezen a szakaszán is.

 

 

4.4.2 A MŰKÖDTETÉS

 

4.4.2.1 A vízi biotópokra gyakorolt hatás

Holcik et al., szerint az építkezés megkezdését megelőzően a tervek által érintett terület nagysága 7.937 hektár ^. Azok a sávok, amelyek a vízszint változásával kapcsolatosak (a parti sáv ökotonja) 671 hektár területnek felelnek meg. A pari zónák közti felület (mediális zónák) nagysága 7.266 hektár. E területek egyikének hidrológiai állapota sem maradt volna érintetlen, mivel azok minden helyen megváltoztak volna.

A folyómeder bentosz közösségei ugyancsak elpusztultak volna azokon a helyeken, ahol a medret kotrással, vagy más építkezési művelettel, pl. gát, jászolgát, töltés vagy "fenékküszöb" létesítésével megbolygatták volna. A felső tározó feltöltésekor a lecsökkent vízhozam az alsóbb részek vízi biotópjainak további károsodását okozták volna.

Ezeket a káros hatásokat említették Holcik szlovák hidrobiológus és munkatársai (1981):

"Arra a következtetésre jutottunk, hogy a BNV program befejeztével a Bratislava és Nagymaros közti folyamszakasz biológiai jelentősége minimális lesz csupán, valamint mind a felső, mind az alsó Dunaszakasz halállománya jelentősen csökkenni fog. A BNV jelentős negatív hatása abban rejlik, hogy a Terv elképzelései szerint az üzemcsatorna megvalósításával kiiktatódik az az árterület, amely az oldalágakkal egyetemben a terület számára a biológiai termelés alapjait jelenti, egyúttal mint biocönotikus központ is szerepet játszik, és nagymértékben meghatározza a főág vízi szervezeteinek populációit".

 

 

4.4.2.2 A Dunakiliti-Hrusov-i Tározó

A bentikus biomassza mennyisége a felső tározóban mintegy harmincszorosa lett volna annak, ami a korábban a főágban volt található, és az elsősorban Oligochaeta fajokból állt volna (Holcik et al., 1981).

Várható volt, hogy évente néhány millió tonna hordalék fog leülepedni a tározóban (ld. 2.2 Fejezetet). Ez az üledék fontos szerepet játszik az addig zavartalan ökoszisztéma életében, ugyanis azt tápanyaggal látja el, egyben fizikai stresszt jelent a növényzet számára. Mindezen túlmenően, az üledék az ilyen körülményekhez adaptálódott fajok növekedését serkenti, megakadályozva más fajok megtelepedését. Ha az üledék visszamarad a tározóban, ennek az abiotikus elemnek a jelentősége erősen csökkenne. Hasonló jelenség lett volna várható a partmenti ökotonok esetében, lejjebb, a nagymarosi vízlépcsőnél is.

 

4.4.2.3 A Szigetköz

A Duna átlagos évi vízhozama hozzávetőleg 2.000 m³/s. A Közös Egyezményes Terv szerint ez mintegy 50 m³/s értékre kellett volna lecsökkenie. Az előirányzatok szerint a növények tenyészidőszakában 200 m³/s vízhozamot terveztek, a szükségnek megfelelően, de a részletkérdések tisztázásának mellőzésével. Ez a csökkenés (amely 85-97%-a az eredeti átlagos vízhozamnak) csökkentette volna a vízszintet, a felszíni vizek kiterjedését, egyben drasztikusan csökkentette volna a talajvíz szintjét. A vízszintek csökkenése várhatóan elérné a 3 m-t, különösképpen a Szigetköz középső részénél. A mentett oldalon a talajvíz szintjének valamivel kisebb, 2 m-es csökkenése volt előrejelezhető.

Az Eredeti Terv szerint, amely a kezdetben nem tartalmazta a hatásokat enyhítő intézkedéseket, az Öreg Duna medre, továbbá mind a szlovák, mind a magyar oldalágak elvesztették volna a vízi élőhelyek 58%-át, összességében 1.085 hektárnyi területet (Holcik et al., 1981).

A halakat tekintve hármas általános változás volt előrejelezhető (Holcik et al., 1981):

-       a fajok összetételében beálló változás;

-       az érzékenyebb fajok eltűnése (pl. Salmonida fajok);

-       kisebb érzékenységgel rendelkező fajok megjelenése, (Cyprinida fajok, pl. piros szemű kele és fejes domolykó)

Hasonló változás várható az egész növény- és állatvilág esetében. Ez a Szigetköz természeti értékéinek lényeges pusztulását jelenti.

 

Iszapos helyek és partok

A vízi makrofiták, a kavicsos part mohaszőnyege, valamint az iszapos talajon élő vízparti növényközösségek, a fűzesek az érintett területen kihalásra lettek volna ítélve. Amint a vízszint csökkenése miatt ezek a növények csak a levegővel tudnak érintkezni, igen rövid idő alatt elpusztulnak. A vízszint általános csökkenése a hínár gyors elterjedésének és elszaporodásának kedvez. Ez elsősorban a Szigetközben, a főágban jelentős (Mészáros et al., 1994a).

 

A kapcsolatok megszakadása

A folyónak az üzemcsatornába való terelésével megszakadt volna az a kapcsolat, amely a főág és a jelenlegi hullámtéren lévő oldalágak között fennállt. A főágban élő számos faj számára az addig fennálló szövevényes ágrendszer sokfélesége jelentette a megmaradás és a túlélés lehetőségét. Ezek szerint a Szigetköz felső részén meg kell volna, hogy szűnjön a napi vagy a szezonális vándorlás lehetősége a két vízi rendszer között. Ez mindenképpen a populáció hosszútávú csökkenéséhez fog vezetni (Mészáros et al., 1994a).

 

A Szigetköz árterületének mentett oldala

A morotvák, a csatornák és a kis tavak élőlényeinek megfogyatkozása vagy fokozatos eltűnése várhatóan sokkal gyorsabb lett volna, mint a töltések közt elterülő hullámtéren élőké, mivel ezekben a biotópokban a mesterséges vízpótlás hatása lényegesen kevésbé hatásos. A folyó elterelésének hatására a morotvák vize gyakorlatilag eltűnt volna,. halállományuk elpusztult volna. Az élőlények természetes visszatelepedésének esélye minimális lett volna (Mészáros et al., 1994a).

 

Az ökológiái hatásokkal kapcsolatos tapasztalatok a Felső-Rajnán

A terv által érintett területeken a partmenti erdőkben és a vegetációban alapvető változások voltak várhatók, kivéve azokat a sztyeppe-erdőket, amelyek a kissé magasabb és (legalábbis az elmúlt évtizedben) az áradás által el nem ért területeken találhatók. Számos folyómenti árterületet, amelynek folyóját szabályozták vagy amelyen vizierőművet építettek, ért már hasonló kár és tönkretétel. Tanuságként szolgáljon a Felső-Rajnának a svájci Basel és a németországi Rastatt közti szakasza, különösképpen azért, mivel ennek a szakasznak a példáján kívánták bizonyítani a Gabčíkovo-Nagymaros Tervnek a környezetre gyakorolt áldásos hatását.

A Felső-Rajnán a három lépcsőben végzett szabályozási munkálatokat a múlt században kezdték meg (ld. 3. Tabló, 1. Kötet). Minden egyes szabályozási munkafázis váratlan, komoly és kedvezőtlen következményekkel járt, amelyeket a következő lépésben kívántak eredménytelenül kijavítani, ugyanis mindig újabb gazdasági és ökológiai károk jelentkeztek. Ezért Franciaország és Németország elhatározta, hogy abbahagyja a vizlépcső okozta káros hatások kiküszöbölésének ördögi körét jelentő újabb, lejjebb fekvő gátak építését, helyette egyszerűbb megoldásként a folyómeder anyagának ellenőrzött módon történő pótlásába fogtak (ld. 2.6.1 Fejezet). Továbbá, mintegy tíz évvel korábban nagyarányú program kezdődött el a Felső-Rajnán annak érdekében, hogy helyreállítsák azt az árteret, amelyet a létesített vízlépcsővel tettek tönkre és vesztettek el. A program egyesíti az árvízvédelmet az ökológiai helyreállítással, és "Integrált Rajna Program" néven ismert (LfU, 1994 és RP Karlsruhe és Freiburg).

A Felső-Rajnán felépített vizierőműnek a növény- és állatvilágra gyakorolt hatása katasztrofális volt. Az elterelt folyó 70 km-es szakaszán az ártéri erdők 81%-a elpusztult. A folyó csak részben eltérített részén a jellegzetes növényzet és állatvilág egyes egyedei megmaradtak az árvízi töltések között, azonban a fajok összetételében lényeges változás állt be. A vízlépcsők közti szakaszon (a 3. fázis a 3. Tablón, 1. Kötet) a teljes ártéri ökoszisztéma kikerült az árvízek hatása alól. Szinte a teljes vegetáció (85%) megváltozott és alkalmazkodott ahhoz az ökológiai állapothoz, amely már nem jellemző az ártérire s amely már független a talajvíztől. A Rajna szabályozott szakaszán⁴ sehol sem sikerült az eredeti, jellegzetes növényzetet és állatvilágot megőrizni. Az újonnan létrejött élőlény-közösségek ökológiai szempontokból mindenképpen kisebb értékűek (Hügin, 1981, 1981; Dister et al., 1990; Hügin és Heinrichfreise, 1992 és Lösing, 1994).

A Felső-Rajnán, a magasabban és alacsonyabban fekvő keményfás erdők uralkodó növénytársulásai közé a szil-kőris-tölgy fajok tartoznak (Querco-Ulmetum minoris Iss. 24). Ezeket helyettesítették a korábbi ártér legmagasabb helyein honos gyertyános tölgyesekkel (Carpinion betuli Issl. 31 em. Oberd. 57), amelyek léte nem függ a magas talajvíztől. Ugyancsak elhanyagolhatóvá vált az áradás hatása. A telepített fafajok hosszú életciklusa miatt az erdők átalakítása most is folyamatban van, azonban a változásokat jól jelzik a lágyszárú növényzet fajai.

 

A Szigetköz várható változásai

Az Eredeti Tervnek a Szigetköz vizes élőhelyeire gyakorolt hatása igen hasonló lesz a fentebb leírtakhoz, bár e területen élő fajok összetétele más (4.5 ábra).

 

(A) EREDETI TERV: a folyó elterelését megelőző állapot Cornvallario-Quercetum + Querco-Carpinetum Qmax ³10, 400 m3/s legmagasabb áradás Thelypteri-Alnetum zonális erdők 5.300 m3/s átlagos évi áradás Fraxino-Ulmetum panonicum convallarietosum +asperuletosum partmenti keményfa-ligeterdők Fraxino-Ulmetum panonicum Brachypodietosum MQ 2.025 m3/s Salicetum albae-fragilis Qkis 848 m3/s Salicetum triandrae purpureae partmenti puhafa-ligeterdők (Potametea)       (B) a folyó elterelése után sztyeppe-erdők (( Thelypteri-Alnetum)) Cornvallario-Quercetum + Querco-Carpinetum zonális erdők Qmax Fraxino-Ulmetum panonicum convallarietosum +asperuletosum Qmagas 200 m3/s partmenti keményfa-ligeterdők Fraxino-Ulmetum panonicum Brachypodietosum MQ= Salicetum albae-fragilis Qmin (Salicetum triandrae-purpureae) partmenti puhafa-ligeterdők

4.5 ábra: Az Eredeti Terv hatása a Szigetköz természetes növényzetére

 

A léptéket mellőző sematikus metszet a növényzet természetes potenciálját (egyszerüsítve) (v.ö. Kárpáti és Kárpáti, 1991) valamint a megjósolható területcsökkenést szemlélteti. (A legnagyobb áradás Bratislavánál 1954-ben; MQ: átlagos vízhozam; Q_kis: átlagos apály; Q_magas: esetenként megengedett nagy vízlebocsátás =200 m³/s; Q_min: igen kis áramlás =50 m³/s). A mandulalevelű fűzből és csigolya fűzből álló bokorfüzes ( Salicetum triandrae-purpureae) a partokon jelentősen csökkeni fog a főág erősen lecsökkent morfológiai dinamikája miatt. Az összes többi növénytársulás ugyancsak kisebb területre fog összehúzódni, alacsonyabb szinten, mivel az áradások csökkennek. Valamennyi társulás összetétele, beleértve alacsonyabban fekvő tölgyeseket (Convallario-Quercetum) és gyertyános tölgyeseket (Querco-Carpinetum), módosulni fog. Azonban az utóbbiak nem fogják teljes diverzitásukat elérni, mivel a ritkán bekövetkező áradások megakadályozzák a zonális elemek kialakulását, azaz azoknak a fajoknak a megtelepedését, amelyek egyáltalán nem képesek az áradást elviselni.

A sekély talajrétegen felnövő öregebb erdők, illetve amelyeket korábban évszakonként a talajvíz táplált, ugyancsak visszaszorulnak, a fiatalabb erdők levélfelülete kisebb lesz, hacsak az abiotikus körülmények nem túlságosan szélsőségesek (v.ö. Hary és Nachtnebel, 1989). A természetes újulat, hasonlóan a dinamikához, csökkenni fog. Ezzel szemben, ami viszont a degradáció jele, más közösségek fognak elterjedni a szakaszosan vagy állandóan nedves mélyedésekben, mint a Thelipteri-Alnetum és mézgás égert tartalmazó láperdők, melyek jellegzetesen az ártér szélén, a főágtól távol találhatók. Azonban a legtöbb korábbi fa el fog pusztulni. A vizi makrofiták (Potametea osztály) szenvedni fognak a mindjobban eltűnő oldalágak szabad vizfelületeinek fogyatkozása miatt, és a főágban amúgyis ritkák.

Ezen felül, az ártér legnagyobb része elvesziti majd időszakos kapcsolatát a talajvízzel, mivel az áradás tetőzési vizszintje csökkenni fog (ld. 3. Fejezet).

Más jelenség is jelzi a degradációt. A hamvas éger (Alnus incana) jellegzetes fája a szubalpin folyóknak, amely a kavicsos partszakaszok nyers öntéstalaját kedveli. A folyó csökkentett morfodinamikája miatt a talajgenezis kezdeti szakasza egyre ritkábban figyelhető meg, ezzel együtt az Albus incana úgyszintén megfogyatkozik ( Simon et al., 1993). Szinte ugyanez történt 100 évvel ezelőtt a Felső-Rajnával, amikor tullai vizrendezés a folyót új, kiegyenesített mederbe terelte. A Basel és Strasbourg közti sokágú zóna 3.448 szigete és az ártér számos ága eltűnt és 1900-ig az új ág 4 m-t vágódott be a mederbe (v.ö. Lösing, 1994). Manapság a Felső-Rajna árterületén csak néhány foltnyi területen található néhány Alnus incana fa, számuk a múlt században óta folyamatosan fogy. Ez a példa is szemlélteti, hogy milyen lassan végbemenő változásokról van szó, különösen a fafaj összetételt illetően.

Ugyan a Szigetköz hullámterén a vegetáció 64%-a természetközeli állapotban volt (Simon, 1992) mielőtt a C Variáns megvalósitását megkezdték, és megindult volna a közép és felső Szigetköz kiszáradása. Tekintettel a teljes Szigetköz mintegy 37.500 hektárnyi területére, aminek közel 25 %-át fedték természetközeli vagy alig művelt növénytársulások, mint az erdők, fűz-nyár ligeterdők, vizi növények, mocsarak és legelők. Bár az erdőket jórészt telepítették, a fűz-nyár erdőket természet-közelinek tartják, ugyanis azok nemcsak ártéri, de hegyvidéki elemeket is tartalmaznak. (Mészáros et al., 1993).

Az Eredeti Terv várható hatásai az ökoszisztémára az alábbiak szerint összegezhetők (vö. Mészáros et al., 1994a):

-       az Öreg Duna medrében vízhozam drasztikus csökkenése;

-       a talajvíz szintjének jelentős változása (elsősorban csökkenése);

-       az árterületre csak nagyobb áradáskor ³ 6.500-7.500 m³/s -nél jut víz (az Öreg Dunába csak 4.000 m³/s -nál nagyobb vízhozamnál jut pótlólagosan víz);

-       az esetleg bekövetkező árvíz csak igen rövid ideig tartózkodik a szinte teljesen kiszáradt főágban, ahová az rendszerint nagy sebességgel lép be;

-       a gabčíkovoi erőmű csúcsrajáratása miatt elsősorban a középső és az alsó szakaszon a napi vízszintingadozás néhány méteres, amely ellenkező irányu vízáramlást is lehetővé tesz.

 

4.4.2.4. A nagymarosi tározó és az alatt fekvő szakasz

Az Eredeti Terv megvalósulásával mintegy 20 sziget, félsziget és a partrész jelentős szakaszai került volna víz alá. A keskeny hullámtér teljességgel tönkre fog menni.

 

Az erőmű csúcsrajáratása

A folyópartot, amely a mozgó partszakasz ökotonja (Junk et al., 1989), naponta 1-4 m-es vízszintváltozás ostromolná attól függően, hogy az a tározó melyik helyén található. Az edényes növények esetleges megtelepedését a kőgát teszi lehetetlenné. Egyszóval, a napi áradások földcsíkján nem lesz növény található - egy kihalt övezetté válik.

Ez a kietlen sáv jól ismert a szivattyúzott víztároló tavak, a magas gátak és a hegyvidéki víztározók vidékén, bár ezeknél a vízszintváltozás nem naponta, hanem hosszabb időközönként történik. Az Arachtos görög folyón, Arta közelében, az erőmű időszakos csúcsrajáratása erősen megrongálta a folyópartokat és szinte teljességgel kipusztította a korábban szerteágazó, javarészt szabályozatlan medret.

 

Az erőmű csúcsrajáratásának általános hatása a vizi élőhelyekre

A csúcsrajáratás két okból is a lehető legártalmasabb működtetési mód: a turbinák indításánál kiözönlő vízáram, valamint az erőmű mögötti csatornarészben a vízszint erősen ingadozó volta jelenti az ártalom forrásait. A turbinaindításnál az azokat elhagyó vízáramlás erősen turbulens, gyorsan változik a vízáramlás sebessége, egyben a csatornában a víz mélysége. Ez a vízfolyás elmossa a ritka makrofitákat, a perifitont, a gerinctelen állatokat, a kis halakat, de a nagyobb halak tájékozódó képességét is megzavarja. A víz sodrásának igen hirtelen változásai meghaladhatják az állatok reakcióidejét, és kis vízállásnál akár a sekély vízbe szorulhatnak az állatot. Másokat a magas vízállású áramlás sodorhatja magával. Az erősen ingadozó vízszintű alvizi csatorna "fluktuáló zónákkal" rendelkezik, amely igen kedvezőtlen a szárazföldi, de különösen a vizi organizmusok részére. A szárazföldi vagy a vizi makrofiták egyszerűen képtelenek kifejlődni. Csak igen különös képességekkel rendelkező bentikus gerinctelen állatok képesek ezeknek a zónáknak a hatásait túlélni, ilyenek az kevéssertéjű férgek (Oligochaeta) és az árvaszúnyogok (Chironomida). Ilyen helyeken a halak ivni, a kis halak fejlődni képtelenek. Még ha ki is sodródnak a mellékágakból vagy mellékfolyókból, a következő kiözönlő vízsodrás elmossa őket, vagy elpusztulnak a kiszáradás, esetleg a hőmérséklet gyors változása miatt.

A csúcsrajáratás ugyancsak drasztikusan változtatja meg a meder ágyát is; a gát közelében igen erős az erózió és lejjebb a kiülepedés lesz jelentős (ld. 2.3.2 Fejezet). Ebből következik, hogy ezek a folyamatok a természetes vizi környezetet és a szervezeteket nemcsak a gát közvetlen közelében, de attól jóval távolabb is károsan befolyásolják.

 

 

4.5 A C VARIÁNS HATÁSAI

Joachim Lösing és Albert Roux

Általánosságban állítható, hogy a C Variáns ökológiai hatásai hasonlóak ahhoz, amiket fentebb vázoltunk az Eredeti Terv hatásával kapcsolatban. Ebben a fejezetben a hatások közötti különbségekkel, valamint a megfigyelt hatásokkal kívánunk foglalkozni, a C Variáns szerkezete és működése vonatkozásában.

4.5.1 A CSÚNYI TÁROZÓ

 

Ez a létesítmény mintegy 4.500 ha-nyi ártéri erdőt érint. A létesítmény megépítése által okozott következményeket az előző szakaszban és a 2. és 3. Fejezetekben tárgyaltuk.

 

4.5.2 A SZIGETKÖZ

Röviddel azután, hogy a folyót elterelték, a főág és annak mellékágai gyakorlatilag víz nélkül maradtak. A víz szintje kevesebb, mint 4 napon belül 3 m-rel csökkent az 1850 fkm-nél, a vízszint süllyedése az 1825 fkm-nél 2,4 m volt. Az Öreg Duna szélessége átlagosan 55 m-re zsugorodott. Ennek a hirtelen bekövetkező csökkenésnek komoly hatása volt az élólényekre, különösen a halakra és más vizi élőlényre, valamint a puhafás-ligeterdőkre.

 

A vizi élőhelyek

A Duna vizének az üzemvíz csatornába történő vezetése nemcsak a főmeder vízszintjének a csökkenésével járt, hanem az ártér víztesteire is kihatással volt (4.2 Tabló, 5. Kötet). Összehasonlítva a jelenlegi helyzetet a gát felépítése előttivel, szembetűnő a élőhely diverzitásának és ezáltal a biodiverzitás csökkenése. A legártalmasabb hatásként néhány paleopotamikus viztest, mint a lipóti terület teljes kiszáradása említhető meg. Hangsúlyozni kell a legtöbb parapotamikus víztest teljes eltűnését. Valóban, ezek az ágak, amelyek állandó kapcsolatban voltak a főággal és amelyeket mind felszíni, mind talajvizek tápláltak, fontos vizi élőhely diverzitással, továbbá a legnagyobb biodiverzitással rendelkeztek. Egyáltalán nem meglepő, hogy ezek a parapotamikus víztestek, amelyek halállománya a legértékesebb, veszélyesen megsérültek (4.3 Tabló, 5. Kötet).

Az Öreg Duna és a mellékágrendszer között megszűnt kapcsolatnak jelentős kárát látta a bentosz, a plankton és a hal. Számos tanulmány foglalkozott azzal a halpusztulással, amit a közvetlen hatás okozott (ld. Mészáros et al., 1993, 19943a, 1994b, továbbá 5.4 Fejezet).

A Felső-Szigetköz ágrendszerében a vízszint kritikusan alacsony értékre süllyedt tavasszal és koranyáron, amíg 1994 júliusában nem kezdődött el a víz pótlása, időleges szivattyúzása. A korábbi nagy, egybefüggő szakaszok számos kis víztestre szakadtak szét. Elkerülhetetlen volt, hogy a rheofilikus fajok egyedszáma nagyobb mértékben csökkenjen, mint azoké, amelyek az állóvizeket kedvelik. Néhány rheofilikus vándorló faj ismét megjelent az ideiglenes vízpótlás hatására. A nem vándoró rheofilikus fajtok száma azonban erősen megcsappant, ha a számukat a korábbihoz viszonyítjuk. Az hullámtér biotópjának drasztikus változása teljességgel felforgatta az élőközösségek közötti rendet és egyensúlyt.

 

A Szigetköz középső része

A korábbi főág középső szakaszán, az ásványi magyar ágrendszer végétől az alvízcsatorna beágazásáig a felszíni vizek szinte eltűntek egészen az 1820-1825 fkm-ig, vagyis 9-14 km-en Lipót környékéig. Ez a rész ugyancsak elvesztette a szubmontán jellegét. Ezen a szakaszon nemcsak a halak, de a halfajok száma is lényegesen csökkent. A főcsatorna elvesztette a szerepét, ez azzal járt, hogy a rheofilikus faj már igen kis számban van jelen, hacsak egészen ki nem veszett. A halfauna szempontjából igen jelentős és azonnal bekövetkezett hatás érvényesült. A küszöbgátak formájában újabb gátló létesítmények lánca épül a főágban, amely a folyóvízekre jellemző ökológiai állapotot a tavakra jellemzővé formálja(ld. 2.5 és 4.6 Fejezeteket).

 

A régi ártér (a mentett oldal)

A mesterséges vizpótlás hatására a zátonyi Duna mocsaras morotvája, amely eredetileg állóvízü volt, most egy csatornává vált, amelyben a vízáramlás sebessége elérte a 0,4-0,8 m/s értéket. A Mosoni Dunából való vízpótlás eredményeként az utóbbi halfaunája a zátonyi Dunába jutott el. Ebből az okból következően, a halfajok száma nőtt, viszont az ottani halfauna csupán egy faja (Cobitidae) maradt meg nagyobb számban. A halfajok számának növekedése azonban megtévesztő, mert az eredeti halfauna alapvetően elvesztette fontosságát. Az eurytropikus fajok egyedszámának növekedése, majd mértéken felüli elszaporodása oda vezethet, hogy a korábbi honos (főként sztenotropikus) biota teljes egészében kipusztul (Mészáros et al., 1994a).

A régi ártér morotvái közül a lipóti morotva egyedülálló volt az ott élő fauna szempontjából. Ez a morotva gyakorlatilag kiszáradt és a halfaunája kipusztult. Az időszakos mesterséges vízpótlás nem alkalmas arra, hogy az eltűnt halfaunát ismét életre keltse. Többszörösen ismételt kutatás eredménytelen maradt, az eredeti halfauna már nem lelhető fel.

A folyó elterelésének másik következménye, hogy a csatornákban a víz szintje jelentősen esett. A vízáramlás lecsökkent, vagy éppen megállt. Ennek eredményeképpen, a rheofilikus fajok részére a körülmények kritikussá váltak. A beavatkozás hatása valamelyest késéssel jelentkezett a mostani, talajvízen keresztüli kapcsolat miatt (Mészáros et al., 1994a).

 

Az ártér növényzete

A hínártársulások elsősorban a Szigetköz morotváiban, tavaiban és csatornáiban találhatók, ezek a Szigetköz felső és középső szakaszán a pusztulás szélére jutottak. A további fennmaradásuk csakis a vízpótlás eredményességétől függ.

A mocsári növények tűrőképessége valamivel jobb, mint a hínár közösségeké. Az előbbiek kiterjedt populációja a Szigetköznek csak a hullámtéren élt. Vitán felüli tény, hogy ezt a populációt a Szigetköz felső és középső részén erősen fenyegeti a talajvízszint csökkenése.

A fűzesek "állapota a Szigetközben, különösen a kanyargós Mosoni Duna-ág mellett, igen kíváló (volt)" ( Simon et al., 1993, p.. 179). Ezt az állapotot még javította egy kevéssé a C Variáns a Szigetköz mentett oldalán. Azonban a természetes, megszokott árvizek, amelyek az hullámtér jellegzetességei közé tartoznak, nem tértek vissza. Továbbá, a Szigetköz aktív árterének helyzete rosszabbodott (ld. 12. Tabló, 1. Kötet). 1993 júniusát követően a részleges vízhiány már meglátszott az erdőkön. A leveleken sárga foltok jelentek meg, az ágak száradni kezdtek. Júniustól a fák hullatni kezdték leveleiket. Június közepe táján az ártéri erdők 3%-a elhalt volt. 1993 végén ez a szám 5 %-ra nőtt. 1994-ben meg kellett állapítani, hogy a levélzet csökkenése nem állt meg (Simon, személyes közlés, a közlemény készítése folyamatban van).

Összefoglalva, megállapítható, hogy a C Variáns hatása nem különbözik lényegesen attól, amit az Eredeti Terv hatásaként jósoltak meg (ld. 4.5 ábrát). A mindennapos vízszint növekedés nem elegendő az árterület természetes környezete fennmaradásához.

4.6 JAVÍTÓ INTÉZKEDÉSEK ÉRTÉKELÉSE

Joachim Lösing és Albert Roux

Bár az Eredeti Terv kapcsán nem egyeztek meg abban, hogy fenékgátakat építenek a régi folyóágyban, ez mégis szóba került azért, hogy a folyó vízszintjét a korábbi, alacsony állapot szintjén tudják tartani. Hasonlóképpen, javaslatok hangzottak el küszöbgátak építésére a Duna árterületén (oldalág rendszerben) annak érdekében, hogy a helyi talajvíz szintjét és az állandó vízáramlást biztosítani lehessen (SM, 2,70 para.). Az állandó vízszintre, valamint az állandó vízáramlásra tett javaslatok is bizonyítják, hogy mind a folyónak, mind az ártérnek az ökológiai szerepét figyelmen kívül hagyták.

Az ártér vízrendszerének biodiverzitása függ az élőhelyek diverzitásától (a mozaikos szerkezettől). A diverzitás a biota különféle faktorainak időben és térben való változatosságának függvénye. Az ártér ökoszisztemáját leginkább a folyó változó vízhozama által létrehozott vízszint ingadozás befolyásolja, beleértve ebbe az áradásokat is. "A folyók árterületén a biota létezésének, produktivitásának és kölcsönhatásainak alapvető hajtó ereje az ár lüktetése [...]. Ez a lüktetés egy dinamikus hatással párosul, amely szélesíti a "mozgó partvidéket" a vizi/szárazföldi átmeneti zónában (VSzÁZ). Ez a mozgó partvidék akadályozza a stagnálást, elősegíti a szerves anyagok és a tápanyagok gyors visszaforgatását, ezáltal nagy produktivitást idéz elő. A VSzÁZ elsődleges produktivitása sokkal nagyobb, mint az eredeti rendszerek állandó víztesteié". (Junk, et al., 1989).

Magától értetődő, hogy mindezek az előnyök elvesznek akkor, ha gátakat építenek akár az Öreg Dunán, akár a jelenlegi árterületen.

 

4.6.1 "KÜSZÖBGÁTAK"

A "küszöbgátak", vagy helyesebben "gátak" nem lesznek hatásosak a vízszint megtartása érdekében, mint azt a 2.5 Fejezetben már kifejtettük. A florát és a faunát érő ökológiai hatás tekintetében a 2.5 Fejezetben szereplők alapvetően fontosak:

-       Ezek a gátak, még nagy vízhozamnál is, a Dunát kis víztározók sorára szabdalják fel;

-       A talajvízszintet az elárasztott területek felső szélénél észlelhető vízszint fogja befolyásolni;

-       Az áramlási sebesség egyharmadára fog csökkenni a korábbi állapotokhoz képest, amely legalábbis időszakos iszaplerakódáshoz vezet;

-       Az áramlási sebesség változékonysága jelentősen csökken;

-       A gát felépítését követően az áramlási viszonyok meglehetősen homogénné válnak, melynek eredményeként a folyómeder élőhelye is meglehetősen egyformává alakul.

A "küszöbgátak" felépítésével az Öreg Duna vizi élőlényei csupán néhány fajra korlátozódnak, amelyek jól tűrik az állóvizekben kialakult körülményeket és elviselik a vízhozam hirtelen növekedéseit.

A vizi fajok diverzitását mindenképpen csökkentik azok a fizikai és kémiai paraméterek, amelyeket a kavicságy helyett az iszaplerakódással együttjáró eutrof körülmények hoznak létre. Ezzel együtt a bentikus közösség jelentősen változik. A ritkán jelentkező árvíz kimossa azt a biotát, amely éppen megvetette a lábát. A vizi makrofiták képtelenek lesznek megtelepedni ebben a környezetben annak ellenére, hogy az itt fennálló körülmények egyébként igen megfelelőek lennének a számukra. Vagyis az egész élőhely alkalmatlan lesz a halak ivására és az ivadék felnevelkedésére. Röviden, az Öreg Duna szinte teljességgel elvesziti az összes biológiai értékét.

A Felső-Rajna szolgáltatta tapasztalatok bizonyítják, hogy a talajvízszint, amely oly fontos eleme az ártér ökoszisztémájának, nem képes a korábbi szintjét megtartani, sőt még az állandó szintmagasság fenntartása sem lehetséges. Igy, még a folyóval határos ártér is a korábban vártnál kevesebb kedvező hatásban részesül.

A küszöbgátak, amelyek a folyót kis duzzasztógátakkal ellátott vízzé teszik azon a szakaszon, amelyet az Eredeti Terv szabadon hagyott, ezt a valamikori nagy, áramló vizű folyó környezeti jellegét az olyan állóvizekéhez teszik hasonlatossá, amelyek áramlási sebessége Q = 350 m³/s-nél 0,1-től 0,6-0.7 m/s (ld. 2.5 Fejezetet).

A ritka árvizek enyhíthetik ennek a hatását, azonban annak a kockázata mindenképpen növekszik, hogy a vizek kicsiny populációi zsugorodni fognak, vagy éppen elpusztulnak a ragadozók, a betegségek, az eutrofizáció vagy más, belső vagy külső hatások következtében. Az elmúlt évtizedekben a világon mindenütt megfigyelhető, hogy még kis átalakulások is teljes pusztuláshoz vezethetnek. Ha ez nem is következik be, a génkészlet mindenképpen drasztikusan csökken (ld. 4.1 Fejezet).

 

4.6.2 MESTERSÉGES VÍZPÓTLÁS AZ OLDALÁG RENDSZERBE

A Duna szárazföldi deltájának az elmúlt évtizedekben észlelt romlását az 1960-as években megkezdett intenzív kavicskotrás okozta (ld. 2.2 Fejezet). Ennek folyományaként néhány oldalág (vagy csak azok egy része) kiszáradt, illetve elvesztette a kapcsolatát a főággal. Az ökológiai állapotok egyensúlya, amely az 1950-es, 1960-as években helyreállt, ismét felborult (különösképpen a Gabčíkovo-Nagymaros Terv megvalósitásának megkezdését követően). A legnagyobb csapás a C Variáns megvalósítása volt, amely egy csapásra kiszárította a Szigetközi folyószakaszt, beleértve annak szlovákiai részét is.

Az 1993 májusában beindult szlovák öntözési rendszer célja, hogy csökkentse az ökológiai állapotokban bekövetkezett romlást, vagy éppenséggel javítsa az ökológiai feltételeket. Maga a szlovák Emlékeztető foglalkozik a létesítmények technikai oldalaival is:

"A Dobrohost-ból állandó áramlásban 50 m³/s víz vezethető az oldalágba, amely a tervek szerint, évente 1-3 alkalommal 140 m³/s-re növelhető, így az oldalágak eláraszthatók, hasonlóan ahhoz, ahogy az a természetes körülmények közt is megtörténik. A legnagyobb lehetséges vízáram 234 m³/s... [A] baloldali oldalág rendszer 8 zónára van osztva, mindegyikben más és más a vízszint. Ezek a lépcsőzött zónák kaszkádot alkotnak Dobrohost-tól Gabčíkovo-ig..." (SM, 5,42 para).

Említésre méltó, hogy az 50 m³/s vízáramlás mennyiben lesz elegendő a mintegy 4,000 hektárnyi terület ellátására, és mennyiben képes a 234 m³/s pótolni a 4.000 m³/s-os árvizet (amelyet a jelenlegi ártér mindkét oldalára kell elvezetni).

A WWF álláspontja (Dister et al., 1994) a következőket fejti ki:

Ámbár a szlovák Környezeti Miniszterium igen káros és kérdéses megoldásoknak tekintve kifejezetten (!) kritizálta az annak érdekében hozott intézkedéseket, hogy az Öreg Dunából annak oldalágaiba vizet juttassanak, valamint, hogy a folyó és oldalágai közé épített gátakat eltávolítsák [...] a Gabčíkovo-i mérnökök 1992/93 telén megkezdték ennek az elképzelésnek a megvalósítását, lerombolva az oldalági rendszer egyes részeit, megerősítve a Dunát elzáró töltéseket, és megindítva 1993 májusában az ártér elárasztását. [Ezek az] intézkedések át fogják alakítani az ártér eddig összefüggő területét egy gyakorlatilag egymástól független tavak láncolatává, amelyek esetleg, rövid időn át egy érintetlen vizes terület benyomását kelthetik. Igaz lehet az, hogy a víz új szintje [...] a gát megépítését megelőző vízszintig növekedett. Azonban, az egy ponton történő vízbeáramlás, a viz állandó, de jelentősen csökkentett térfogata, valamint változó minősége [...] kedvezőtlen hatásokat fog kiváltani.

Az oldaltöltések feletti vízszint túl magas és több hónapon keresztül állandó. Ez ártalmas a természetes árterületek biocönozisa számára [...] Ez az intézkedés az ártéri erdők számára fenyegető veszedelmet jelent.

A fűzesek fizikai nehézségekkel kűzdenek, ugyanis a fák töve állandó jelleggel el van árasztva. Ilyen körülmények közt különösen az idős fákat fenyegeti veszély, egyesek közülük már el is haltak. Az oldaltöltések, vagy gátak akadályozzák a halak és egyéb vizi élőlények vándorlását, ennek következtében a halbiomassza jelentősen csökkent. A nagyobb halak teljesen eltűntek, néhány faj maradt meg (például a küsz [Alburnus a.] ). A korábban oly gazdag biodiverzitás mára már jelentősen megváltozott (Roux, 1994).

A mesterséges oldalág rendszer hatásait a Felső-Rajnán folytatott biológiai vizsgálatok ugyancsak igazolták. Krause és Hügin (1987) hangsúlyozzák elemzésük eredményét, miszerint " a kapcsolt oldalágak rendszere működésének tervezése manapság már nem fogadható el".

IRODALOM

Amaros, C., A.L. Roux, J.L. Reygrobellet, J.P. Bravard, J.P. Pautoug. 1987. A method for applied ecological studies of fluvial hydrosystems. Regulated rivers 1: 17-36.

Balon, D.C. S.S. Crawford and A. Lelek. 1986. Fish communities of the Upper Danube river (Germany, Austria) prior to the new Rhein-Main-Donau connection. Environmental Biology of Fishes 15 (4): 243-271.

Becket, D.C., C.R. Bingham and L.G. Sanders. 1983. Bentic macroinvertebrates of selected habitats of the Lower Mississippi river. J. Freshwater Ecology 2 (3): 247-267.

Cogerino, L. 1989. Les rives aquatiques de grands cours d¢eau: caractérisation mésologique et faunistic. These de Doctorat, Univ. Lyon I, 369 pp.

Cuffney, T.F. 1988. Input, movement and exchanges of organic matter within a subtropical costal bleachwater river-floodplain system. Freshwater Biology 19: 305-320.

di Castri, F. and T. Younes. 1990. Ecosystem Function of Biological Diversity. Biology International 22 (Special Issue): iii-20.

Dister, E. 1994. The function, evaluation and relics of near- natural floodplains. In Limnologie aktuell 2. Kinzelbach, R. ed. Biologie der Donau: 317-329. Fischer: Stuttgart, Jena, New York.

Dister, E., D. Gomer, P. Obrdlik, P. and E. Scheneider. 1990. Water Management and ecological perspectives of the Upper Rhine¢s floodplains. Regulated Rivers: Research and Management 5: 1-15.

Dister, E., A.L. Roux, T. Paces, A. Jager, H.H. Bernhart and A. Zinke. 1994. A new solution for the Danube.WWF Statement on the EEC Mission Reports of the "Working Group of Monitoring and Management Experts" and on the Overall Situation of the Gabčíkovo Hydrodam Project. December 13, 1993. Final version January 31, 1994. Vienna/Rastatt. HM, Volume 5, Part 2, Annex 20.

Dole, M.J., and D. Chessel. 1986. Stabilité physique et biologique des milieuxinterstitiels. Cas de deux stations du Haut-Rhone. Annls. Limnol. 22: 69-81.

Ellenberg, H. 1976. Vegetation Mitteleuropas mit den Alpen. 2nd Ed. Ulmer, Stuttgart.

Ertl, M. 1985. Comparative study of the plankton primary production in the main stream, its side-arm system and in the back water of the Danube river. (in Slovak). Prace Lab. Rybar, Hydrobiol. (Bratislava) 5: 5-32.

Frankel, O.H. and M.E. Soule, 1981. Conservation and Evolution. Cambridge University Press, 127 pp.

Fremling, C.R., J.L Rasmussen, R.E. Sparks, S.P. Cobb, C.F. Bryan, and T.O. Clafin, 1989. Mississippi river fisheries. In Proceedings of the International Large Rivers Symposium, D.P. Dodge, ed. Can. Spec. Publ. Fish Aquat. Sci. 106: 309-351.

Fruget, J.F. 1991. The impact of river regulation on the lotic macroinvertebrate communities of the Lower Rhone, France. Regulated Rivers.

Fruget, J.F. 1992. The ecology of the Lower Rhone following 200 years of human influence: a review. Regulated Rivers 7: 233-246.

Groombridge, B. ed. 1992. Global Biodiversity. Status of the Earth¢s Living Resources. Chapman and Hall. 585 pp.

Hary, N. and H.P. Nachtnebel, eds. 1989. Eco-system study Altenwörth. (Ökosystemstudie Donaustau Altenwörth - Veränderungen durch das Donaukraftwerk Altenwörth. Német nyelven). Österreichische Akademie der Wissenschaften. Veröffentlichungen des österreichischen MaB-Programms. 14. Wagner. Innsbruck.

Hayden, W., and H.F. Clifford. 1974. Seasonal movements of the mayfly Leptophlebia cupida (Say) in a brown water stream of Alberta, Canada. American Midland Naturalist 91: 90-102.

Henrichfreise, A. ed. 1988. Biotopsystem Noeriche Oberheinniederung. BFANL. Bonn.

Hesse, L.W., J.C. Schmulbach, J.M. Carr, K.D. Keenlyne, D.G. Unkenholz, J.W. Robinson and G.E. Mestl. 1989a. Missouri river fishery resources in relation to past, present and future stress. In Proceedings of the International Large River Symposiun, D.P. Dodge, ed. Can. Spec. Publ. Fish Aquat. Sci. 106: 352-371.

Hesse, L.W., G.R. Chaffin, J. Brabander. 1989b. Missouri river mitigation: a system approach. Fisheries 14 (1): 11-15.

Holcik, J. 1988. Influence of hydrological regime and water temperature on the activity and population of fishes in the anabranches of the Danube, Práce Ust. Rybar. Hydrobiol. 6: 33-58.

Holcik, J. 1991. Fish communities in the Slovak section of the Danube river in relation to the construction of the Gabčíkovo river barrage system. In Biological monitoring of large rivers, M. Penaz (Ed) Chechoslovak Academy of Sciences, Brno, and Slovak Academy of Sciences, Bratislava Publishers, pp. 86-89.

Holcik, J. and ". Bastl. 1973. Ichthyocoenoses of of two arms of the Danube with regard to changes in species composition and population density in relation to the fluctuation of the water level (szlovák nyelven) Biologické Práce, Bratislava, 19 (1): 1-16.

Holcik, J., I. Bastl, M. Ertl, and M. Vranovski. 1981. Hydrobiology and ichthyology of the Chechoslovak Danube in relation of predicted changes after the construction of the Gabčíkovo-Nagymaros river barrage system. Prace Lab. Rybar. Hydrobiol. (Bratislava) 3: 19-158 .

Hügin, G. 1980. The riparian forests of the southern Upper Rhine valley and their changing by the Rhine regulation works. (Die Auenwälder der südlichenOberrheintals und ihre Veränderung durch den Rheinausbau, Német nyelven., francia nyelvű összefoglalóval). pp. 677-706. In J.-M. Géhu (ed) Colloques phytosociologiques IX. Les forets alluviales. Strasbourg 1980. Published 1984). Cramer: Vaduz.

Hügin, G. 1981. The riparian woods of the southern Upper Rhine valley - Changing and endangering by Rhine development. (Die Auenwälder des südlichen Oberrheintals - ihre veränderung und Gefährdung durch den Rheinausbau. Német nyelven.). Landschaft und Stadt 13: (2) 78-91.

Hügin, G. and A. Henrichfreise. 1992. Vegetation and water balance of ther forest adjacent to the Rhine. (Vegetation unf Wasserhaushalt des rheinnahen Waldes. Német nyelven). Schriftenreihe für Vegetationskunde 25. BFANL. Bonn-Bad Godesberg.

Juget, J., and A.L. Roux. 1982. Une lone du Rhone, zone humide en position de lisiere dans l`espace et dans le temps. Bull. Ecol. 13: 109-124.

Junk, W.J., P.B. Bayley, and R.E. Sparks. 1989. The flood pulse concept in river-floodplain systems. Can. Specx. Fish Aquat. Sci. 106: 110-127.

Kárpáti, I. and V. Kárpáti. 1991. Present condition and protection of the Hungarian floodplain forests. (Német nyelven). In International Symposium Conservation and Development of European Floodplains. September 17-21, 1987, Rastatt. Laufener Seminarberichte 4 (91): 86-90.

Krause, W., and Hügin. 1987. Ecological effects of the management system of coennected side branches (demonstrated by the example of the regulation of side branches at the river Rhone). Natur und Landschaft 62 (1), p. 9. Volume 4, Part II, Annex 15.

Krenkel, P.A., G.F. Lee, R.A. Jones, 1979. Effects of the T.V.A. impoundments on downstream water quality and biota. In The Ecology of Regulated Streams. J.W. Ward and J.A. Stanford, eds., Plenum Press, New York and London: 289-306.

La Riviere, J.W.M. 1992. The role of the international council of scientific unions in biodiversity and global change research. In: Biodiversity and Global Change, Solbrig et al., 1992.

Lelek, A. 1989. The Rhine river and some of its tributarties under human impact in the last two centuries. In Proceedings of the International Large Rivers Symposium, D.P. Dodge (ed.), Can. Spec. Publ. Fish Aquatic. Sci. 106: 469-487.

LfU. Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg. 1994. Principle paper on floodplain conservation and floodplain restoration. (Német nyelven). Materialen zum integrierten Rhein programme 4, Karlsruhe.

Lösing, J. 1994. The functioning of floodplain ecosystems - Review of the Upper Rhine floodplain ecosystems - Ecological effects of the barrage of Altenwörth, Austrian Danube. Prepared for the Hungarian Ministry of Foreign Affairs. Karlsruhe, October 1994. Nem közölt tanulmányok. Volume 4, Part II, Annex 16.

Mészáros, F., L. Ronkay and A. Vojnits, eds. 1994. The nature protection aspects of the Gabčíkovo-Nagymaros Project. Department of Zoology, Hungarian Natural History Museum. Prepared for the Hungarian Ministry of Foreign Affairs. Budapest, October 1993. (Ugyancsak kiadta : MTM Álattára, KTM, Budapest: 141-176. 1994). HM, Volume 1, Appendix 1.

Mészáros, F., T. Simon, L. Ronkay, A. Vida and A. Báldi. 1994a, The characterisation of and the threat to terrestrial and partially aquatic habitats, the impact of GNB and within that, of Variant C. Department of Zoology, Hungarian Natural History Museum and Faculty of Plant Taxonomy and Ecology, Lóránd Eötvös University of Science. Prepared for the Hungarian Ministry of Foreign Affairs. Budapest. Volume 4, Part II, Annex 17.

Mészáros, F., T. Simon, L. Ronkay, A. Báldi , and A. Vida. 1994b. The description of the ecological values of the Szigetköz inland delta. Department of Zoology, Hungarian Natural History Museum and Faculty of Plant Taxonomy and Ecology. Lóránd Eötvös University of Science, Budapest. Volume 4, Part II, Annex 18.

Moredukhai-Boltovskoi, P.D.. 1979.Zoobenthos and other invertebrates living on substrata in the Volga reservoirs. In The River Volga and its Life, Dr. W. Junk Publishers, The Hague: 235-268.

Morris, L.A., R.N. Langheimer, T.R. Russel, and A. Witt, Jr. 1968. Effects of mainstream impoundments and channelization upon the Missouri river, Nebraska. Trans. Am. Fish 97 (4): 380-388.

Müller, R., and H.J.. Meng. 1990. The fate of fish populations in the river Rhine after the Scheizerhalle accident. In Biologie des Rheins, R. Kinzelbach and G. Friedrich, eds., Gustav Fischer Verlag, Stuttgart, New York: 405-421.

Olsson, T., and O. Söderström. 1978. Sprigtime migration and growth of Parameletus chelifer (ephemeroptera) in a temporary stream in northern Sweden. Oikos 31: 284-289.

Pearce, F. 1994. Dam truths on the Danube. New Scientist, 17 September 1994: 27-31.

Persat, H. 1988. De la biologie des populations de l`Ombre Commom Thymallus thymallus L. 1758) r la dynamique des communautés dans un hydrosysteme fluvial aménage, le Haut-Rhone francais. Eléments un changement d`échelles, These de Docteur d`Etat des Sciences. Univ. Lyon I, 223 pp.

Petermann, P. 1987. Ecological management of the Rhine Aquifer: The Upper Rhine and its Ecological Impacts. Oceans 87 Proceedings (Halifax, Canada) 1706-1708.

Prevot, G., and R. Prevot. 1986. Impact d`une crue sue la communauté de la Moyenne Durance. Role de la dérive dans la reconstitution du peuplement du chenal principal. Annls Limnol. 22: 89-98.

Richoux, P, and E. Castella. 1986. The aquatic Coleoptera of former riverbeds submitted to large hydrological fluctuations. In Proceedings of the 3rd Eur. Congress of Ent. Amsterdam, Aout, 1986, H.H.W. Velthius (ed): 129-132.

Roux, A.L. 1994. Rapport sur l`état des peuplements de poissons dans le secteur des plaines alluviales slovaques affecté par l`aménagement hydroélrctrique de Gabčíkovo. Nem közölt tanulmány. Lyon.

R.P. Karlsruhe and Freiburg. Regional council of Karlsruhe and Freiburg. eds. 1990. Integrated Rhine programme - Tasks and execution (Német nyelven). Working Group `Integrated Rhine Programme`(author) 48 pp. + maps, Karlsruhe and Freiburg. Nem közölt jelentés.

Simon, T. 1994. Szigetköz Plant Communities and their natural character. (A szigetközi növényi társulások és azok természetessége). (Magyar nyelven). Természetvédelmi Közlemények 2: 43-57.

Simon, T., M. Szabó, R. Draskovits, I. Hahn and A. Gergely. 1993. Ecological and phytosociological changes in the willow woods of Szigetköz, NW Hungary, in the past 60 years. Abstracta Botanica 17 (1-2): 179-186. Volume 4, Part II, Annex 19.

Solbrig, O.T., H.M. van Emden, and P.G.W.J. van Oordt, eds. 1992. Biodiversity and global change. IUBS Monograph 8: 1-2.

Stanford, J.A., and J.W. Ward. 1986. Fish of the Colorado system. In The Ecology of River System, B.R. Davies and K.F. Walker, eds. , W. Junk Publishers, The Hague: 385-402.

Vida, A. 1994. Ichthyological Aspects of the Gabčíkovo-Nagymaros Project. Prepared for the Ministry of Foreign Affairs. Budapest, October 1993. HM, Volume 1, Appendix 2.

Vida, G. 1994. Global issues of genetic diversity. In Conservation Genetics. `. Loeschcke, J. Tomiuk, and S.K. Jain, eds. Birkhäuser Verlag, Basel, Boston, Berlin, 9-23.

Vranovsky, M. 1974. Zooplankton of the side-arms ecosystem of Baka ahead of its confluence with the main stream and its importance for the forming of zooplankton of the river Danube. (Cseh nyelven). Biologicke prace. 20: 5-77.

Vranovsky, M. 1985. Zooplankton of two side-arms of the Danube at Baka (1820,5 - 1825,5 fkm.). (Cseh nyelven). Prace Lab. Rybar. Hydrobiol. (Bratislava). 5: 47-100.

Vrijenhoek, R.C. 1994. Genetic diversity and fitness in small populations. In: Conservation Genetics. V. Loeschcke, J. Tomiuk and S.K. Jain, eds. Birkhäuser Verlag, Basel, Boston, Berlin, pp. 37-55.

Ward, J.V. and J.A. Stanford. 1983. The intermediate disturbance hypothesis: an explanation for biotic diversity patterns in lotic ecosystems. In Dynamics of lotic ecosystems, T.D. Fontaine and S.M. Bartell, eds. , Ann Arbor Science Publishers: 347-356.

Wilson, E.O., ed. 1988. Biodiversity. National Academy Press, Washington, D.C. 521 pp.

Yon, D, and G. Tandron. 1981. Alluvial forests in Europe. Council of Europe. Nature and Environment Series No. 22, Strasbourg.

 

5. FEJEZET
TALAJOK, MEZŐGAZDASÁG, ERDŐGAZDASÁG, HALGAZDÁLKODÁS

5.1 TALAJOK

Howard Wheater
(Várallyai, 1993, alapján)

Fordítást lektorálta: Dr. Somogyi Zoltán

5.1.1 BEVEZETÉS

A Gabčíkovo-Nagymaros Terv által befolyásolt terület, amint azt a 4. Fejezetben említettük, nagy alluviális síkság, amely értékes természeti ökoszisztémákban gazdag, melynek diverzitása nagyfokú, egyben a táj igen szép. Egyidejűleg ez a terület Magyarország tradicionálisan fontos mezőgazdasági körzete, ennek folytán bőséges információ és megfelelő hozzáértés áll rendelkezésre a talajokkal és az azokkal összefüggő környezeti tényezőkkel kapcsolatban. Ezek megszerzése kiterjedt, hosszú idejű megfigyelések, kísérletek, valamint a mezőgazdasági termelésben szerzett gyakorlat alapján volt lehetséges. (5.1 Táblázat; MTA, 1994 és Várallyai, 1991).

A terület klímája kontinentális, a hőmérséklet alakulása szélsőséges (hideg tél és forró nyár), valamint kevés a csapadék. A Duna alluviális teraszainak talaj tulajdonságai, kedvező hidrofizikai, valamint nedvességtartalma hatékonyan enyhítik az időjárás szélsőségeeit a térség nagyobb részén. A talaj a kapilláris hatás útján igen jóminőségű talajvízzel képes hozzájárulni a természetes vegetáció és a kultúrnövények vízszükségletének fedezéséhez. Ámbár, ez csak ott jelentkezik, ahol a talajvízszint eléri a finomszemcsés üledéket (homok/vályog/iszap) amely az alluviális (öntés) teraszokon a kavicsos víztartalmú réteg felett helyezkedik el. (ld. 3.4 Tabló). Ezen a területen a geotermális grádiens viszonylag meredek, az igen jó minőségű melegvíz aránylag kis mélységben található s ez igen kedvező körülményeket teremt az intenzív zöldségtermelés szempontjából.

Az alluviális terasz jellegzetes geológiai szerkezete a 2. Fejezetben tárgyalt geomorfológiai hatások folytán jött létre. A terület horizontális heterogenitása, valamint a vertikális rétegződése igen jelentős, továbbá jellemzi még a finom üledék változó vastagsága is. Ennek folyományaként a környék természetes és mezőgazdasági ökoszisztémái jelentős helyi és időbeli változatosságot mutatnak és, amint azt korábban megjegyeztük, különösen érzékenyek arra a nedvességre, amelyet a gyökérzónában a kapilláris hatás folytán a talajvíz szolgáltat. Ez a vízellátás elsősorban az alábbiaktól függ:

1) a kavicsos réteg feletti talaj profilja valamint az ehhez kapcsolódó hidrofizikai sajátságai;

2) a talajvíz mélysége, valamint szintingadozása.

5.1 ábra: Talajtérképezés a Bős-Nagymaros Terv területén
	Térképezési program	Méretarány	Dátum	Kartográfiai alap	Tartalom
1.	OTTK	1:10 000	1957-1959	Gauss-Krüger térképlapok	A talaj típusa, altípusa, helyi változat: színnel; a legfontosabb talajtulajdonságok (szerkezet, pH, karbonát állapota, mélység): jelekkel.
2.	Géczy féle gyakor-lati talajtérképek	1:25 000	1958-1961	települések	A talaj típusa, altípusa, helyi váltakozat: színnel; a jellegzetes talaj szelvények színes diagramjai; a jellemző földhasználati és a talajművelésmódok
3.	Genetikus talajtérképek	1:10 000	1960-1970	mezőgazdasági termelési egységek (állami és szövetkezeti)	talajtérkép; kartogrammok/tematikus térképek a legfontosabb talajtulajdonságokról és javaslatok a racionális földhasználatra, a termesztendő kultúrákra és agrotechnikára vonatkozóan; laboratóriumi adatok; magyarázó szöveg
4..	Győr-Sopron megye talajtérképe	1:75 000	1959-1960	Győr-Sopron megye	talaj típusa, altípus: színnel; a legfontosabb talaj tulajdonságok (szerkezet, pH, karbonáttartalom, mélység): jelekkel.
5.	Az "Agro-ökológiai potenciál felmérés" programja	1:100 000	1978-1980	TIEDIT térképlapok	7 tulajdonságot tartalmazó talajtérkép (talaj rendszerezési egység; anya-kőzet; talajkémhatás és karbonát-tartalom; talajszerkezet; hidrofizikai tulajdonságok; szerves anyag forrás; talaj-mélység) 8 számjegyű kódrendszerrel; magyarázó füzet - területi adatokkal)
6.	Agrotopográfiai térkép	1:100 000	1988-1990	EOTR topográfiai térkép- lapok	9 talajjellemző (a fenti 7 + agyagásványok; talaj-termékenységi index) 10 számjegyű kódrendszerrel; kisméretű térképeken és diagrammokon a legfontosabb meteorológiai jellemzők
7.	Mosonmagyaróvár és környéke talaja	1:25 000	1983	Mosonmagyaróvár és kör-nyéke	5 legfontosabb talajjellemző (talaj típusa, altípusa; karbonáttartalom;. szerkezet; a humuszréteg vastagság; talajmélység) 5 számjegyű kódrendszerrel; magyarázó szöveg
8.	Kisalföld geológiai atlasza	1:100 000	1990-1993	Győr-É., Győr-D., Mo-sonmagyaróvár, Kapuvár atlaszai	genetikus talajtérkép; termékenység korlátozó tényezőinek térképe; kisméretű tematikus térképek (pH; CaCO3-tartalom, talajvíz állapot); magyarázó szöveg

 

A faktoroknak e két csoportja nem független. Amint azt alább tárgyalni fogjuk, a talaj fizikai és kémiai sajátságai tükrözik az alluviális anyakőzetet és a vízháztartást.

A fenti faktorok helyi változásaitól függően mind a talajok, mind a természetes vegetáció, mind pedig a megművelt talaj biomassza produktivitása jelentősen változik. Ez eredményezi a vidék széles spektrumát, beleértve az időnként elárasztódó árterületet, a friss üledék pótlást, az igen termékeny mezőgazdasági területeket, amelyek valójában jelentősen függnek a talajvíz földfelszín alatti természetes öntöző hatásától. Ez egy dinamikus egyensúlyban lévő környezet. Mindennemű, nagyobb léptékű emberi beavatkozás, minden valószínűséggel visszafordíthatatlan módon meg fogja változtatni ezt az állapotot. Nyilvánvaló, hogy mindenképpen teljes mértékben figyelembe kell venni a fizikai, kémiai és biológiai folyamatok komplex összefüggéseit mielőtt ilyen változás megvalósul.

Ebben a fejezetben leírjuk a talaj képződési folyamatait, az öreg árterület (árvédelmi terület) talajait fogjuk röviden jellemezni (ld. 5.1 Tabló, 5. Kötet) különös tekintettel a talaj nedvesség- és a növényi tápanyagtartalmára. Tárgyaljuk továbbá a BNV Tervnek a talajokra és a talaj víztartalmára gyakorolt hosszú távú potenciális hatását.

5.1.2 TALAJ KÉPZŐDÉSI FOLYAMATOK

A Duna alluviális teraszán a talajképződés fő anyakőzete az alluviális folyami üledék. A Mosoni Síkság magasabb részén, a Mosoni Dunától délnyugatra, a talaj képződése löszös anyagon indult meg, ennek során keveredett különféle alluviális üledékekkel és ismételten újraülepedett a folyók hatásának eredményeként; az átmeneti területen túl, a Hanság és a Fertő horpadásban ez a lerakódás tavi üledékre (tőzegre) történt (MTA, 1994 és Várallyay, 1991).

Az alluviumot a nagy kalcium-karbonát tartalom jellemzi (visszatükrözve a Duna üledék mészkő-tartalmának eredetét), továbbá a függőleges irányban az erős rétegződés, és a talaj szövetszerkezetének vízszintes irányú változatossága. Ezen a "nyers" anyakőzeten két elsődleges talajképződési folyamat kezdődött el: humuszképződés és a talajszerkezet fejlődése. A folyóból való lerakódás történetétől, valamint a humusz-szint kialakulásától és más, a talaj szerkezetét érintő hatástól függően, az alluviális terasz-területen az egyes talajtípusok idősora jól nyomon követhető (Stefanovits, 1992):

allúvium ® öntés talajok ® humuszos öntés talajok (Az utóbbi olyan öntés talajoknak felel meg, amelyek humusz réteggel rendelkeznek)

A talaj fejlődésének a sebessége (talajképződés) a nedvesség-viszonyoktól függ, azonfelül hatással van rá a talaj szemcseméret-eloszlása, a karbonát tartalma és az eredeti öntés szervesanyag tatalma; a természetes növényzet jellege; a föld használatának módja és/vagy a mezőgazdaság fejlettségi szintje. A talajfejlődés évszázados léptékben zajlik.

A humuszos alluviális talajok további fejlődését elsősorban a nedvesség határozza meg, amely viszont függ a csapadék mennyiségétől, a talajvíz állapotától és a talaj hidrofizikai tulajdonságaitól. Amennyiben a területen az esőzés viszonylagosan egyenletes, akkor a talajvíz állapotának meghatározó befolyása van a talajok térbeli eloszlására. Amennyiben a talajvízszint mélysége összefügg a domborzattal, a talajok általános topográfiai folyamata (catena) figyelhető meg:

csernozjom ® réti csernozjom ® réti talajok ® lápos réti talajok ® láp (mocsár)

Ebben a sorozatban, a talajvíznek a csernozjomra igen kis hatása van csak, szerepe azonban fokozatosan nő, amint a sorban tovább haladunk. A lápos talajok esetén így a talajnak a vízzel való érintkezése, annak állandó vagy időszakos volta a talaj kialakulására döntő jelentőségű.

A talajvíznek a hatása függ attól, hogyan helyezkedik el a talajvíz a talaj függőleges metszetében. Amennyiben a talajvíz teljes egészében a kavicsos rétegben helyezkedik el, a kapilláris hatás akadályozott, így a szerepe a talaj kialakulásában elhanyagolható. Ebben az esetben a fenti sorrend megfordítható, például, a humuszos öntés talajok a "terasz csernozgyom" irányába fejlődnek.

A Mosoni Duna és a Duna kiterjedt alluviális teraszán, a Szigetköz térségében és annak környékén, mind a három fentebb leírt eset megtalálható, azaz:

1) allúvium - öntés talajok - humuszos öntés talajok

2) humuszos öntés talajok (topografikus és hidromorfikus sorrendben), leginkább réti talajok és réti csernozjomok

3) humuszos öntés talaj - terasz csernozjom

Ennek a következménye a kissé alkalikus (pH 7,3-8,3) heterogén rétegződésű talajok mozaikszerű térbeli változatossága, a rétegezettségnek, a CaCO₃ tartalomnak, a humuszréteg vastagságának és szervesanyag tartalmának, a szövetszerkezetének, hidrofizikai sajátságainak, a kavicsos rétegek vastagságának és a talajvíz állapotának a heterogenitásával.

A Mosoni Síkságon a talaj kialakulása a löszrétegen, illetve a löszhöz hasonló lerakódásokon kezdődött meg, a talajvíz hatását nélkülözve, így a csernozjom talajok irányába fejlődve. A hidromorf sor másik talajtípusai (réti csernozjom - csernozjomos réti talajok - réti talajok) ennek a területnek a mélyebb helyein vagy kis bemélyedéseiben alakultak ki.

A Fertő tó és a Hanság-i mélyedés átmeneti területei felé a talajszelvencia nedvesebb tagjai az uralkodók:

réti talajok ® lápos réti talajok ® láp talajok

5.1.3 TALAJTÍPUSOK

Az alábbiakban tárgyaljuk ennek a területnek (5.1 Tabló, 5. Kötet) a fontosabb talajtípusai leginkább lényeges sajátságait (MÁFI, 1989, 1991a, 1991b, 1993 és Várallyay, 1983):

Gyengén fejlett humuszos homokos talajok

Az előfordulása igen korlátozott. Ezeknek a talajoknak a jellegzetessége a gyengén kifejlődött humuszréteg, amelynek a szervesanyag tartalma alacsony, csekély víztároló és vízvisszatartó kapacitása van, a kapilláris vízpótlás hiányzik és a szárazságra való érzékenység nagy.

Öntés talajok

Ennek a területnek a különféle öntés talajai, amelyek a Duna különféle üledékeiből jöttek létre, könnyű szövetszerkezetűek (főleg homokos, homokos-vályog, homokos iszap, részben agyag, vályog, agyagos vályog), gyengén lúgos kémhatásúak (pH 7,3-8,3), felsőbb rétegeikben a legtöbb esetben mésztartalmúak (CaCO₃ tartalom 10-25 %).

Az öntés talajok függőleges metszetében a szemcseméret-eloszlás az öntésekre jellemző ülepedési sort mutatja: iszap - homokos iszap - iszapos homok - finom homok - durva homok - apró szemű kavics - durva kavics, a szemcsenagyság a mélységgel együtt növekszik. Számos esetben a kavicsos réteg a felszín alatti 1,5 m mélységben található. Az öntés talajok vízháztartása alapvetően három tényezőtől függ:

1) A felső talajréteg vízvisszatartó tulajdonságától;

2) a kavicsréteg mélységétől;

3) a talajvíznek a finom üledékrétegben való jelenlététől.

Kedvező körülmények közt a kapilláris talajvízpótlás akár évi 150 mm/év értéket is elérhet, így homokos iszap / vályog / vályogos agya szövetű talajoknál akkor, ha a talajvíz 1,5- 2 m mélyen, a finomszemcsés üledékrétegben helyezkedik el. Ha azonban a talajvíz az alul lévő kavicsrétegben található, a kapilláris víztranszport elhanyagolható nagyságúvá válik, aminek a szárazság-érzékenység a következménye, különösen a sekély talajok esetében.

Öntés réti talajok

Ennek a területnek az öntés réti talajait a kissé alkalikus kémhatás (pH 7,3-8,3) és a nagymértékben változó CaCO₃ tartalom (0-25 %) jellemzi. A többi alluviális talajokkal ellentétben ezeknek a szövetszerkezete nehezebb (vályog, vályogos agyag, agyag), a humuszréteg vastagsága nagyobb (>40 cm) és szervesanyag tartalma 2,5-4,0 % közötti. A jól kifejlett talajprofil a Duna és a Lajta öntések hosszú ideig tartó talajképződésének bizonyítéka. A talajvíznek a talajképződésre gyakorolt hatása a talajprofil hidro-morfikus jellemzőin keresztül, különösképpen a mélyebb rétegekben igen jól megfigyelhető, ilyen például a vasra utaló elszíneződött foltok, vagy a karbonát nagyobb helyi koncentrációja, sőt mész felhalmozódású szintek kialakulása. Igen jellemző ezekben a talajokban a kapillárisokon át való talajvíz utánpótlás (kivételt képeznek a vékony talajrétegek, ahol a kavicsrétegek a talajfelszín közelében találhatók). Ez a vízutánpótlás akár 200 mm/év értéket is elérhet egy 1,5 m mélységben lévő talajvízből (Várallyay, 1974a és Várallyay és Rajkai, 1989).

A löszön vagy löszhöz hasonló anyagokon képződött csernozjomok

A Mosoni Síkságon található csernozjom közepes szövetszerkezetű (vályog, homokos vályog, iszapos vályog), kissé alkalikus kémhatású (pH 7,3-7,9), kedvező karbonát tartalom (CaCO₃ 1-15 %) és 2-3 % szervesanyag tartalom mellett. A humuszréteg vastagsága igen változó (20-70 cm), elsősorban az oldalirányú talajeróziótól függően. Ennek a talajrétegnek igen kedvezőek a hidrofizikai tulajdonságai. Nem jellemző azonban a mélyebben fekvő talajvízből a kapilláris vízfelszívó hatás, de az altalaj, valamint a lösz anyakőzet igen kedvező kapilláris vezetőképessége miatt nem elhanyagolandó, különösképpen a száraz években.

Üledéken képződött terasz csernozjom

Ezeket a talajokat a gyengén alkalikus kémhatás (pH 7,5-8,1), a közepes szervesanyag tartalom (2,0-2,8 %), változó, 1-25 %-os CaCO₃ tartalom, a közepes szövetszerkezet (vályog, homokos vályog), jó szerkezet és kedvező hidrofizikai tulajdonságok jellemzik. Ezeknél a talajoknál a talajvíz a kavicsos rétegekben található, ennek megfelelően a talajvíznek a talajok kialakulásában kifejtendő hatása, valamint a gyökérzóna kapilláris vízellátása elhanyagolható vízszállítása, még akkor is amikor a talajvíz a sekélyebb mélységben található. E talajok közül azok, amelyek rétege vékonyabb (amelyekhez a kavicsos réteg igen közel esik), rendkívül érzékenyek a szárazságra.

Réti csernozjomok

Ezek a talajok viszonylag ritkán fordulnak elő a vizsgált területen. A mélyebb rétegek időszakos átnedvesedése a közepesen mélyen elhelyezkedő talajvízből, amely állandóan, vagy időnként eléri a finom szerkezetű üledéket, azt eredményezi, hogy ezeknek a talajoknak a hidromorfikus tulajdonságai közepesen fejlettek, különösképpen a mélyebb rétegekben. Így itt CaCO₃ feldúsulás, vasvegyület jelenlétére utaló elszíneződés, mész okozta megszilárdulás stb. található. A talajvízből a felsőbb rétegekbe a kapilláris hatás által szállított víz mennyisége eléri az 50-100 mm/év értéket (Várallyay és Rajkai, 1989).

Réti talajok

Réti talajok az alacsonyabban fekvő területeken, a vidék kis és közepes mélyedéseiben, valamint a Fertő tó és a Hansághoz vezető átmeneti sávban találhatók. Ezek a talajok állandó kapcsolatban vannak a csekély mélységben jelenlévő talajvízzel. Ennek következtében a talaj egész keresztmetszetére jellemző a hidromorfikus jelleg, a mély humuszréteg (60-80 cm), és annak viszonylag magas (3-5 %) szervesanyag tartalma és a mészgazdag rétegek keletkezése (CaCO₃ felgyülemlése - petrokalcikus szint, - mészkőpad), melyek csökkenthetik a talaj vastagságát, mivel a víz igen lassan (vagy egyáltalán nem) szivárog át ezeken a rétegeken. A terület réti talajai kissé alkalikusak (pH 7,8-8,3), nagy (15-30 %) a CaCO₃ tartalmuk és szövetszerkezetük közepes (vályog). Mivel ezek a talajok az alacsonyabban fekvő helyeken fordulnak elő, ahol a talajvíz is kis mélységben (<100-150 cm) található, ezértis különösen érzékenyek a túlnedvesedésre, sőt az elvizenyősödésre.

Lápos réti talajok

Ezek a talajok a Hanság-Fertő mélyedés északi részén fordulnak elő. Különösen nagy mésztartalmú a talajok felső rétege (10-25 % CaCO₃), kémhatásuk lúgos (pH » 8), a humuszréteg közepesen vastag (30-50 cm), szervesanyag tartalmuk igen változó (5-20 %). A talajvíz állandó jelenléte (valamint az időszakos elárasztódásuk) folytán a hidromorfikus tulajdonságaik kifejlettek és ez az egész keresztmetszetükben határozottan kifejezésre jut.

Láp talajok

A Hanság-Fertő mélyedés északi felében előforduló láp talajok kémhatása lúgos (pH » 8), felső rétegük mészdús (CaCO₃ 10-15 %). A legfelső humuszos rétegük szervesanyag tartalma rendszerint meghaladja a 20-30 %-ot, és közepes a vastagságuk (60-100 cm). Ez a réteg gyakran erősen keveredett a szervetlen, mészben gazdag altalajjal és/vagy a 10-60 %-nyi szervesanyagot tartalmazó tőzeggel.

Összefoglalva megjegyzendő, hogy ezek a talajok dinamikusak, valamint a talajok szerkezete, fizikai és kémiai tulajdonságaik a nedvességgel való ellátásuk függvénye. Különösképpen a kapilláris úton szállított nedvességnek van ezen a területen rendkívül nagy jelentősége. Ezen túlmenően, a nagy sókoncentráció pl. a CaCO₃-é jelentősen befolyásolhatja a talajréteg fizikai jellemzőit.

5.1.4 A TALAJ VÍZHÁZTARTÁSA

Ahogyan azt már említettük, a Szigetköz árvíz ellen védett területei talajainak a vízháztartását főleg az alábbiak határozzák meg:

1) A talaj rétegződése, a talajrétegek mélysége, vastagsága és sorrendje;

2) a rétegek hidrofizikai sajátságai (különös tekintettel a telítetlen hidraulikus vezetőképességre);

3) a kavicsos rétegnek a talajfelszíntől való távolsága;

4) a talajvíz szintjének ingadozása, valamint a talajvíz távolsága a talaj felszínétől.

Annak a megállapítására, hogy a talajvízből mennyi víz kerülhet a talajokba, egy modellt dolgoztak ki a Magyar Tudományos Akadémia Talajtani és Agrokémiai Kutatóintézetében (TAKI) (Várallyay 1974a, 1974b, 1980; Várallyay és Rajkai 1989, és Rajkai és Várallyay, 1989).

A modellt a vizsgált terület bolygatatlan talajoszlopainak hidraulikus tulajdonságait feltáró kiterjedt vizsgálatok adatai alapján állították fel. A felszínhez közel eső talajvíz állandósult állapotú párolgásának analízisét használva, definiálható a maximális hozzájárulás, vegetációmentes talajfelszín esetén akár egységes, akár rétegzett talajprofil vonatkozásában. Ez mindenképpen egy konzervatív becslés, amely nem veszi figyelembe a gyökérzóna vastagságát, ugyanakkor azonban hatásos módja annak megbecslésének, hogy a kapilláris úton szállított víz szempontjából mekkora a talajvíz optimális mélysége, továbbá mekkora a talajvíz kritikus mélysége gyenge minőségű talajvíz esetén, amelynél kedvezőtlen hatások várhatók, és amely segítségével megítélhető, hogy a kapilláris hatás mennyiben vesz részt a talaj korábban is említett vízmérlegében.

Már utaltunk arra, milyen gyakorlati jelentősége van a kapilláris hatásnak a vízmérlegre. Helyileg előfordulhat, hogy az adott növényzet vízszükségletének akár egy harmadát is fedezheti ezen az úton. Igen nagy szerephez jut a kapilláris úton történő öntözésnek a száraz években, valamint a nyári növekedési szakaszban, és megemlíthető, hogy a talajvíz szintjének szezonális változása elsősorban a Duna vízhozama függvénye, amelynek a maximuma a Szigetközben egybeesik a vegetáció maximális vízigényének idejével (Várallyay, 1980).

5.1.5 A TALAJ TÁPANYAG HÁZTARTÁSA

A növények vízellátását a talaj nedvessége közvetlenül határozza meg, de a vízháztartás jelentős befolyással van a talaj levegő- és hőháztartására, valamint biológiai aktivitására is. Mindezek a tényezők fontos szerepet játszanak a talaj növényi tápanyag-háztartására: a növényi tápanyagok helyi és időbeni variabilitására; ezek változásaira, transzportjára, abiotikus és biotikus átalakulására; oldhatóságukra, mobilitásukra és "hozzáférhetőségükre". (Várallyay, 1990).

Ebből következően, a terv által érintett területen a talajvíz mélysége és szintjének ingadozása (ami a leglényegesebb tényező a gyökérzóna vízháztartása szempontjából) igen jelentős hatást gyakorol a talaj növényi tápanyag háztartására (Várallyay et al., 1993; Gergelyné-Gál és Németh, 1989 és Németh, 1994).

Az 5.2 Táblázat szemlélteti a Szigetköz 18 reprezentatív, mezőgazdasági talajának adatai alapján a növényi tápanyag háztartást. A vizsgálatok szerint:

1) a N és P esetén a talaj ellátottsága közepes/jó, K-ban szegény;

2) a tapasztalt termelékenység közepes, jó és igen jó;

3) magas nitrát akkumulációt észleltek 4 helyen, ez kapcsolatba hozható nagymérvű műtrágyázással.

A 3. Fejezet részletesebben tárgyalta a talajvíz nitráttartalmának a kérdését.

5.1.6 AZ EREDETI TERV ÁLTALÁNOS KÖVETKEZMÉNYEI

Nyilvánvaló, hogy a talajokat, az ökológiát és a mezőgazdaságot érő hatás kérdéskörének központi eleme a talajvízre gyakorolt hatás. Bemutattuk, hogy a talaj nedvességtartalmát a talajvíz jelenléte a kapilláris emelésen keresztül lényegesen befolyásolja, és hogy ez határozza meg a növények transpirációja számára rendelkezésére álló víz mennyiségét, valamint a talaj hőmérsékletét és levegőzését.

 

Talajjellemzők	A vizsgált talaj száma
	1	2	3	4	5	6	7	8	9	10	11	12	13	14	15	16	17	18
pH (KCl)	7,55	7,55	6,95	5,80	7,21	6,93	7,27	7,24	7,35	7,48	6,50	7,38	7,45	7,25	7,22	7,19	7,46	7,40
kötöttség	51	45	51	42	40	44	57	57	60	49	50	52	47	59	65	53	61	57
össz sótart. %	0,00	0,00	0,02	0,00	0,00	0,06	0,02	0,01	0,04	0,00	0,01	0,05	0,00	0,00	0,00	0,02	0,00	0,01
CaCO3 %	24,2	23,0	9,70	0,00	7,50	2,20	2,30	17,3	21,0	19,2	1,2	22,9	25,3	12,0	18,1	18,4	20,2	8,6
Humusz %	1,52	1,76	3,05	3,10	2,62	2,97	2,23	2,61	2,35	2,07	3,31	2,82	1,86	4,30	4,74	2,70	2,80	3,93
NO3 + NO2 ppm	14,2	16,6	35,0	15,1	9,20	3,90	14,5	36,5	36,9	5,20	8,60	12,80	33,90	18,50	25,90	10,60	17,30	7,36
P2O5 ppm	116	183	319	148	216	248	200	262	132	173	73	174	220	292	347	252	290	197
K2O ppm	151	193	208	315	464	282	192	214	131	163	116	252	272	133	166	174	123	154
Mg ppm	153	173	295	360	127	147	334	251	276	193	352	310	156	315	349	315	201	306
Na ppm	4	60	6	21	37	3,5	8	10	65	5	64	--	52	77	8	--	13	6
Zn ppm	2,1	2,40	4,80	3,00	4,10	2,40	2,10	1,50	2,90	2,10	7,0	2,10	3,2	1,80	3,90	1,8	2,3	2,0
Cu ppm	5,4	5,4	5,30	7,5	2,4	2,0	44,9	3,20	4,70	2,30	9,0	4,00	3,4	4,80	5,10	4,1	3,3	3,8
Mn ppm	66	74	44,4	16	69	99,4	14,4	22,1	13,1	15,3	100	17	17,8	47,3	22,0	28	17,2	33
SO4 ppm	26,0	29,0	22,9	25,0	26,0	4,8	8,0	28,0	13,6	11,1	11,6	33,6	15,9	28,4	9,7	29,3	21,9	8,0
Év	86/87	86/87	1986	86/87	86/87	1986	1989	86/87	1989	86/87	1987	86/87	1989	1989	1989	86/87	1985	1981

5.2 Táblázat: A vizsgált mezőgazdasági talajok felső rétegének növényi tápanyagtartalma és főbb jellemzői. A talajtípusok: Nyers öntés talaj (13), Humuszos öntés talajok (1,2,3,7,9,10,14,15,16,17), öntés réti talaj (8,11,12), Réti csernozjom (4,5,18), Terasz csernozjom (6).

Ez hatással bír a talaj tápanyagtartalmára, és hosszabb távon a talaj szerkezetére is. Látható, hogy a talajok jelenlegi eloszlása a vízviszonyok hatására alakult ki.

Háromféle helyzet definiálható a talajvíz - a talaj nedvesség kapcsolatokat illetően a BNV Eredeti Terve következményeként:

(1) 1. eset. (5.1 ábra). A talajvíz, amely most a kavicsrétegben foglal helyet, a jövőben is ott marad; ennek a fluktuációját a kis nyilak jelzik. Ez a jelenség az érintett területnek mintegy 30 %-ára terjed ki. Ezen a területen az Eredeti Terv nem hoz változást a talajnedvesség-viszonyokban. A kapilláris hatás következtében létrejövő nedvességvándorlás gyakorlatilag nem jön létre, és független attól, milyen mélyen helyezkedik el a talajvíz szintje a kavicsos rétegben. Az ilyen sekély talajoknak a termékenysége alacsony, különösen érzékenyek a szárazságra, és a produktivitásuk nagymértékben az időjárásnak a függvénye.

(2). A talajvíz szintje a finom szövetű talajt eléri és a szintingadozása is ebben a talajrétegben marad. (Ez a hatás várthatóan az érintett terület 30 %-ában várható). Ezeken a területeken

a) a talajvíz szintjének csökkenését a talajvízből a felső rétegek felé irányuló kapilláris víztranszport bizonyos mérséklődése fogja követni (2. állapot, az 5.1 ábrán);

b) a talajvíz szintjének emelkedése bizonyos mértékben növelni fogja a kapilláris vízszállítást (valamint az oldott anyagokét is) a talajvízből a felsőbb talajrétegekbe; ez a talaj elvizenyősödéséhez vezethet egyes területeken, amely lecsapolást tehet szükségessé (ez nem szerepel az 5.1 ábrán);

Az átlagos kapilláris transzport változás mintegy 50 mm/év.

1. állapot 2. állapot 3. állapot A talajvíz szintje a kavi- A talajvíz szintje a kavicsos A talajvíz szintje a fel- csos rétegben van réteg felett helyezkedik el ső rétegből a kavicsos rétegbe süllyed Építés előtti állapot Átlagos talajvíz szintek Építés utáni állapot Építés előtti kapilláris vízszintemelkedés 0 mm/év 100-150 mm/év 100-150 mm/év Építés utáni kapilláris vízszintemelkedés 0 mm/év 50-100 mm/év 0 mm/év

5.1 ábra A talajvíz szint csökkenésének hatása a kapilláris vízemelésre

(3) 3. állapot (5.1 ábra) A talajvíz szintje jelenleg a finom szerkezetű üledékes talajrétegben ingadozik, azonban a Duna-rendszer hidrológiájában beállott változás folytán (pl. a talajvíz utánpótlásában beállott csökkenés az eredeti folyamágyból és a kapcsolódó mellékágakból) a talajvíz a kavicsos rétegbe fog süllyedni. Ez a területnek mintegy 30 %-át fogja érinteni. Ezen a területen a kapilláris hatáson alapuló vízpótlás radikálisan csökkenni fog. Ez a vízveszteség elérheti a 100-150 mm/év értéket vagy annál többet is.

A terület adott klimatikus viszonyai között (viszonylag csekély csapadék és száraz időjárás a vegetációs időszakban) a biomassza termelődés (beleértve a tradicionális zöldségtermesztést is) számára kedvezőnek mondható (gátépítés előtti) állapotok annak volt köszönhető, hogy a kapilláris hatáson alapuló vízszállítás útján a növényzet hozzájutott a jóminőségű talajvízből származó vízhez. A mezőgazdasági termelés számára ez magas hozamokat biztosít és csökkenti az időjárástól függő hozamváltozást (a klíma okozta kockázat csekély). A természetes ökológiai rendszerek részére ez a túlélésük miatt rendkívül fontos. A kapilláris hatáson alapuló víztranszport "ingyenes", önműködő és önmagát szabályozó folyamat, s így ez életszükséglete az adott vidéknek. Ebből következik, hogy ennek a nedvesség-pótlásnak a csökkenése vagy teljes elvesztése (50-150 mm/év) várhatóan drámai változással jár a talaj nedvesség- és vegy-háztartásában; a természetes ökoszisztémák fajta-spektrumában és bioproduktivitásában; a talaj termékenységében, valamint a kultúrnövények hozamát (és hozambiztonságát) illetően.

Ezek, a mezőgazdasági termelést érő következmények nem egyenlíthetők ki a gyakorlatban azzal, hogy a termőterületet mesterségesen öntözik. Eltekintve attól, hogy az öntözés infrastruktúrájának megvalósítása költséges, azonfelül emberi munkát és energiát igényel, közismert, hogy a mesterséges öntözésnek milyen káros potenciális utókövetkezményei is vannak, illetve fordultak elő világszerte. Ennek a területnek a könnyű talajai, amelyek vízvisszatartó képessége igen alacsony, gyakori öntözést kívánnának meg, aminek a következménye a talaj kilúgozása és szerkezeti degradációja, melyet alább tárgyalunk. A gyakorlatban gyakran előfordul a víz túlzott alkalmazása, amely az átjárhatóség és az annak nyomán fellépő kedvezőtlen szerkezeti változásokhoz vezet, s nem ritka az egyenlőtlen öntözés is. Ezen kívül, a talajok felszíni degradációját is előidézheti a gyakori öntözés. Ez a jelenség teljes ellentéte a talal alulról történő, természetes úton való öntözésének.

(4) A talajvíz jelenleg a kavicsos rétegben marad (az építkezést megelőző állapotokat véve), azonban (a Duna rendszer hidrológiai változásainak közvetlen vagy közvetett okaként) a talajvíz szintje emelkedni fog (legalábbis időszakosan) és eléri a finomszemcsés üledékréteget. Ez a hatás max. a vizsgált terület 10 %-ára terjedhet ki. Ilyen esetekben a vízháztartási következmények a fentebb említett változásokkal ellentétesek. Ezeken a területeken a talajvíz kapilláris transzportja a felsőbb talajrétegekbe lényeges mértékben hozzájárul a természetes vagy a kultúrnövényzet vízellátásához s így a hatása kedvező.

A tárgyalt esetek létrejöttének becsült területi megvalósulását a 3.4 Fejezet írja le.

A talajok vízháztartásának változásai várhatóan a különféle elemek biogeokémiai ciklusainak, valamint a talaj kémiai viszonyainak hosszútávú lényeges változását okozzák. A talaj szerkezetének és a talaj nedvesség-viszonyainak összefüggéseit fentebb, a talaj fejlődésével kapcsolatban részletekbemenően tárgyaltuk. Bizonyítható volt, hogy hosszú távon, a talaj vízviszonyai a talaj szerkezetének kialakulásában uralkodó szerepet játszanak.

Különös gondot okoz a karbonát felhalmozódás hatása. Az alluviális talajok nagy karbonát tartalmáról már szóltunk és rámutattunk annak geológiai eredetére. A talaj szerkezete igen érzékeny a karbonáttartalmú rétegek, meszes rögök és mésszel bevont kavics kialakulására. Ennek a jelenségnek az első fázisai általánosan megfigyelhetők a területen, pl. a Mosoni-síkság talajaiban (különösen az alluviális terasz és a Hanság mélyedés átmeneti zónájában) és, amit itt különleges jelentőségű, Győrtől keletre eső talajokban. Ennek eredménye lehet egy olyan kemény és vizet át nem eresztő, erősen meszes szint, sőt kemény mészkő pad réteg kialakulása a finomszemcsés üledék és kavicsos rétegek határán (Várallyay, 1983).

A várható főbb kémiai és szerkezeti változások az alábbiakban foglalhatók össze:

1) Amennyiben a talajvíz lesüllyed, a talaj nedvesítése csökken, amely a hidromorfikus jellemzők romlásához vezet, egyben megváltozik a szerves anyagok aerob és anaerob lebomlásának aránya. Ennek az az eredménye, hogy a szerves trágyaként szereplő növényi maradványok mineralizációja felgyorsul, amely a talaj termőképesség-csökkenéséhez vezet. Ugyancsak megváltozik a víz és az oldatok transzportja, s a lefelé irányuló áramlás válik uralkodóvá. A finomszemcsés felső talajréteg apró ásványi szemcséinek lefelé vándorlása eltömheti a kavicsréteg nagyobb makropórusait, s hasonlóan a fentebb említettekhez, ez egy vizet át nem eresztő cementált kavicsréteg kialakulását eredményezheti.

2) Azokon a területeken, ahol a talajvíz emelkedik, a talaj nedvességtartalmának növekedése várható. A megnövekedett talajszínt alatti öntözésnek a hatása nyilván kedvező. Azonban számos kedvezőtlen következménnyel is kell számolni. Ezek közé tartozik a talaj levegőzésének csökkenése, ennek eredményeként a talajélet a mikrobiológiai folyamatok és a tápanyag-háztartás kedvezőtlen irányba történő megváltozása; a talaj megművelése, mezőgazdasági gépek alkalmazhatósága problémákba ütközhet; karbonátkiválás indul meg a fentebb tárgyalt jelenségeket előidézve; és másodlagos sótartalom növekedés vagy alkalikus folyamatok kezdődhetnek el, a stagnáló, sekély talajvízszint és annak nagy sótartalma miatt. Ez az utolsó probléma nem túlzottan jelentős a jól csatornázott Szigetközben, azonban komoly környezeti veszélyt jelent a Duna szlovákiai oldalán, különösképpen a Csallóköz alacsonyan fekvő, kevéssé csatornázott keleti területein.

3) Figyelembe kell azt is venni, hogy a talajvíz áramlási útjainak megváltozása a szennyező anyagok transzportjához vezet és a talajvíz minőségének változása kedvezőtlenül befolyásolhatja a talajok állapotát.

5.2 Mezőgazdaság

Howard Wheater
(Palkovits, 1994a-d és
4. Kötet, II. rész, 20. Melléklet alapján)

5.2.1 AZ ÉPÍTKEZÉS ELŐTTI ÁLLAPOT

A Szigetköz értékes, termékeny mezőgazdasági terület, a terméshozam 8-12 %-kal múlja felül a térségi átlagot. Mintegy 30 000 hektárnyi területet művelnek meg, melyből 22 500 hektár a szántó. Történelmileg, ezt a területet a nagygazdaságok jellemzik és 1980 óta rendszeresen gyűjtik az adatokat 20 000 hektáron: a mintegy 800-900 táblán termelt 11 legfontosabb kultúrnövény terméseredményeit. 1989 óta a privatizáció megkezdésével lényeges változás állt be a mezőgazdaság szervezetében.

A mezőgazdaság termelékenységét befolyásoló főbb tényezők a következők: a csapadék évi mennyisége, a talajvízszint mélysége és a mezőgazdaság gazdálkodási gyakorlata.

A csapadék

A csapadék évi mennyisége és eloszlása, különösen a vegetációs időszakban nagymértékben hat a talaj nedvességtartalmára, és ezen keresztül, a terméshozamokra.

Mosonmagyaróvár és Győr körzetében (1951-1990 között) a csapadék évi átlaga 573 és 548 mm volt. Az utolsó hét évet tekintve mintegy 11 %-kal csökkent az éves csapadék mennyisége, a vegetációs periódusban a csökkenés elérte a 12-14 %-ot.

Talajvíz

A Szigetközben több mint 200 megfigyelőkút található. Ezért a talajvíz szintje jól nyomon követhető, vegetációs időszaki átlagértékét folyamatosan számítják a nyert adatok alapján. Az adatok azt mutatják, hogy 1980 és 1992 közt a termőterület 53 %-án a természetes kapillaritás folytán elegendő nedvesség jutott fel a talajvízből a növények vízszükségletének kielégítésére (ld. 5.1 Fejezetet).

A megfigyelt területek 23 %-án a talajvíz szintje 2 m-es mélység felett volt, ezzel biztosítva a talaj állandó nedvesítését. A területek 30 %-án a talajvíz szintje a talaj felszínétől mért 2 és 3 m között volt, ez vagy állandó jelleggel, vagy időszakosan, de szintén nedvesítette a talajt. Azokon a helyeken azonban, ahol a talajvíz 3 és 5 m között helyezkedett el a talaj felszínétől, a talaj nedvesítése korlátozottá vált és 5 m-nél mélyebb talajvíz szintnél már teljességgel elmaradt.

Az alkalmazott agrotechnika

A gazdálkodás számos elemből áll, páldául a vetésforgó, a talajművelés, a magágy-előkészítés, műtrágyázás, a gyomirtás, a növényvédelem, az öntözés, a termés betakarítás módja, stb. tartoznak. Valamennyi felsorolt elem elvégzésének minősége közvetlenül befolyásolja a termőképességet, amely ugyanakkor a környezeti tényezőkkel is összekapcsolódik. Bármely műveletnél elkövetett hiba veszélyezteti az optimális termés eredményeket. Az 1980-1992 évek közti időszakban az alkalmazott agrotechnika megfelelt az alapvetően megfelelt a követelményeknek. Azonban 1992-től nehézségek jelentkeztek. Például a felhasznált műtrágya-mennyiségének csökkenése gyakorolt bizonyos hatást az átlaghozamokra.

Adatok elemzése

A termelési eredményeket befolyásoló fontosabb változók soktényezős elemzését végezték el az 1980-1992 évekre. Elemezték a terméshozamokat a növény- és talajtípusok, valamint a talajvízszint függvényében, száraz, átlagos és csapadékos években. Ugyancsak figyelembe vették az alkalmazott agrotechnikát, kiemelve a felhasznált műtrágya mennyiségeket. Azokat a terményeket, amelyek éves vetésterülete nem haladta meg az 1000 hektárt figyelmen kívül hagyták.

Az eredmények azt mutatták, hogy valamennyi növényfajtánál és talajtípusnál a termés mennyisége kötődik a talajvíz szintjéhez. Az időjárás hatását mutatja, hogy a csapadékos időjárás 9 %-os hozamnövekedést, a száraz 9,5 %-os hozamcsökkenést eredményezett az átlaghozamhoz viszonyítva.

Átlagosan csapadékos években a 2 m-nél nem mélyebben fekvő talajvíz-szinttel rendelkező területeken 10,8 %-os, a talajfelszín alatt 2-3 m mélyen lévő talajvíz esetén 7,4 %-os volt a terméstöbblet. A száraz időjárás esetén a hatás még drámaibb, ugyanis 15-19 %-os terméstöbbletet jeleznek a magasan fekvő talajvízzel rendelkező területeken és 10-11 %-os többletet ott, ahol a talajvíz szintje 2 és 3 m-en közötti mélységben található a felszín alatt.

5.2.2. AZ EREDETI TERV HATÁSAI

Az építési munkák során 130 hektár szántóföld és 260 hektár rét ment veszendőbe. Korábban már tárgyaltuk a talajvíz szintjének a növények termelésére gyakorolt hatását, valamint a 3. Fejezet-ben foglalkoztunk azokkal a területekkel, amelyeknél a talajvíz szintjének csökkenése jelentkezett. Az első becslések szerint (Palkovits, 1994) a terméscsökkenés folytán jelentkező kár eléri a 90-100 millió Ft-ot évente. Az 1994-es évi árakat tekintve, az öntözésre fordított költségek 66 millió Ft-ra becsülhetők.

5.2.3 A C- VÁLTOZAT HATÁSA

A termés mennyiségének csökkenése

A Duna elterelését követően a Szigetközben a talajvíz szintjének jelentős csökkenését észlelték. Ezt a jelenséget a 3. Fejezetben valamint a 3.13 és 3.14 Tablók-kal (5. Kötet) kapcsolatban tárgyaltuk. A Középső-Szigetközt tekintve, amelyről a mezőgazdaságra vonatkozó adatok rendelkezésre állnak, mintegy 4 200 hektárnyi szántóföld veszítette el a talajvízből származó nedvesség-utánpótlást. Hasonló a hatás ért a Felső- és Alsó-Szigetközben további területeket.

A mezőgazdaságot ért hatás összetett, ugyanis a termelést befolyásoló más tényezők is megváltoztak. Az 1993-as év volt a legszárazabb és legforróbb a vizsgálat megkezdése (1980) óta. A vegetációs időszakban a csapadék mennyisége Mosonmagyaróvár és Győr térségében csak 87-118 mm volt (40 éve a legalacsonyabb). Az év első felében szokatlanul kevés csapadék hullott, és ez igen jelentősen befolyásolta a nyári aratású termények mennyiségét. A helyzet valamelyest javult az ősszel betakarított termények esetében, annak köszönhetően, hogy július második felében és szeptember-októberben jelentős esőzések voltak.

Ilyen száraz időjárásnál a talajvíz hatásai különösen fontosak. A mezőgazdaság szerkezetének a megváltozása, és más tényezők, így a felhasznált műtrágya mennyiségének az 1989-es évhez viszonyított 24,8 %-os csökkenése, a szántóföldek 23 %-án megkésett vetés, a vetőmag nem megfelelő minősége és az elégtelen talaj-előkészítés ugyancsak előnytelen hatású volt. Magától értetődő, hogy az összegyűjtött adatok egyszerű tárgyalása nem adhat kielégítő magyarázatokat.

Az 5.3 Táblázat tartalmazza az 1993-ban megfigyelt terméseredményeket az 1980-1992 évek átlagához viszonyítva. A 11 főbb növényfajta hozamának súlyozott átlaga 20,5 %-kal csökkent. A többtényezős elemzéssel megbecsülhető, hogy a Duna elterelése miatt bekövetkezett talajvízszint csökkenés okozta a terméskiesés 22,2 %-át. E táblázat mutatja a C-Változat hatásaként a terméskiesésben jelentkező financiális veszteség becsült értékét is, mely eléri a 49,7 millió Ft-ot.

Öntözés

Az 1990-ben (amely viszonylag száraz év volt) mért adatok szerint, a Középső­Szigetközben 1153 hektárnyi területet öntöztek (átlagosan 106 mm), főleg cukorrépát (62 %) és döntően talajvízből. 1994-ben jelentős változás következett be. A kutak 18 %-a használhatatlan és a kutak 50 %­a csak fél-kapacitással üzemel. A 44 ásott kút közül 42-nek a vízhozama szinte elhanyagolható. A kis csatornák és nyitott vízlevezetők kiszáradtak, vagy a bennük lévő víz mennyisége minimális. A becslések szerint az öntözéshez rendelkezésre álló víz 40 %-kal csökkent, egyúttal a költségek 60-80 %-kal növekedtek.

 

5.3 Táblázat: Az 1993-ban bekövetkezett termékmennyiség-csökkenés és az azt befolyásoló tényezők, az 1980-1992 közötti évek átlagértékeihez viszonyítva ( v.ö. 4. Kötet, II. rész, 20. Melléklet)

Növényfajta	Termelési veszteség		Összesen		Időjárás miatt		Talajvíz változás miatt		Technikai hibák miatt
	tonna/ha	%	tonna	1000 FT	tonna	1000 FT	tonna	1000 FT	tonna	1000 FT
Búza	1,52	-27,6	9 287	78 940	4 756	40 426	2 449	20 816	2 082	17 968
Ősziárpa	1,63	-33,7	916	7 328	733	5 864	---	---	183	1 464
Tavaszi árpa	1,81	-35,8	3 207	25 656	2 001	16 008	683	5 464	523	4 184
Magborsó	1,07	-38,8	1 582	23 730	1 072	16 080	194	2 910	316	4 740
Borsó	1,69	-48,4	187	5 610	152	4 560	---	---	35	1 050
Napraforgó	--	31,3	---	---		---	---	---	---	---
Burgonya	4,31	-15,8	879	10 548	578	6 936	125	1 500	176	2 112
Kukorica	1,51	-22,4	5 483	54 830	3 136	31 360	1 020	10 200	1 327	13 270
Silókukorica	0	0	1 217	1 825	395	592	505	757	317	476
Cukorrépa	2,86	-7,0	4 959	12 397	2 370	5 925	1 760	4 400	829	2 072
Lucerna	0,92	-11,3	557	2 785	340	1 700	101	505	116	580
Széna	--	--	2 346	---	---	---	1 064	3 192	---	---
Összesen			30 620	223 649	15 533	129 451	7 901	49 744	5 904	47 916

A becslések szerint annak a költsége, hogy az elvesztett öntözési kapacitást legalábbis a minimális szinten helyreállítsák, mintegy 10,08 millió Ft-ba kerülne. Az optimális öntözési kapacitás megvalósítása az korábban öntözött területeken 12 millió Ft-os költséggel járna.

Amint azt az 5.1 Fejezetben leírtuk, a természetes, a talajvízből kapilláris úton történő nedvesítéssel szemben a mesterséges öntözésnek számos hátránya van. A Középső­Szigetközzel kapcsolatos öntözés költségeinek előzetes becslése szerint, 1994-es árakon, az új kutak létesítése, berendezések megvásárlása 19-39 millió Ft-ot, valamint az ezen felül szükséges öntözővíz költségei évente további 22,1-30,6 millió Ft-ot tennének ki.

Összesen, a létrejött kár csökkentése érdekében a minimális szintű öntözés megvalósítása 51,2 millió Ft-ba, az optimális szintű öntözés becsült költsége 81,6 millió Ft-ba kerülne.

Ez az összeg hozzáadódna ahhoz a 10,8-12,0 millió Ft-os veszteséghez, amelyet az elvesztett öntözési kapacitás jelent, valamint nem tartalmazza a terméskiesés okozta 49,7 millió Ft-os veszteséget sem.

5.3 ERDŐGAZDASÁG

Magas László

5.3.1 A TERV MEGVALÓSULÁSÁT MEGELŐZŐ ÁLLAPOT

Az erdőgazdaságot tekintve a BNV hatásterülete a magyarországi oldalon főleg a Szigetközt valamint a Duna keskeny Gönyű és Szentendre közti árterületét foglalja magában.

A Szigetköz

Bár a Szigetköz árterületére az árvédelem részben hatással van, mégis ezt a területet a fél-természetes állapot jellemzi (ld. 4. Fejezetet). A területnek a működése a változásokra érzékeny, mivel az erősen függ a Duna vízhozamától. Mindezt igazolják azok a kedvezőtlen jelenségek és erdőpusztulások, amelyek Bratislavától lejjebb, a természetes ártér ökológiai változásait kísérték. (Cifra, 1987). A Duna járása az, amely meghatározza a folyam szabályozása keretein belül, a Szigetköz árterületén az erdők összetételét és fatermőképességét. (Járó, 1977 és Halupa és Járó, 1987). Továbbá, mint arra az 5.1 és 5.2 Fejezetekben is utaltunk, az erdők fatermőképességét a fák genetikai tulajdonságai, jellegzetességei, a klimatikus talajviszonyok állapota határozzák meg.

Ez a terület a Kisalföld klímaterülethez tartozik. A mikroklíma itt átmenetet képvisel a száraz, meleg és forró nyaras, valamint a mérsékelten száraz, mérsékelten meleg és az enyhe telű klímák között. A mikroklímán belül, jellegzetes mezo-klíma alakult ki a Szigetközi ártéren. A Duna számos ága, a holtágiak, az alacsonyan fekvő lecsapolatlan területek, a mocsarak és nádasok jelentősen nedvesebb körülményeket hoznak létre, mint ami a Szigetköz egészének mikroklímájára jellemző.

A vízviszonyok, az ártér morfológiájával együtt határozott hatást gyakorol az erdőtársulásokra. Ez különösképpen igaz a Szigetköz esetében, amely a Duna jelenléte nélkül egy erdős sztyeppe lenne csupán, hasonló a Nagy Magyar Alföldhöz, amelyen az erdők valójában küzdenek a fennmaradásukért, és ahol az erdős terület jóval ritkább, mint az ország más területein. Az erdős sztyeppe klímája, a csapadék mennyisége nem elégséges az erdők fenntartásához, így csak ott képesek erdők megélni és fejlődni, ahol a csapadékon kívül még más forrásból eredő víz is található.

Az árterület hidrológiai körülményeit a terület felszíne és a víz szintje közti magasság határozza meg, mert ettől függ a talajvíz szint magassága, valamint az, hogy a terület milyen hosszú időre kerül elöntésre. A Duna áradása okozta talajvíz szint emelkedésének jelentősége legalább olyan nagy, mint a talaj elárasztása. Ennek megfelelően a Duna elterelését megelőzően három termőhelytípust lehetett megkülönböztetni (az arányok az Erdőrendezési Szolgálat adatbázisa alapján számítva (1988, 1994)):

1) közepesen kiemelkedett területek, amelyek évente rövid időre, 1-3 alkalommal árasztódnak el. Az (árvédő töltések közötti) aktív árterület 20 %-a tartozik ehhez a típushoz;

2) közepesen alacsony fekvésű területek, amelyeket évente 2-5 alkalommal fedi az árvíz, ennek időtartama elérheti a növények vegetációs periódusának egy hatodát. Az erdőket a talajvíz állandóan vízzel látja el. Ez az aktív árterületnek 71 %-a;

3) alacsony és különösen alacsony fekvésű területek, amelyek a Dunaremeténél mért 430 cm-es szintmagasságnál elárasztódnak, s amelyek elárasztódása hosszabb ideig tart, mint a növények vegetációs időtartamának egy hatoda (7 %);

4) A fennmaradó területek a magasan és igen magasan fekvő területek közé tartoznak (2 %).

A szigetközi erdők talajai a folyó által lerakott kavicsrétegen fejlődtek ki. A talajok kialakulásának szinte valamennyi lépcsője megtalálható a nyers öntéstalajtól, az érett vályogos öntéstalajig (ezt a kérdést az 5.1 Fejezet tárgyalja). Ezek a talajok zömmel erősen mésztartalmúak, amely azonban csak a szárazság idején befolyásolja hátrányosan a fák növekedését.

A Szigetköz jellegzetes természetes erdőtársulásai a következők:

1) Bokor fűzesek (Salicetum purpureae) Ez a fűzes faállomány a legmélyebb helyeken alakult ki, az erdőszukcesszió kezdeti fázisát alkotja.

2) Fehérfűz erdő (Salicetum albae) Ez a folyópart uralkodó, agyakran elöntött részeken található erdőtípusa.

3) Fűzes-nyárfás liget erdő (Populp-Salicetum) Ez az elegyes erdő valamivel magasabb szinten található, mint az előbbi fehérfűzes faállomány. Az uralkodó típus a fekete és a szürke nyár, a fehérfűz és az éger. Igen termékeny erdőtípus.

4) tölgy-kőris-szilf ligeterdő (Ulmo-Fraxino-Quercetum roboris) Az árterületnek ritkán elárasztott, magasabb területein található erdőtípus. Jellegzetessége a fák és a bokrok igen nagyfokú diverzitása.

5) Szürkenyár erdő (Populetum canescensis) Ez a fafajta a magasabban fekvő területen nő, ahol a talaj minősége a keményfás erdők részére kedvezőtlen.

A Gönyű és Szentendre közti szakasz

Ez a szakasz, annak ellenére hogy hosszú, nem képvisel olyan jelentős gazdasági értéket, mint a Szigetköz. Az a keskeny galéria erdő azonban, ökológiai, esztétikai és üdülési szempontból igen értékes része a tájnak.

5.3.2 TÖRTÉNELMI FEJLŐDÉS

Az elmúlt 50 évben a Szigetköz természetes erdejeit mér részben felváltották a hibrid nyár különféle fajtái. Ez különösképpen a fűzes-nyárfás erdőket érintette az aktív ártéren. A változás azonban lényegében érintetlenül hagyta az aljnövényzetet és az állatvilágot.

Egyidejűleg a legelőkön és réteken új, az összes erdő jelenleg 20-30%-át kitevő faültetvényeket hoztak létre. A hibrid nyárfák aránya az aktív ártéren eléri a 64 %-ot.

A vizierőmű építését megelőzően a Szigetköz 8600 hektárnyi területét borított a erdő. Ebből 1000 hektárnyit kivágtak. Jelenleg az aktív árterület 4443 hektárán és az ártól védett terület (védőtöltéseken kívül) 3161 hektárnyi területén található erdő.

A fatermelés szempontjából a leginkább jelentős a nyár, kőris, fűz és a tölgy. A (korábbi) igen kedvező természetes környezeti sajátságok folytán ez a terület (volt) az ország legjelentősebb fatermőképességű helye. Az aktív árterület néhány szigetén az éves fanövekedés eléri a 25-30 m³/ha értéket is. Az átlagérték 16 m³/ha, amely több, mint kétszerese az országos átlagnak. (Erdőrendezési Szolgálat, 1994). A Terv megvalósítását megelőzően az évi fakitermelés 50 - 60000 m³ volt.

5.3.3 AZ EREDETI TERV HATÁSAI

Dunakiliti és Ásványráró közt a Duna főágában az eredeti 2000 m³/s-s vízhozam 50-200 m³/s-ra csökkent volna. Fennállt a szándék, hogy a magyar oldalág rendszerbe 15-25 m³/s vízhozamot juttassanak (3.2 Fejezet). Javasolták, hogy a partmenti erdők helyett xerofita, szárazságot jól tűrő erdőket telepítsenek. Ezek a fafajták azonban értéktelenek, egyedül a "zöld foltok" szerepét képesek ténylegesen betölteni.

Gönyű és Szentendre között összesen 150 hektárnyi erdőt vágtak ki az építkezéssel összefüggésben. Ezzel egyidejűleg az aktív árterület erdejeit érő hatások az erdőgazdálkodást is jelentősen érintették. Az árterületen mintegy 1000 hektárnyi igen jó termőképességű erdőt vágtak ki. A mai napig (1986 óta) ezek az erdők évi 17000 m³ fát produkálhattak volna (Magas et al., 1994). A Szigetköz jelenlegi fakitermelése 40-45000 m³/a.(ld. 5.4 Táblázat).

5.4 Táblázat: A Szigetköz erdejeinek területe és a fakitermelés mértéke a Terv megvalósítása előtt és jelenleg

	Terv megvalósítása előtti	Jelenleg
Az erdők területe (ha)*	8.600	7.600
Fakitermelés (m3/év)	50.000-60.000	40.000-45.000

* elsődlegesen fatermesztési célú erdők

5.3.4 A C VARIÁNS HATÁSA

Két év telt el az egyoldalú folyóeltérítés óta. Azóta észlelt valamennyi hatást, kárt és külön költséget, amelyet ez a beavatkozás okozott, feljegyezték és összegyűjtötték a kutatók és az érintett erdőgazdaságok. A két év valójában igen rövid időszak az erdő életében, ezért a megfigyeléseket a jövőre vonatkozó, megbízható jóslatokkal kell kiegészíteni. A Duna elterelése okozta jelentős talajvíz szintcsökkenés, valamint a száraz időjárás eredményeként a fák kerületnövekedése lelassult, különösképpen az igen száraz területeken. Jól nyomon követhető a Duna elterelésének a hatása pl. a Dunaszigeten és a Dunakiliti megfigyelő területen. (5.2 ábra, és Halupa, 1993).

A legnagyobb kár az aktív árterület erdeiben volt tapasztalható, ahol a fák 93 %-a (nyárfák és fűzek) a csapadékból származónál nagyobb mennyiségű vizet igényelnek, ami a talajvíz szintjének 2-3 m-es süllyedése miatt nem állt rendelkezésre (ld. 3. Fejezetet). Ugyancsak negatív hatással járt az áradás trágyázó hatásának kimaradása. Ennek következtében:

1) megindult a fűzfák kipusztulása, a folyó főága partja mentén a fák elhaltak (12. Tabló, 1. Kötet);

2) az érintett erdők fáinak növekedése lelassult, és egészségük megromlott;

3) a rágcsáló állatok elszaporodtak, másodlagos károsítók megsokasodtak.

Az erdőgazdaság munkája, a szállítás nehezebbé vált, ezzel együtt a költségek is jelentősen növekedtek. A korábban alkalmazott vízi szállítást szárazföldi szállítással, gépekkel kellett felcserélni. A Szigetköz (amely apró szigetek százaiból áll) megközelítése nehézkessé vált, az aktív árterületen az utak hossza nem éri el az egy métert hektáronként. A szállítás szükséges útvonala szintén meghosszabbodott, mivel a fafeldolgozó üzemek a Duna partján települtek.

(fekete négyzet) D 15A Populus euramericana 1-214 (szürke négyzet) D 15B Fehér nyárfa (ordináta) (mm) (abszcissza) 1991 1992 1993

5.2 ábra: A Dunasziget kísérleti terület fáinak kerület-növekedése 1991, 1992 és 1993-ban

facsemete termelés növekedés veszteség preventív növényvédelem szárazság okozta pusztulás állományátalakítás szállítás vadgazdálkodás területváltás minőségcsökkenés ültetés

5.3 ábra: A folyóeltérítés óta eltelt két év alatt a többletköltségek és a veszteség, ezer forintban (Magas et al., 1994)

Az 5.3 ábra szemlélteti a Duna eltérítését követő két év alatt az erdőgazdaságot ért veszteségek becsült nagyságát. A többlet költségek nagysága a két év alatt 55 millió forint.

5.3.5 A KÁRENYHÍTŐ INTÉZKEDÉSEK ÉRTÉKELÉSE

A károk enyhítésére, a vízpótlásra tett intézkedéseket meglehetősen gyorsan végrehajtották az öreg árterület (az ár ellen védett terület) holt és élő ágaiban. Az "aktív" árterület csak 1993 nyarán kapott először kevés (6 m³/s) vízpótlást (3.2 Fejezet). Ezek az intézkedések csak gyakorlatilag elhanyagolható hatással voltak a közeli erdőkre.

A főágból az oldalág rendszerbe való vízszivattyúzás (15 m³/s) 1994 augusztusában kezdődött meg. Mindeddig ennek a hatását nem sikerült kimutatni.

5.3.6 KÖVETKEZTETÉSEK

A Szigetköz valamennyi erdeje közvetlenül vagy közvetve igényli a Duna vizét. Ezt a vízmennyiséget a viszonylag magas és ingadozó talajvíz-szint, az áradások valamint a tápanyagokban gazdag, az áradások alkalmával lerakódó üledék biztosította. Az áradások egyúttal a talajban lakó számos kórokozót elpusztítottak.

Az árterületi termőhelyek különlegesen termékenyek, ezt az elmúlt években erre a vidékre telepített hibrid nyárfákkal intenzíven kiaknázták. Ez a kedvező állapotot először az építkezések változtatták meg gyökeresen, lecsökkentve az értékes erdősített területet valamint akadályozva a vizi faszállítást. A Duna szlovák területre való áttérítése ezután az árterület erdői számára katasztrofális hatású volt. Alapvető károk voltak tapasztalhatók és további károkra lehet számítani. Ha a fák jelenlegi kedvező kor-eloszlása nem tartható fenn azok általános (a kortól független) pusztulása miatt, a terület ökológiai és gazdasági egyensúlya akár századokra, felborul, függetlenül attól, sikerül-e a vízgazdálkodás optimalizálása vagy sem.

5.4 HALGAZDÁLKODÁS

Guti Gábor

ÖSSZEFOGLALÁS

A tanulmány értékeli a Gabčíkovo-Nagymaros vízlépcső rendszer alatt létrejövő, az árterület vizeinek vízhozamában és az üledék rezsimében létrejövő változásoknak a halakat érintő hatásait. Összefoglalja a szlovák tudósok 1981-ben tett jelzéseit, amelyeket az Eredeti Tervnek a halászatra, a Duna hal-populációra gyakorolt hatására tettek. A tanulmány közli a halászattal és horgászattal foglalkozó statisztikai adatokat, néhány, a biomasszával kapcsolatos adatot, egyben azt a végzetes hatást, amelyet a Gabčíkovo-Nagymaros terv a halállományra gyakorol. Összefoglalja a legfontosabb hatásokat, a C Variáns működése folytán létrejövő károkat, a Közép Duna halászati potenciáljának csökkenését.

5.4.1 A TERMÉSZETES RENDSZER

A Kisalföld folyami hal hidroszisztémájának hosszanti, keresztirányú és függőleges dimenzióinak nagy változatossága Európában egyedülálló diverz folyami biocönozusokat hozott létre. A folyó szabályozását megelőzően a hosszanti irányú varabilitás a magas grádiensben, a Kisalföldtől feljebb a turbulens szakaszban, a sekély, beszőtt folyószakaszban, valamint a mélyebb alsó szakaszban a kis grádiensben testesült meg. Az oldalirányú dimenzió az oldalágakat, a holtágakat és a vizenyős területeket foglalja magában, vagyis az alluviális síkság vízi, fél-vízi és szárazföldi ökoszisztémáit, amelyek a folyam lotikus környezetéhez voltak kapcsolva. A függőleges dimenzióhoz az alluviális földfelszín alatti vizek és az azokban élő organizmusok tartoznak (ld. 4. Fejezetet).

Ezek a rendszerek fontos szerepet játszottak a folyami közösségeket szabályozó folyamatokban. Például, az ikra lerakásának időszakában a folyó főágában élő számos halfajta ösztönösen az ár ellen úszva, nemegyszer 100-200 km távolságokat hagyott maga mögött, amíg megfelelő helyre leltek a szaporodásuk érdekében. A Duna alpi szakaszának áradásakor (ld. 3.1 ábrát) az alacsonyan fekvő Szigetköz területe a nyári áradásokkor víz alá került, itt a vándorló halak megfelelő területet találtak. A Közép Duna halai számára az oldalág rendszer lassú áramlású vizei nemcsak eszményi ikrázó-, és halivadék nevelő helyet biztosítottak, de itt találtak menedéket télen, erős áradásokkor, vagy a folyó időszakos elszennyeződése esetén. Továbbá, az oldalágak lentikus vizei különösen kedvezők voltak a planktonok szaporodása szempontjából, innen nagymennyiségű plankton került a folyó főágába, az ottani halállomány fontos táplálékaként.

5.4.2 TÖRTÉNELMI FEJLŐDÉS

A 19. században megkezdett folyószabályozás hatással volt nemcsak a Dunameder morfodinamikájára, de magára az árterére is (ld, 2.2 Fejezetet). Az elárasztott terület, az oldalágak bejáratának lezáródása, a főág medrének degradációja stb. (ld. 2.2 Fejezetet) jelentősen megváltoztatták az ökológiai állapotokat, különösképpen a mostani évtizedekben. Ez rendkívül végzetes hatással járt a halászatra:

1) Az áramlás időszakos megváltozása: Nem megfelelő ingerek, vagy természetellenes, rövid ideig tartó áramlások megváltoztatták az ikra lerakásának szokásait, ez oda vezetett. hogy a halközösségek szerkezete a szezonális ikrázók helyett a sokkal flexibilisebb fajták irányába változott. Az áradások ideje megrövidült, ez ugyancsak csökkentette a fitofil ikrás halak számát, ugyanis ezek ivadékai az elszigetelt kis tócsákban a szárazra kerültek.

2) Az elárasztódást megakadályozó töltések: ezek következménye az ikra lerakására szolgáló ártéri terület csökkenése, a természetes környezet változatosságának elvesztése, a fajták összetétel-változása, egyben a jellegzetes ikráshalak kiveszése volt. Az egész rendszer produktivitásának általános csökkenése volt észlelhető.

3) Az árterületen az üledék lerakódása megnövekedett. (Dunai, 1992). Csökkent a természetes környezet, a fajták diverzitása, a szaporodásra alkalmas körülmények megritkulása a litofil ikrások csökkenését eredményezte.

A halászatot tekintve, a Szigetköz természeti vizein a halászat joga 1951-től mind a mai napig a győri "Előre" Kereskedelmi Halászati Társaságot illeti meg. A Társaság halászati területe a Duna főágában és az oldalágakban 2.418 ha (az 1850 - 1770 fkm. között) valamint a Mosoni Dunán 730 ha. A Dunával kapcsolatos vízhálózat részeként további 646 ha terület hasznosított a halászat szempontjából a Mosoni Duna mellékfolyóinak (Rába, Marcal, Rábca) alsóbb szakaszain. (Jancsó és Tóth, 1987). A kereskedelmi Társaságon kívül 28 sporthorgász klubnak van joga a Szigetközben halat fogni, ezen felül még 96 hektárnyi terület szolgálja a haltenyésztés céljait (Bertalan, 1994).

A kereskedelmi halászat és a sporthorgászok fogási eredményeit 1967 ill. 1968 óta nyilvántartják. A halászat érdekében gyűjtött statisztikai adatok nem alkalmasak a halközösségek összetételének tudományos elemzése számára. Azonban, az állandó és kiterjedt mintázás eredményeként, lehetőséget biztosítanak a halmennyiség és annak eloszlása óvatos értékelésére.

Az 5.2 Tablón (5. Kötet) láthatók szerint 1968 és 1993 közötti halászat és horgászat fogásait figyelembe véve, a fajták eloszlása azt jelzi, hogy Rajka és Budapest között a halpopuláció megváltozott. A leginkább jellegzetes a csuka (Esox lucius) kismérvű csökkenése valamint a márna (Barbus barbus) jelentős megnövekedése a kifogott halak között. A csuka jellegzetes, fitofil, szezonálisan ikrázó hal, amely az ikráit a víz alá merült növényzet leveleire, vagy a folyami növényekre rakja kora tavasszal. Ez a természetes környezet az áradások ritkábbá válása miatt megfogyott, a halfajta állománya csökkenni kezdett. A márna viszont litofil ikrázó hal, amely az ikráit a víz alatti kövekre juttatja, ahol azok ott ragadnak. A hal az ikrázáshoz tiszta kavicsos, homokos vízmedret igényel. A csukával ellentétben ez a halfajta sokkal hajlékonyabb a teret, az időt és az emberi beavatkozások hatását tekintve, mindez nem okozott eddig számottevő csökkenést a populációban. Ugyan az ártéren a megnövekedett üledék-lerakódás csökkentette a természetes környezetét, ez a halfajta mégis tudott megfelelő szaporodási helyet találni magának a fő folyóágban. Ez a valószínű oka annak, hogy a márna fogások száma az 1980-as évek óta megnövekedett.

5.4.3 AZ EREDETI TERV HATÁSAI A HALÁSZATRA

Az 1980-as években a Gabčíkovo-Nagymaros Vízlépcső Rendszerrel kapcsolatos vízügyi munkálatok a vízi természetes környezetben jelentős zavarokat okoztak. Az épített vízügyi létesítmények (gátak, töltések stb) amelyeket a Szigetközi ágak vízzel való ellátása érdekében létrehoztak, valójában akadályozták az oldalágak vízzel való elárasztását, ugyanakkor meggyorsították azok eliszaposodását.

A Nagymarosnál felépített jászolgát, amely körülveszi a tervezett vízlépcsőt, következménye az volt, hogy a keskenyebbé vált Dunamederben a víz áramlása meggyorsult.

Ennek folytán a halállományt ért károk az alábbiak:

1) Az ágak keresztgátjai: Az ágak vízzel való elárasztási lehetősége megváltozott, a szerves anyagokat tartalmazó, lerakódó üledék az oldalágak mélyebb részein anaerob körülményeket teremtett, ez halpusztuláshoz vezetett, A keresztgátak akadályozták a szaporodási helyükre vándorolni kívánó halakat, ugyanakkor a kis halaknak az alsóbb vizekbe való jutását ugyancsak lelassították.

2) A vízáramlás sebességének megnövekedése Nagymarosnál: A gyors vízáramlás ugyancsak akadályt jelent a halak vonulásában.

Még a Gabčíkovo-Nagymaros Vízlépcső megvalósítását megelőzően a halászok és a horgászok fogásairól készített statisztika adatai a fogások csökkenését jelezték a Rajka és Komárom közötti folyószakaszon (ld. 5.3a Tabló, 5. Kötet). 1988 és 1992 évek között a Duna főágában és az ahhoz tartozó ágakban a fogások csökkenése 53 %-ot, a Mosoni Dunában viszont 75 %-ot ért el. Ebben az időközben a sporthorgászok száma lényegesen megnőtt, a halászok létszáma nem csökkent számottevően. A halászok és a horgászok fogási igyekezete a korábbi időkhöz viszonyítva azonos vagy egy kissé nagyobb volt a létszámarányok változását is figyelembe véve (ld. 5.3 Tabló, 5. Kötet), ezért is a statisztikai adatok által jelzett csökkenés a halpopuláció fogyását mutatja, amit kétségkívül az oldalágakban létesített keresztgátak okozhattak.

Szlovák tudósok részletes prognózist készítettek (Holcik, 1981) a Gabčíkovo-Nagymaros Vízlépcső rendszernek a halállományra gyakorolt hatásával kapcsolatban. A feltételezéseik szerint Dunakiliti és az Ipel folyó torkolata közti szakasz, amely a szlovák Duna mintegy 86 %-át érinti, ezen a szakaszon található a halállomány 97 %-a, a szaporodási helyek 99 %-a, a teljes hozam 92 %-ra tehető. Az egész körzetet tekintve a legfontosabb régió Bratislava és Palkovicovo között található, s annak ellenére, hogy ez a szlovák Dunaszakasznak csak 28 %-a, de itt található a hal-biomassza 55 %-a és ez a terület adja az évi összes haltermelés 58 %-át.

A Hrusov és a Nagymarosi Tározó közti szakasz vízfelülete a duzzasztás folytán 11.889 ha-ról 17.224 ha-ra növekszik, ez a növekedés 45 %-ot tesz ki. Azonban a halászat potenciálja szempontjából a biotóp egyedek hidrológiai állapota sokkal nagyobb súllyal esik latba, mint a területnagyság.

A Gabčíkovo-Nagymaros Terv megvalósításával a hal biomassza egésze a Bratislava és Nagymaros közötti szakaszon 57 %-kal fog csökkenni, ugyancsak csökken a haltermelés 75 %-kal, és a lehetséges hozam 92 %-kal (Holcik, 1981). 1979-ben tett becslés szerint ezek a számok 57 %, 69 % és 89 % (Daubner, 1981). A leginkább érintett szakasz az Öreg Duna medréhez közeleső rész, ahol valamennyi paraméterre 95 %-os veszteséget jósoltak.

A Bratislava és Nagymaros közti Dunaszakasz csupán minimális biológiai fontossággal fog rendelkezni, ettől a szakasztól feljebb és lejjebb eső szakaszokon egyaránt csökkenni fog a halpopuláció (Holcik, 1981). Ez az előrejelzés még figyelembe sem vette a vizierőmű csúcsrajáratásának a hatását, a vízszint erős ingadozását, továbbá a várható vízszennyezést, amelynek nagysága és hatásai meg sem jósolhatók.

A parti ökotonok (a folyók vízi és szárazföldi ökoszisztémái közti elválasztó felület) igen nagy szerepet játszanak a halak szaporodása szempontjából, itt találhatók az ikrázó helyek, a halivadékok nevelkedési helyei, a táplálékot tartalmazó természetes környezet, stb. A Gabčíkovo-Nagymaros Tervben megvalósuló vizierőmű csúcsrajáratása igen nagy vízszintingadozást fog okozni Gabčíkovo utáni szakaszon. A gyors szintingadozás tönkre fogja tenni az ökotonok folyami közösségeit és erősen kisebbíti az egész rendszer termelékeny voltát.

A mellékcsatornán naponta két alkalommal lezúduló hatalmas tömegű vízáram az Öreg Duna felső szakaszán felduzzasztja a folyót, ez hatalmas kárt okoz a halpopulációban, amint azt 1994 nyarán már tapasztalták (ld. lejjebb). A víz áramlási sebességének erős változásai a lerakódó iszap és a toxikus hulladékok felgyülemlését okozta, ez pedig halpusztuláshoz vezetett. A meleg nyári időszakban létrejövő anaerob állapot ugyancsak halpusztulást eredményez.

5.4.4 A C VARIÁNS HATÁSAI A HALÁSZATRA

Észlelt károk

1992 októberében, amikor a Gabčíkovo-i üzemcsatornába vezették a Dunát, a téli pihenőhelyükre igyekvő, összegyülekezett halpopuláció nem volt képes követni a megfogyatkozó vízáramot. A folyó eltérítését követő három hét alatt, a kormányszakértők vizsgálata szerint (FH, 1993) a Szigetköz ágrendszerében, a becslések szerint legalább 100 tonna hal (80 %-ban kis cyprinid hal, 10 % fogas, 5 % ponty, 3 % csuka és 2 % törpeharcsa) pusztult el. A becsült kár (ld. 13. Tabló, 1. Kötet) 15-21 millió FT (140 000-196 000 USD) volt.

Az oldalágak kiszáradtak, a még megmaradó iszapos tócsákban összezsúfolódott halak a vízimadarak, a vaddisznók és néhány orvhorgász zsákmányává vált. Az 1992/93-as tél második felében az erős fagyok következtében a sekély tavak fenékig befagytak, ez ugyancsak károsan érintette a telelő halállományt. Mértéktartó becslések szerint az 1992/1993-as télen az említett ok folytán 50 tonna hal pusztult el. A kár 7-10 millió FT (65 000-93 000 USD).

A Győr-Moson-Sopron megyei Mezőgazdasági Hivatal becslése szerint (1993) a Bratislava és Komárom közti Dunaszakaszon valamint a Kisalföld folyóiban (Rába, Rábca, Marcal) a haltermelés csökkenése 75 % , azonban ez az érték a Felső Szigetközben elérheti a 90 %-ot is. A halászok és a sporthorgászok halfogásának potenciális csökkenése elérheti a 100 tonnát évente. Ez mintegy 15-20 millió Ft (140 000-185 000 USD) veszteségnek felel meg.

1993-ban a halászok és a sporthorgászok fogása 19 %-kal (56 t 69 t helyett) csökkent a Rajka és Komárom közötti Dunaszakaszon. A feltételezések szerint a hal-biomassza csökkenése ennél is nagyobb lehetett. Ugyanakkor néhány szakértő annak a véleményének adott hangot, miszerint a Felső Szigetközben, az ottani sekély vízben a halfogás sikeresebb volt, mint a megelőző évben.

1994 júliusának végén Dunakiliti és Nagybajcs közötti Dunaszakaszon (1842-1802 fkm) jelentős halpusztulást észleltek. Az okot a rendkívüli melegben és az igen alacsony vízszintben vélték megtalálni. Július 30-án nagy térfogatáramú víz zúdult le a Gabčíkovo-i üzemvíz csatornán, amely a Szigetköz feletti Dunaszakaszt felduzzasztotta. A főágban az áramlás megállt és ez újabb halpusztulást váltott ki. A Győr-Moson-Sopron megyei Mezőgazdasági Hivatal vizsgálata szerint 15 tonna hal pusztult el (0,2 t fogas, 0,3 t ponty, 4,0 t márna és 10 tonna egyéb cyprinid hal). Ezek értéke 1,5-1,7 millió Ft (14 000-16 000 USD) volt.

A Szigetközben történt katasztrofális halpusztulás után a Földművelésügyi Minisztérium segélyt utalt ki haltelepítés érdekében a helyi halászati vállalat részére. Ez a segély 6 millió Ft (56 000 USD) volt 1993-ban és 3 millió Ft (28 000 USD) 1994-ben.

5.5 Táblázat: A C Variáns megvalósítását követően a halászatot ért károk a Szigetközben

OKOZOTT KÁR	BECSÜLT ÉRTÉK
	millió Ft	ezer USD
Halpusztulás (1992 novembere)	15 - 21	140 - 195
Halpusztulás (1992/93 tele)	7 - 10	65 - 93
Halpusztulás (1994 júliusa)	1,5 - 1,7	14 - 16
Halfogás csökkenése (1993)	15 - 20	140 185
Halfogás csökkenése (1994)	15 - 20	140 - 185
Haltelepítés (1993)	6	56
Haltelepítés (1994)	3	28
Összesen	62,5 - 81,7	583 - 758

A kár előrejelzése

A mostani években a Magyar Tudományos Akadémia Magyar Dunakutató Állomása helyszíni ichtiológiai tanulmányokat végzett elsősorban a Cikola ágrendszer területén, annak érdekében, hogy felbecsülje 1992 és 1994-hez viszonyítva a hal-biomassza mennyiségét a helyi Dunaszakasz mentén, az 1838-1832 fkm. között.

Mivel a halközösségek idő- és helybéli eloszlása az áramló vízben igen heterogén, ezért a nagy folyamok esetében a halpopuláció mennyiségének tanulmányozása az ichtiológiai kutatás egyik igen nehéz kérdése. A hal-biomassza felbecsülése közelebb áll a valósághoz akkor, ha a számításokat a hidroszisztéma funkcionális egységeire elkülönítve végzik. A Szigetköz-i árterület funkcionális egységeit Rouz et al., (1992) rendszere alapján osztályozták. (ld. 4.3.2.2 Fejezetet és a 4.3 Tablót, 4. Kötet.). Légifelvételek alapján valamennyi oldalágat osztályoztak, a helyszíni kísérleteket és azok eredményeit vízügyi mérnökökkel megtárgyalták.

A szlovák ichtiológusok alaposan megvizsgálták a Duna halállományának mennyiségét, a vizsgálataikat Holcik és Bastl (1976, 1977) valamint Holcik (1981) módszere alapján végezték. A Szigetköz területén található hal-biomassza becsült mennyiségét az 1992-es állapotokkal vetették egybe, a becsléshez Holcik (1991) által meghatározott átlagos biomassza sűrűséget használták fel. 1994-ben, amikor a helyzetet leírták, a biomassza sűrűség-adatokat pontosították a Magyar Dunakutató Állomás adataival.

Az oldalágak sűrű hálózatot alkotnak a Cikola ágrendszerben; ezek hossza ötszörösen meghaladja a főág hosszát. Néhány korábbi évben és 1992-ben, közepes vízállásnál a fő és mellékágak vízfelülete 318-390 hektár volt. A morfológiai jellegzetességük alapján az oldalágak az alábbi csoportokba sorolhatók:

1) eupotamon, azaz, nagy áramló vizek;

2) parapotamon, vagyis, részben stagnáló vizű ágak, amelyek alsó vége még kapcsolódik a folyamhoz;

3) plesiopotamon, azaz, időszakosan állóvizű ágak, amelyeknek nincs állandó kapcsolatuk a folyóval;

A 5.4a Tabló (5. Kötet) szemlélteti ezeknek a funkcionális egységeknek az eloszlását, az 5.6 Táblázat foglalja össze a felbecsült hal-biomassza mennyiségét.

5.6 Táblázat: A Cikola ágrendszer (1832-1838 fkm) becsült hal-biomassza mennyisége a C Variáns megvalósítását megelőzően (1992 előtt)

Biotóp	Terület (ha)	Arány (%)	Biomassza (kg/ha)	Összes biomassza (t)
eupotamon	159 - 195	45 - 55	30 - 40	4,77 - 7,80
parapotamon	139 - 171	40 - 48	200 - 370	27,80 - 63,27
plesiopotamon	20 -24	6 - 7	600 - 1400	12,00 - 33,60
Összesen	318 - 390			44,57 - 104,67

A C Variáns megvalósítását, vagy inkább a Dunának Csúnynál való elterelését követően, a Cikola ágrendszerre nagymértékben hatott a folyó lecsökkent vízhozama, egyben a funkcionális egységei is megváltoztak. 1994 augusztusában, amikor is a legnagyobb vízmennyiséget szivattyúzták erre a területre, a Cikola ágrendszer 232-285 hektár területe került víz alá, vagyis ez azt jelenti, hogy az oldalágak 86-105 hektárnyi területe száraz maradt. Ilyen körülmények között a vízzel rendelkező csatornák négy kategóriája szerepel:

1) eupotamon, vagyis a Duna főága;

2) lotikus parapotamon, vagyis a lassú vízfolyással (0,5-0,6 m/s) rendelkező ágak;

3) lentikus parapotamon, vagyis az álló vizek, amelyeknek kapcsolata van a lotikus ágakkal;

4) paleo-plesiopotamon, vagyis elszigetelt vizek, amelyeknek nincs állandó és közvetlen kapcsolata a többi ággal.

A 5.4b Tabló (5. Kötet) szemlélteti ezeknek a funkcionális egységeknek az eloszlását és az 5.7 Táblázat tartalmazza a hal-biomassza becsült mennyiségét.

5.7 Táblázat: A Cikola ágrendszer (1832-1838) becsült hal-biomasszája, a C Variáns megvalósítását követően, amikor a víz jelentős mennyiségét szivattyúzással juttatták a területre (1994 augusztusa)

Biotop	Terület (ha)	Arány (%)	Biomassza (kh/ha)	Összes biomassza (t)
eupotamon	148 -182	58 - 70	30 - 60	4,44 - 11
lotikus parapotamon	55 - 67	21 - 25	100 - 300	5,55 - 20
lentikus parapotamon	18 -22	7 - 9	300 - 600	5,40 - 13,20
paleo-plesiopotamon	11 -14	4 - 5	50 - 150	0,55 - 2,10
Összesen	232 - 285			15,94 - 46,32

Az 1992-ben, közepes vízállásnál még vízzel rendelkező ágak területe 25-30 %-kal csökkent. Az eltelt idő alatt bekövetkezett hidrológiai változások miatt, a bázis- számítások szerint, a hal-biomassza összes mennyisége 56-64 %-kal lett kevesebb.

Ezek a számítások és adatok jelzik a változások irányát és nagyságrendjét a Cikola ágrendszerben. A Szigetköz többi Dunaszakaszán a funkcionális egységek biomassza sűrűsége és aránya különböző, ezért a megállapított adatoknak a teljes árterületre, vagy a halász-területekre való extrapolációja nehézkes.

A közepes és hosszútávon a halászatot ért kár a számítottnál nagyobb. A Szigetköz vízpótlása érdekében létrehozott építmények elrekesztették az oldalágakat, így nincs kapcsolat az ártér természetes környezetei és a fő folyóág között. Az áradás alpi rezsime nem létezik már, valamint az oldalágak hidrológiája is megváltozott. Az ágrendszeren a víz 5-10 évente csak alig 1,5-2 napon át áramlik és a teljes elárasztódás csak minden 10-25-dik évben várható. (ld. 3.2 Fejezetet). A Gabčíkovo-i vízlépcső megvalósítása óta az oldalágak vizének átlátszósága növekedett, egyúttal az áramlása csökkent. Ez az állapot a víz alatt élő vegetációnak kedvez.

A halászatra nézve az említett hatások a következő veszélyeket jelentik:

1) Az ágrendszer elreteszelése: A halszaporodás erős csökkenését okozza az, hogy az árterületen, csökkent annak a természetes környezetnek a területe, amely a halak ikra lerakását, a halivadékok nevelődését, táplálását továbbá a halak áttelelését szolgálták. A Szigetköz halászati potenciálja csökkenni fog. Néhány száz kilométerrel lejjebb a Közép Duna halpopulációjára végzetes lesz az, hogy a folyó felsőbb részeiről érkező halutánpótlás elmarad.

2) Az áradás rezsimének változása: Az áradás rezsimének alpi jellege állandó dinamikus rendszerré alakul, ennek a következménye a természetes környezet diverzitásának csökkenése, számos halfajta kiveszése, közösségi szinten a produktivitás elvesztése.

3) A vízáramlás sebességének csökkenése: ennek következménye az, hogy az oldalágakban a rheofil közösségek limnofillé alakulnak át. A csatornák öblítésének, vízcseréjének csökkenése a toxikus hulladékok felgyülemlését, kismérvű hígulását okozza, vagy anaerob folyamatok létrejöttével jár, amely halpusztuláshoz vezet.

4) A hordalék mennyiségének csökkenése: A víz átlátszósága nagyobb. A vízszint alatt élő vegetáció mennyiségének növekedése a fitofil halak elterjedésének kedvez. Várható a hal-közösségeken belüli változás, a ragadozók és a mindenevők száma csökkenni fog. Növekszik a valószínűsége az eutrofizáció által létrejövő anaerob folyamatok okozta halpusztulásnak.

5) A folyónak az üzemcsatornába való terelése: a vizierőmű alvízcsatornájába zúduló víz a szaporodóhelyükre igyekvő halrajokat a Gabčíkovo-i vízlépcső alvizébe sodorja, amely egy átjárhatatlan akadályt állít a részükre, az üzemvízcsatorna alkalmatlan hely az ikra lerakására.

IRODALOM

Bertalan, O. 1994. Jelentés a dunai halfauna és élettere változásának 1993. évi megfigyeléseiről a szigetközi biomonitoring keretében. Agricultural and Food Industrial Promoters Ltd. Győr.

Cifra, J. 1987. Az ártéri erdőtársulások ökológiai egyensúlyának felborulása a Pozsony alatti térségben. "A kisalföldi Duna-szakasz ökológiája." Szerk.: Dvihally Zs. VEAB Veszprémi Akadémiai Bizottság. Veszprém.

Daubner, I. 1981. Dunai vízlépcsők létesítésének biológiai aspektusai. MTA Biol. Osztály Közl. 24: 57-65.

Dunai, F., P. Gyarmati, V. Vészelyi. 1992. A Szighetköz mentett oldali és a hullámtéri ágak vízpótlása. Nem közölt jelentés. 1-29.

Erdőrendezési Szolgálat. 1988. Erdőrendezési útmutató. Budapest.

Erdőrendezési Szolgálat. 1994. Országos erdőállomány adattár. Budapest.

FH (Földművelésügyi Hivatal, Győr-Moson Sopron megye.). 1993. A Bősi Vízlépcsőrendszer C változatának megépülésével a Szigetközben a mezőgazdasági termelésben prognosztizálható kedvezőtlen hatások valamint annak kivédésére szükséges intézkedések. Jelentés a Földművelésügyi Minsztérium részére. Győr. 30 pp.

Gergelyné-Gál, E., T. Németh, 1989. Jelentés a BNV Projekt " A talaj tápanyagtartalmának megváltozása (transzport, abiotikus és biotikus transzformáció, kilugzódás, felszíni és felszínalatti vízkészletek tápanyagterhelése)" c. résztémájáról. Kézirat. MTA. TAKI, Budapest. 43 pp.

Halupa, L., I. Csókáné-Szabados, G. Veperdi. 1993. Interim report on regular testing, data acquisition and data supply in the ecological reference areas and tree growing experimental areas within the Szigetköz impact area of the Danube. A Környezetvédelmi és Területfejlesztési Miniszterium megbízásából készített, nem közölt tanulmány. Budapest.

Halupa, L., Z. Járó, 1987. A Szigetköz hullámtéri erdők ökológiája. "A kisalföldi Duna-szakasz ökológiája" Szerk.: Dvihally Zs. VEAB Veszprémi Akadémiai Bizottság. Veszprém.

Holcik, J., I. Bastl, 1976. Ecological effects of water level fluctuations upon the fish populations in the Danube river floodplain in Chechoslovakia. Acta Sci. Nat. Acad. Sci. Bohemoslov. (Brno). 10/9: 3-46.

Holcik, J., I. Bastl, 1977. Predicting fish yield in the Chechoslovak Section of the Danube river based on the hydrological regime. In Revue ges. Hydrobiol. 62/4: 523-532.

Holcik, J., I. Bastl, M. Ertl, M. Vranovsky. 1981. Hydrobiology and ichthyology of the Chechoslovak Danube in relation to predicted changes aFter the construction of the Gabčíkovo-Nagymaros River Barrage System. Práce Lab. Rybar. Hydrobiol. 3: 19-158.

Holcik, J. 1991. Fish communities in the Slovak section of the Danube river in relation to construction of the Gabčíkovo River Barrage System. "Biological monitoring of large rivers" In Biological monitoring of large rivers. Szerk.: M. Penaz, Brno, p. 86-89.

Jancsó, K., J. Tóth. 1987. A kisalföldi Duna-szakasz és a kapcsolódó mellékvizek halai és halászata. "A kisalföldi Duna-szakasz ökológiája" Szerk. Dvihally Zs. VEAB Veszprémi Akadémiai Bizottság, Veszprém. pp. 162-185.

Járó, Z. 1972. Az erdészeti termőhelyértékelés rendszere. "Erdőművelés" Szerk. Danszki, I. pp.45-88. Mezőgazdasági Kiadó.

MÁFI (Magyar Állami Földtani Intézet) 1989. A Kisalföld földtani térképsorozata.: Győr-Dél Atlasz.

MÁFI (Magyar Állami Földtani Intézet) 1991a. A Kisalföld földtani térképsorozata.: Győr-Észak Atlasz.

MÁFI (Magyar Állami Földtani Intézet) 1991b. A Kisalföld földtani térképsorozata.: Mosonmagyaróvár.

MÁFI (Magyar Állami Földtani Intézet) 1993. A Kisalföld földtani térképsorozata.: Kapuvár.

Magas, L. et. al., 1994. A Duna elterelésének hatása a Szigetköz környéke erdőire. Kézirat. Budapest. Nem közölt kiadvány.

MTA Magyar Tudományos Akadémia. 1994. Annotált bibliográfia. Szerk. Láng, I., Benczerowski, J., Berczik, Á.

Németh, T. 1994. Nitrate accumulation in the profiles of long-term fertile experiments. Agrokémia és Talajtan No. 43, pp. 231-238.

Palkovits, G. 1994a. A növénytermesztésre ható tényezők és értékelésük módszere. Külügyminisztárium részére készített kézirat. Budapest. Nem közölt kiadvány.

Palkovits, G. 1994b. A szigetközi növénytermesztést ért károk mértéke. Kézirat.
Külügyminisztérium részére készített kézirat. Budapest. Nem közölt kiadvány.

Palkovits, G. 1994c. A talajvízszint változásának hatása a mezőgazdasági hasznosításu területek öntözési körülményeire, gazdasági helyzetére. Kézirat.
Külügyminisztérium részére készített kézirat. Budapest. Nem közölt kiadvány.

Palkovits, G. 1994d. Összefoglaló jelentés a Szigetköz mezőgazdasági helyzetéről. Külügyminisztárium részére készített kézirat. Budapest. Nem közölt kiadvány.

Rajkai, K. és Gy. Várallyay, 1989. Estimative calculations of hydrophysical parameters from simply measurable soil properties. Agrokémia és talajtan. No. 38. pp. 634-640.

Roux A.L. et al., Cartographie polythématique appliquée a la gestion écologique des eaux. CNRS, Lyon. 113 pp.

Stefanovics, P. 1992. Talajtan. Mezőgazdasági Kiadó, Budapest.

Várallyay, Gy. 1974a. Háromfázisu talajrétegekben végbemenő vízmozgás tanulményozása. Agrokémia és Talajtan, 23. 261

Várallyay, Gy. 1974b. Hydrophysical aspects of salinization from the groundwater. Agrokémia és Talajtan, No. 23. pp. 29-44.

Várallyay, Gy. 1980. A talajvíz szerepe a talaj vízgazdálkodásában és a növények vízellátásában. Tudomány és Mezőgazdaság, 18. (5) 22-29.

Várallyay, Gy. 1983. Talajtani szakvélemény Mosonmagyaróvár és település-csoportja általános rendezési tervének tájrendezési és környezetszabályozási munkarészéhez. Kézirat. MTA TAKI, Budapest 37 pp. ; Mosonmagyaróvár és település-csoportjának 1:25 000 méretarányu talajtérképe.

Várallyay, Gy. 1990. Műtrágya, hígtrágya és az ivóvízkészlet. Egészségtudomány, XXXIV. (2)126-137.

Várallyay, Gy. 1991. A Szigetköz és környékének talajviszonyai, különös tekintettel azok vízgazdálkodására. Acta Ovariensis No. 34. pp. 65-73.

Várallyay, Gy. 1993. Soils - contribution to the "Environment and Ecology" chapter of thr Bős-Nagymaros Project. Magyar Tudományos Akadémia Talajtudományi és Mezőgazdasági Kémiai Kutató Intézet, Budapest. Nem közölt kiadvány.

Várallyay, Gy. és Rajkai, K. 1989. Model for the estimation of water (and solute) transport from the groundwater to overlying soil horizons. Agrokémia és Talajtan. 38. 641-656.

Várallyay, Gy. et al. 1993. Talajtani - agrokémiai kutatások és mezőgazdasági megfigyelések a Szigetközben. Kézirat. MTA TAKI, Budapest. 49 p.

6. FEJEZET
SZEIZMOLÓGIA ÉS FÖLDRENGÉSVESZÉLYEZTETETTSÉG

Anthony Bracegirdle

Fordítást lektorálta: Kakas Kristóf

ÖSSZEFOGLALÁS

A projekt szeizmikus tevezési paraméteit 1965-ben határozták meg. Ebben az időben a tervezéshez szükséges adatok nagyrészt a történelmi rengéseken alapultak.. Az 1970-es évek végén a szeizmikus kockázat megítélésének probabilisztikus , újabban pedig determinisztikus módszereit kezdtek bevezetni a jelenlegi gyakorlatba. . Ebben az időszakban a tervezési módszerek is jelentősen fejlődtek.. Manapság már általánosan elismerik azt, hogy azok az értékelések, amelyeket a történelmi rengések adatai alapján készítenek, rendszerint alulértékelik azokkal a nagy és kritikus létesítményekkel kapcsolatos kockázatokat, amelyeknek a meghibásodása esetén nagy kár lenne lehetséges.

1965 óta nem történt meg a projekt jelenlegi gyakorlatszerinti szisztematikus újra-zónázása annak ellenére, hogy azóta számos hasznos háttér-tanulmány készült. A globális szeizmológia kifejezései szerint a projekt területe a mérsékelten kis energia-felszabadulással jellemezhető. Az egyszerű kockázatelemzések, [pl. ICOLD ,1989] azt sugallják, hogy ez a projekt a nagy kockázatú kategóriába tartozik; a nagy kockázattal járó projekteket általában úgy tervezik, hogy egy realisztikusan legnagyobbnak elképzelhető észlelt földmozgás esetén is elkerülhető legyen az ellenőrizhetetlen vízkibocsájtás.. Az elképzelhető maximális földmozgás kiválasztásának realisztikusnak és ésszerű alapokon álló konzervatív becslésűnek kell lennie. Így esetünkben a Richter skála szerinti M=6,5 magnitúdójú, a most érvényesnek tartott makroszeizmikus, geofizikai és geológiai adatok által kijelölt forrászónákon belül keletkezett földrengés látszik megfelelőnek a számítások alapjaként. Különösen a felvízcsatorna és a Dunakiliti-Körtvélyes-Dunacsúnyi Tározó töltései látszanának különösen sebezhetőnek. Az ebben az összefoglalásban elfogadott kritériumok alapján lehetséges a talajfolyósodás, az elhabolásra vezető töltéstömörödés és az ellenőrizhetetlen vízáteresztés.

Úgy tűnik, hogy a szeizmikus kockázattalkapcsolatos potenciális problémákat nem vették megfelelően figyelembe sem a tervezésnél, sem később. Megállapítható, hogy amikor Magyarország felfüggesztette a projekt munkáit, komolyan megalapozott volt a szeizmikus tervezési szabványokkal és egyéb megoldatlan kérdésekkel kapcsolatos aggodalom. Megállapítható, hogy a C Variáns alapján létesített töltések potenciálisan gyengék. A töltések és a szerkezetek kapcsolódásának a szeizmikus megtervezése gyakran kritikus, e tanulmányon belül ezeket nem ellenőriztük és ezekkel nem foglalkoztunk. A (szeizmikus) kockázatnak és a gátak biztonságának azonnali, teljes és szisztematikus vizsgálata továbbra is szükséges annak ellenére, hogy Magyarországon már készültek (erre vonatkozó) háttértanulmányok .

6.1 BEVEZETÉS

6.1.1 A földrengésveszélyeztetettség

A földrengésveszélyeztetettség egyszerűen úgy tekinthető, , mint a kár valószínűségének, , a kockázat mértékének , valamint az építmények sebezhetőségének a szorzata. A Bős-Nagymaros projekt, ahogy azt ,az 1977-es szerződésben elképzelték, kiterjedt töltésrendszert és három nagy duzzasztót foglal magába a Duna 160 km-es szakaszán. A töltések feladata a Nagymarosnál (1696 fkm), Bősnál (a 1821 fkm közelében) és Dunakilitinél (1842 fkm) tervezett gátak által duzzasztott víz befogadása Bőst. A töltésrendszer átszakadása következtében létrejövő bármely kár (pl. árvíz, gazdasági károk, halálesetek stb.) a helytől függően változó lehet, de egyes területeken komoly veszéllyel járhatnak.

Ezen a területen viszonylag csekély a ó szeizmikus energiakibocsájtás, ha azt Európa aktívabb helyeivel, pl. Közép Olaszországgal vagy Dél Görögországgal hasonlítjuk össze. Következtetésképpen, a nagy földrengések gyakoriságát nehéz megbízhatóan megjósolni. A történelmi adatok alapján megállapítható, hogy ezen a területen előfordultak már erős rengések, azonban ezek ritkák voltak. A projekt olyan nagy földrajzi területre terjed ki, hogy a teljes rendszer szeizmikus kockázata lényegesen nagyobb lehet, mintha csupán egyetlen létesítményt kellene tekintetbe venni.

A töltések felépítése helyről helyre változó, annak ellenére, hogy a töltések főtömegéül általában mindenhol a Dunából származó kavicsot használták. Természete folytán a dunakavicsot a víz könnyen erodeálja, emiatt ha a vizszigetelő rendszer megrongálódik, gyors gátszakadás állhat elő. Erős földrengésnél a töltések és a partszakasz igen sebezhetőeklehetnek az oldalirányú elmozdulással, a süppedéssel és ennek következtében a az elhabolással szemben.

Várhatóan a töltések jelentik a földrengés esetén a legnagyobb veszélyt, ezek ugyanis nagy területen vannak a veszélynek kitéve, potenciálisan sebezhetők és a gátszakadás számos helyen igen komoly következményekkel járhat. A mai előírások szerint a nagyobb arányú projektek esetén megkövetelik a kockázat mélyreható tanulmányozását. Egy ilyen tanulmány azonban rendkívül összetett, ezért túlnő ennek a jelentésnek a keretein. A Közös Egyezményes Terv (KET) meghatározza a szeizmikus tervezési paramétereket. Ez a jelentés a töltésekkel és ezek tervezésével foglalkozik a szeizmológiai környezetről ma rendelkezésre álló ismereteink vonatkozásában, valamint a töltések potenciális sebezhetőségét tárgyalja.

6.1.2 A PROJEKT KÖRVONALAZÁSA

6.1.2.1 A Nagymarosi Tározó

Az Eredeti Terv szerint Nagymarosnál, Bősnál és Dunakilitinél építettek volna duzzasztógátat. A nagymarosi gát villamosenergia termelésére szolgáló berendezést és hajózsilipet is tartalmazott volna. Normális működési körülmények között Nagymaros felett a vízszint 6 m-rel lett volna magasabb, mint a (jelenlegi) átlagos vízhozamnál (Q = 2300 m³/s) ; ez a vízszint a duzzasztó felett 30-40 km hosszban haladta volna meg a korábbi partmagasságot, a duzzasztás még Gönyűt (100 km-rel feljebb) is elérte volna. Tározótöltéseket kellett volna építeni elsősorban a Duna (és a mellékfolyók: az Ipoly és a Garam) meglévő árvédelmi töltéseinek magasításával és megerősítésével. Mantuano (1989) alapvető geotechnikai problémákat látott felmerülni a Nagymaros feletti vízszint növekedéssel kapcsolatban; ezek a problémák még megoldatlanok voltak akkor, amikor Magyarország felfüggesztette a Nagymarosnál folyó építési munkákat.

6.1.2.2. A Bősi műtárgyak

A Bősbősi duzzasztóban vizierőmű és hajózsilipek vannak; innen egy 17 km hosszú felvízcsatorna indul a körtvélyesi tározóhoz. A felvízcsatornában a vízszint 7 - 15 m-rel magasabb, mint a környező talaj szintje, a csatornában lévő víztömeg térfogata 80 millió m³.

A felvízcsatorna töltései tömörített dunakavicsból készültek, és a vízoldalon bitumenes beton-membránnal vannak ellátva. A gátkorona 2 m-rel magasodik a csatorna üzemi vízszintje fölé. A töltések építését követő süllyedés elkerülése érdekében a KET előírta, hogy a töltések alapozásából 2...3 m mélységben távolítsák el az agyagos és iszapos talajt. Lika (1994) megerősítette a kb. 2 m-es talajkiemelést; ahol tőzeges, iszapos vagy agyagos volt a talaj, ott a talajkiemelés az 5 m-t is elérte.. Polko (1993) szerint vizsgálatokat végeztek az alap folyósodási potenciáljának megállapítására és az alkalmatlan talajt az építés alkalmával eltávolították; mindamellett nincs publikált adat az alkalmazott vizsgálatok metodikájára vagy eredményére. Ezt a nézetet a Hydro-Quebec International is hangoztatta (1990), azonban az adatok bemutatása itt is elmaradt. A szemléletet erősen vitatta Finta (1990), aki állítja, hogy meglehetős nehézségek merültek fel a töltések alapjainak kiásásakor és elégtelen mennyiségű finomszemcsés talajt távolítottak el. Finta állításai aggodalomra adnak okot és vizsgálatot igényelnek.

6.1.2.3 A Dunakiliti - Körtvélyesi Tározó

Az Eredeti Terv az Öreg Duna elzárását Dunakiliti közelében irányozta elő. A zárás helyén duzzasztó épült volna árapasztóval, szabályozó zsilipekkel és egy hajózsilippel. A Tározóban 200 millió m³ lett volna a duzzasztott víztömeg, , amelyből 49 millió m³ 1 m-rel az üzemi szint alatt lett volna tárolva. A tározótöltéseket vagy új, kavicsból álló műtárgyak, vízoldalon finomcsemcsés talaj vagy aszfalt borítással, vagy a megerősített , már meglévő árvédelmi töltések alkotják. A legmagasabb duzzasztott vízszint 7 m-rel haladja meg a part szintjét Dunakiliti közelében. Nincsen értesülésem arról, hogy megkísérelték volna eltávolítani a folyósodásra hajlamos talajokat a Dunakiliti-Körtvélyesi Tározó töltései alól; ezt a nézetet támogatják az OVIBER (1994) által bemutatott építési tervrajzok, valamint az Eötvös Lóránd Geofizikai Intézet vizsgálatai is (ELGI, 1991).

6.1.2.4 A dunacsúnyi tározó és a C Variáns

1991 és 1992 között a szlovák fejlesztők megépítették azt a "C Variáns"-nak nevezett felvízcsatornát, amely összeköti Bőst azzal a tározóval, amely a Dunának Dunacsúnynál történő elzárásakor létrejött. A C Variáns töltése hasonló azokhoz, amelyekkel a Közös Egyezményes Terv alapján épített felvízcsatorna is rendelkezik, azzal a különbséggel, hogy a vízszigetelést a töltések belső felületén PVC fóliával érték el. A membránt 1.5 m-es feltöltés fedi, ennek lejtése 1:3; a feltöltést geotextil takaró védi és azt a hullámzással szembeni védelemül előregyártott betonlapokkal fedték be.

A dunacsúnyi tározó azokat a töltéseket használja, amelyeket a Dunakiliti-körtvélyesi Tározó részére építettek. a tárolt víz mennyisége kevesebb, mint amit a Közös Egyezményes Terv elfogadott, annak ellenére, hogy a kritikus felvízcsatorna mintegy 9 km-rel hosszabb.

6.1.3 A KÁR

A gátszakadás a következő helyeken járhat igen komoly következményekkel: közvetlenül Nagymaros felett, a bősi felvízcsatornánál valamint az efölötti tározó alsóbb szakaszainál. Nincs tudomásom arról, hogy készült-e szabatos vizsgálat egy esetleges gátszakadás következményéről; de az nyilvánvaló, hogy ilyen esetben a szomszéd falvak víz alá kerülnek (Perczel és Libik, 1989).

Ámbár a rendszer általt tárolt vízmennyiség nagy, a potenciális kár becslése szempontjából a tárolt vízmennyiséghez képest viszonylagosan kis töltésmagasságokat és a nagy árvizi hozamokat kell figyelembevenni.. Azok az árvízkárok, amelyek 1954-ben és 1965-ben történtek, hasznos tapasztalatokkal szolgálnak a kockázatelemzés részét képező gátszakadási forgatókönyvek készítéséhez.. A felvízcsatornában lévő víz nagy mennyisége különösképpen aggasztó, mivelhogy annak szintje jóval a környező terület szintje felett helyezkedik el és nem, (mint korábban) a régi folyómeder korlátai között. Szabatos üzemeltetési eljárások és (földrengés vagy árvíz esetén) vészhelyzeti tervek jelentősen csökkenthetik a lehetséges károkat. Világos azonban az, hogy jelenleg nincsenek olyan kockázatkezelési tervek vagy üzemeltetési eljárások, amelyekben Szlovákia és Magyarország megegyezett volna.

e érdekében Az International Commission on Large Dams (ICOLD, 1989) kritériumrendszerét alkalmazva, a lehetséges kár igen egyszerű értékelésével a rendszer a III. vagy IV. kategóriába lenne sorolható . (Az osztályozás a várható károk nagysága mértékében I.-től IV.-ig terjed; a III. és a IV. kategóriát tekintik nagykockázatúnak). A kockázat előzetes elemzése során, valószínűségi módszereket alkalmazva, a nagy földrengések ismétlődésének gyakoriságát a III. kategória esetében 1-nek veszik 10 000 évenként, a IV. kategóriánál 1-nek 30 000 évenként (ld. Charles et al., 1991). A kritikus, vagy a nagy veszély-kockázattal rendelkező műtárgyakat, még viszonylag kis szeizmikus aktivitású területeken is, a determinisztikusan meghatározott talajmozgások számításba vételével ajánlatos tervezni. A feltétel az, hogy még az "Elképzelhető Legnagyobb Földrengés" (Maximum Credible Earthquake, MCE) sem okozhat katasztrofális rombolást. Az "MCE" olyan földrengés, amely az uralkodó geológiai és tektonikai feltételek által megengedett legnagyobb talajelmozdulást hozza létre .

6.2 GEOLÓGIAI ÉS TEKTONIKAI HÁTTÉR

6.2.1 MÉLYSZERKEZET ÉS KÉREGMOZGÁS

A Kisalföld mélyszerkezetének legfontosabb eleme a Rába-Hurbanovo Vonal. Ez a Vonal választja el a Vonaltól ÉNy-ra lévő , az alpi-kárpáti pre-tercier metamorf rétegsor 65 millió évnél idősebb kőzeteit ) a Vonaltól dél-keletre levő, Dunántúli Egységtől, és valójában egy mikrolemez-határ.1982 óta részletes geológiai térképezés folyt ezen a területen (Don et al., 1993), valamint a DANREG Projekt részeként kiterjedt geofizikai felmérés is történt 1989 óta (Verő és Nemesi, 1994). Megállapították, hogy a Rába-Hurbanovo vonal Győrtől észak-keletre halad a szlovákiai Kolárovo (Gúta) felé, majd onnan keletre, Hurbanovon (Ógyallán) át.

Győr és Dunakiliti között, észak-nyugatra a Rába vonaltól egy mély (8.000 m) medencét sikerült kimutatni a pre-tercier alaphegység felszínén. Ennek a medencének a közepe Bős közelében fekszik, a medence főtengelye észak-kelet - dél-nyugat irányú (6.1 melléklet) Magát a medencét igen laza harmadidőszaki kőzetek töltik ki (meszes agyagok, gyengén cementált homok és kavics) . Ez a kéreg süllyedésének a következménye, amely a múltban meglehetősen élénk volt és folytatódott (és talán felgyorsult)a negyedkorban (azaz az elmúlt 2 millió évben). Az aljzatban a földkérgének süllyedése mintegy 2,0 mm/év (Joó, 1994 és Don et al., 1993). Az uralkodó szlovák nézet szerint a Bős alatti medencealjzatot ÉK-DNy és ÉNy-DK irányú törések darabolják fel; az ezen a területen belül található és a törések által határolt medencealjzat-blokkok süllyednek az őket körülvevő kőzetekhez viszonyítva. Ez a nézet körvonalazódik a Közös Építési Tervben, részleteiben ezt írta le Mentuano (1989). Janacek (1971) egy nagyobb ÉK-DNyi törésvonalat ismertet, amely a Rába vonallal közel párhuzamosan fut Bősönát. AZ Ezeken a törésvonalakon lehetséges földmozgások elegendő kockázatot jelentettek a tervezőknek ahhoz, hogy a bősi duzzasztót a mostani helyére,l 700 m-rel feljebb helyezzék át. Ez az elhatározás azon vizsgálatok alapján történt, amelyeket a tervezés után, a munkálatok megkezdését megelőzően folytattak le. A magyar kutatók részéről számos tanulmány készült (pl. Verő és Nemesi, 1994; Balla, 1994), melyben a terület törésvonalai melletti földmozgások lehetőségét vizsgálták. A tanulmányok főbb megállapításai a következők.

1) Kevéssé valószínű, hogy a Bős közvetlen közelében lévő törésvonalak erősebb földmozgások kiinduló helyei legyenek, és ezek a törésvonalak makroszeizmikus szempontból kevéssé meghatározottak;

2) Létezik egy (geofizikai, geológiai és a makroszseizmikus adatokból jól meghatározott) törésvonal Komárom és Győr között. k. Ez a törésvonal képesnek tekinthető jelentős földmozgás előidézésére.

A nagymarosi duzzasztó alapozásának földmunkái 1989 előtt megtörténtek. A földmunkák olyan, elsősorban andezites kőzeteket tártak fel, amelyek tektonikusan nagymértékben össze voltak törve. (Bencze et al., 1991; Gálos és Kertész, 1990). A nagymarosi létesítmény földmunkái során ugyan nem találtak közvetlen bizonyítékot arra, hogy ezek a tektonikai vonalak a fedő, negyedkori üledékekben is elmozdulást okoztak volna, , azonban a Duna melletti negyedkori kaavicsterraszok szintjének földtani összehasonlítása azt mutatja, hogy ebben az időszakban tektonikus mozgások voltak. E területen a törésvonalak aktivitását a makroszeizmikus és geodéziai adatok ugyancsak jelezték; (ilymódon ) a törésvonalak talajmozgás-előidéző képességét nem lehet kizárni (Balla, 1994).

6.2.2 A TERÜLET SZEIZMICITÁSA

A földrengés erősségét (intenzitását) az általa okozott fizikai kár nagysága határozza meg. Amennyiben másként nem jeleznénk, a földrengés erősségére megadott értékek ebben a jelentésben az MSK skálára vonatkoznak; ez egy 12 egységből álló skála, amely a régebben használt MCS skálával közvetlenül összehasonlítható, illetve azzal ekvivalens. Az intenzitás empirikus összefüggés segítségével a Richter magnitúdóra (M) is átszámítható, ez az utóbbi a szeizmikus esemény alkalmával felszabaduló energia műszerrel mért értéke. (ld. 6.3.1.1 Fejezetet).

Réthly (1952) figyelemre méltó munkát végzett a történelmi földrengések adatainak összegyűjtése területén, a 455 és 1918 közti időszak földrengéseiről listát készített. Más tanulmányok, például Ribari (1982) is segítettek a terület történelmi szeizmoaktivitásának összeállításában. A századforduló óta az adatgyüjtés és feldolgozás sokkal rendszeresebb, ilymódon minden olyan (szeizmikus) esemény, amelynél az epicentrális intenzitás, I₀, nagyobb volt 3-nál, feljegyzésre került. Az 1900-at megelőző évek adatai egyre hézagosabbak, különösképpen kisebb események tekintetében.

A Zsíros el al. (1989), által készített Magyar Földrengés Katalógus (456-1986) sorolja fel a történelemben feljegyzett és a mostani időkben műszerekkel mért földrengéseket a régióra. Érdemes megemlíteni, hogy az ötezernél több, a Kárpát medencében feljegyzett földrengés közül csak 17 történt a feljegyzés első ezer évében; ezek közül 14 volt, amelyeknek az I₀ értéke 8, vagy annál nagyobb. Az ezt követő ötszáz évben 49 olyan földrengésről emlékeztek meg, amelyeknél az I₀ azonos vagy nagyobb volt 8-nál. Ennek alapján igen valószínű, hogy a korai történelmi följegyzések hiányosak még a nagy rengésekre is.

A történelmi feljegyzéseken alapuló lista hiányainak ellenére nyilvánvaló, hogy a (földrengések alkalmával) felszabaduló energia kisebb, mind a Föld más, aktívabb helyein . A kis energiafelszabadulással jellemezhető helyeken rendkívül nehéz a tektonikai modellt biztonsággal felállítani, ez a bizonytalanság természetesen a szeizmikus kockázat becslésére is átöröklődiknél is fennáll. Ennek ellenére a makroszeizmikus adatok rendkívül fontosak a földrengések potenciális forrás-zónáinak meghatározásánál.

A földrengések ismétlődésének probabilisztikus analízise céljából Zsíros (1991) 14 forrás-zónát javasolt, makroszeizmikus adatok alapján (ld. 6.1 ábrát). A forrás-zónák közül Magyarországon a legaktívabb az, amelyik Komáromtól délre, Berhidáig húzódik (1. zóna, 6.1 ábra). Az ezen a területen észlelt legnagyobb esemény az 1763-as komáromi földrengés volt, ennek megadott epicentrális erőssége 91 MSK, számított Richter magnitúdója 6,2 (Zsíros et al., 1989). Az epicentrális intenzitás más becslések szerint 8,5 és 9,5 közötti (Szeidovitz és Mónus, 1993; Szeidovitz 1986) A 6.12 ábrán a 11-es zóna jellemzi a viszonylag aktív Mur-Mürz vonalat.

Egy nemrég megjelent tanulmányában Balla (1994) ujravizsgálta a potenciális forrás-zónákat. Feltételezése szerint Győr és Becske között a Hurbanovo vonallal közel párhuzamosan húzódik egy forrás-zóna, amint az a 6.2 ábrán látható. Egy ilyen forrás-zóna létének bizonyítására makroszeizmikus, topográfiai és geofizikai adatokat talált. A Győr és Komárom közötti ismert törésvonal ennek a forrás-zónának a leginkább aktív része, 1754 óta már többszáz földrengés történt ennek a vonalnak mentén. Balla (1994) feltételezései szerint az 1763-as komáromi földrengést nem kizárólag a Komárom-Berhida forrászónához kötődik, annak eredete a Győr-Becske vonalra is visszavezethető. Ezt a véleményt Szeidovitz (1986) történelmi kutatásai is alátámasztják, ezek szerint a fő földlökés izoszeizmái kelet-nyugati tengelyűek, a Győr-Komárom törésvonallal párhuzamosak. Továbbá, a főrengést kisebb rengések előzték meg Győr közelében. 1989 és 1993 között gyűjtött makroszeizmikus adatok (Zsíros, 1994) tanúsága szerint 1989-ben Komáromban egy kisebb földrengés (I₀ = 3,5) volt észlelhető és hasonló erősségű földrengést tapasztaltak Győr közelében 1990-ben és 1993-ban. Megjegyzendő, hogy Dunakiliti 30 km-nél közelebb fekszik a Mur-Mürz forrászónához, Bős 20 km-en kisebb távolságban van a Győr-Becske forrászónától, Nagymaros meg az utóbbi forrás-zónába esik.

A magyarországi földrengésekre kevés törési sík megoldás történt. Ezek főleg az ütközés-elcsúszás mechanizmust képviselik. Ennek ellenére a kevés adat miatt az elképzelhető legnagyobb rengés (MCE) értelmes becslésére nincs más út, mint a probabilisztikus megközelítés. Kárnik (1971), Csehszlovák Tudományos Akadémia, , a Kárpátok térségében a szeizmicitás Gumbel analízise eredményeit ismertette. Az analízis a teljes területre vonatkozó adatokat dolgozta fel és azt a megállapítást szűrte le, hogy ezen a területen "lehetséges" földrengés 6,5-ös Richter magnitúdójú, és ennek a bekövetkezési valószínűsége 1 %. Ettől függetlenül Kárnik egyszerű empirikus dedukció útján hasonló eredményre jutott. Kárnik et al., (1978) ezeket a megállapításokat a "Scheme of Eartquake Provinces" dolgozatukban újraértékelték. Eszerint a feltételezhető legnagyobb erejű földrengés nagysága 6-os Richter magnitúdójú (6.3 ábra). Jelenleg nincs elegendő információnk a Lehetséges Legnagyobb Földrengés teljesen determinisztikus meghatározásához. Az újabb kutatások szerint (is)a (Richter skála szerinti) 6,0 és 6,5-ös magnitúdóérték közötti rengések maradnak megfelelőnek, feltételezhetjük, hogy ilyen nagyságú rengések a kimutatott forrás-zónák bármely helyén reálisan előfordulhatnak.

6.2.3 NEGYEDKORI ÜLEDÉKEK

A negyedidőszak 1,64 millió évvel ezelőtt kezdődött és mind a mai napig tart. Ennek az időszaknak a része a Holocén (0-tól 10 000 évvel a mostani előtt) és a Pleisztocén (10 000 évtől 1,64 millió évvel a mai nap előtt); ennek a felosztásnak az alapja a klimaváltozás . A Holocén üledékeket gyakran nevezik "recens" üledéknek, ezek nagyobb kockázatot jelentenek a rengések által előidézett a talajfolyósodás vagy a ciklikus mobilitás szempontjából mint a régebben leülepedett rétegekA Nagymaros és Komárom közötti negyedidőszaki üledékösszlet viszonylag változatos, agyagos, kavicsos és homokrétegeket tartalmaz, a folyótól délre a magasabban fekvő területeken kiemelt kavics teraszokkal . A fedő közvetlen Nagymaros felett általában mintegy 10 m-es és ez felfelé haladva növekszik.

Bratislava és Komárom közt, a Duna alatt negyedidőszaki üledékkel töltött mély medence terül el. Ennek a medencének a közepén a mintegy 600 m vastagságú , Pleisztocén összlet a Gabčíkovo Homok Formációból és efölötti Duna-kavicsrétegből áll. A viszonylag nagy permeabilitású Duna-kavics vastagsága Bratislavánál 12-15 m, ez Dunakilitinél 100 m-re, Gabčíkovónál 300 m-re vastagodik. A Duna Kavicsformáció finom és középszemű,és finom - közepes homokot is tartalmaz különböző arányban. Ezek az anyagok az elfolyósodásra vagy az ülepedésre kevéssé hajlamosakföldrengés hatására.

A Duna törmelékkúpjában található Holocén anyagok összetétele és vastagsága változó. Dunakilitinél a 5-7 m vastagok, Gabčíkovónál elérik a 30 m-es vastagságot is. (Don et al., 1993). Agyagos kőzetlisztből, kőzetlisztes homokból, finom homokból, homok/kavics keverékből állnak, tőzegrétegek is előfordulhatnak. A rétegek összetétele és természete rövid távon jelentősen változhat, különösképpen ott, ahol feltöltődött mellékágak, csatornák találkoznak.

Megvizsgáltam azokat a penetrációs mérési adatokat, amelyeket az ELGI (1981, 1991) mért, s amelyek a Dunakiliti-Hrusov területre jellemzőek . Holocén üledékekben felvett tipikus csúcsellenállás-görbéket szemléltet a 6.4 ábra. Amint az a 6.4 ábrából látható, a finom homokra és az iszapos homokra a csúcsellenállás gyakran 1-4 MPa közé esik, és ez azt jelenti, hogy ezek az anyagok rendkívül lazák. . Az ilyen anyagok hajlamosak az erős földrengés hatására az elfolyósodásra, ha a talajszínt alatt nem több, mint 15 m mélységben helyezkednek el. Az elfolyósodás függ a talajmozgás nagyságától, ezt részletesebben a 6.3.2.1 fejezetben tárgyaljuk. Nem láttam az ELGI által rendelkezésemre bocsátott adatokkal összemérhető adatokat a szlovák területen lévő Bős környékéről, vagy más olyan adatokat, amelyek lehetővé tették volna a terület talajfolyósodási képességének átfogó vizsgálatát. Mivel a Bősnél az üledékképződési környezet nagyjából hasonló a Dunakilitiéhez, véleményem szerint Bős környékén hasonló, csak nagyobb vastagságú összletet kell feltételeznünk.

6.3 FÖLDRENGÉS ENGINEERING

6.3.1 A PROJEKT SZEIZMIKUS ZÓNÁZÁSA

6.3.1.1 Földrengésintenzitás

1965 szeptemberében a csehszlovák és magyar szakértők találkozóján tárgyalták meg a térség szeizmicitását. Ezen a találkozón meghatározták a földrengésintenzitási és a mértékadó gyorsulási szinteket a a Projekt egyes létesítményeire, amint azt a 6.1 Táblázat vázolja. Az ebben az időben alkalmazott intenzitásskála a tizenkét pontos MCS (Mercalli-Cancani-Sieberg) skála volt(6.2 Táblázat). Az MCS skálát a Nemzetközi Szeizmológiai Szövetség 1917-ben fogadta el. Az MCS osztályozás meglehetősen pontatlannak bizonyult és kevéssé vette tekintetbe a helyi építési szokásokat. Az MCS skálához hozzárendelt talajmozgásszintek gyakran megegyeznek a korábbi építési előírásokban lefektetettekkel. A későbbi javítások eredményeként vezették be az amerikai Módosított Mercalli Skálát (MM, 1931) és az európai Medvedev-Sponheuer-Kárnik (MSK, 1964) Skálát. Mind a MSK, mind az MM skálák tizenkét pontosak hasonlóan az eredeti MSC skálához; amint azt a World Data Centre A for Solid Earth Geophysics (1979) körvonalazta, mind a három skála fokozatai egyenlőek és egymással megegyeznek. Az Európai Közösség most, 1992-ben fogadta el az új Európai Makroszeizmikus (EMS) skálát, amelyet az MSK skála revíziójával hoztak létre.

Az MCS skála használata maradt meg Olasz- és Görögországban annak ellenére, hogy egyik országban sem használják azt kötelezően a tervezési munkákban.

6.1 Táblázat: A Projekt szeizmikus zónái, 1965 szeptembere.

Folyószakasz (folyókilométerben megadva)	Tervezett intenzitás I0 (MCS)	Tervezett gyorsulás (g)
-1861 1861-1823 Dunakiliti 1823-1808 Bős 1808-1797 1797-1770 1770-1764 Komárom 1764-1752 1752-1740 1740-1720 1720-	7 6 7 8 8,5 9 8,5 8 7 6	0,025 0,01 0,025 0,05 0,08 0,10 0,08 0,05 0,025 0,01

A rengéserősség (a magnitúdó) műszeres észleléseken alapuló meghatározása, például a Richter skála egységeiben, a földrengés nagyságának megadásához sokkal szabatosabb módszer. De mivel a történeti adatok zömét még a műszeres eljárások kidolgozása előtt jegyezték fel, ezért az intenzitás-skálák nagy szerepet játszanak a döntéselőkészítésben. Csomor és Kiss (1959) kísérelték meg a Kárpát-medencére az epicentrális intenzitás (I₀) és a Richter magnitúdó (M) közti összefüggés felállítását:

M = 0,6 I₀ + 0,3

M = 0,6 I₀ + 1,8 log h - 1,3 (h: a fókusz mélysége)

Kárnik (1966) újabban közölt összefüggése:

M = 0,56 I₀ + 0,96

A Kárnik által közölt regressziós analízisből is látható (6.5 ábra), az adatok meglehetősen szórnak. Emiatt csak elnagyolt összehasonlításokat célszerű tenni; mindazonáltal a 6.5 ábrából kivehető, hogy Kárnik által megadott , a területre vonatkozó "maximálisan lehetséges" M_max= 6,0-6,5 eset teljességgel konzisztens az I₀=9 MCS vagy MSK értékkel.

6.2 Táblázat: A Mercalli-Cancani-Sieberg (MCS) intenzitásskála

Osztály	I0	Hatások
I. "ÉSZREVEHETETLEN"	1	Csak műszerekkel érzékelhető
II. "NAGYON GYENGE"	2	Csak a felsőbb emeleteken tartózkodó, különösen érzékeny személyek érzékelik
III. "GYENGE"	3	Csak kevés személy észleli, mert hasonló rázkódással jár, mint egy, a közelben elhaladó gyors gépkocsi okoz.
IV. "MÉRSÉKEKELT"	4	Épületben tartózkodó számos személy észleli, de csak kevesen azok, akik a szabadban tartózkodnak. A rázkódás egy nehéz teherautó elhaladásakor észlelhetőhöz hasonló. A pohárszékben lévő edények összekoccannak.
V. "MEGLEHETŐSEN ERŐS"	5	Mindenki észleli. A felfüggesztett tárgyak kilengenek, a fák, azok ágai láthatóan mozognak.
VI. "ERŐS"	6	Félelmet kelt, mindenki észleli. Az emberek az épületekből menekülnek. A bútorok, tárgyak elmozdulnak, leesnek. Néhány ház vakolata megreped
VII. "NAGYON ERŐS"	7	A leeső tárgyak károkat okoznak. Templom nagyharangja megkondul. Kevés kár jólmegépített épületekben. Régi épületek részlegesen rombadőlnek keletkeznek.
VIII. " ROM-BOLÓ"	8	A fák mozognak, egyesek kidőlnek. Az épületek 25%-ában súlyos kár keletkezik. A folyók vize homokot, iszapot szállít.
IX. "ERŐSEN ROMBOLÓ"	9	Az épületek 50%-a összedől, komoly károk
X. "" PUSZTÍTÓ	10	Az épületek 75 %-a összedől. Hidak, gátak és töltések megsérülnek, átszakadnak.
XI. "KATASZTROFÁLIS"	11	Épületek, hidak, azok pillérei is összerogynak. Határozott morfológiai változások jelentkeznek. Földcsuszamlások.
XII. "TELJESEN KATASZTRÓ-FÁLIS"	12	Az ember létesítményei lerombolódnak. Igen nagy morfológiai változás. Folyók folyásiránya megváltozik, tavak tűnnek el.

Amint az a 6.1 Táblázatból kivehető, a legerősebb, I₀=9 -es mértékadó intenzitás várható Komárom közelében; ez összevethető az ott 1763-ban előfordulttal, és ezt tételezte fel Kárnik e környéken előfordulható "lehetséges legnagyobb" földrengésnek. Az 1965-ben javasolt szeizmikus zónázás igen hasonló a Csehszlovákiában érvényben lévő építési szabályzatban szereplő zónázással, amelyet Kárnik et al., (1988) írtak le. Az építési szabályzatban szereplő, "standard" építményekre vonatkozó zónázás teljességgel a történelmi földrengés-eseményeken alapul. Amint azonban azt Kárnik és munkatársai (1988) megjegyezték, ez nem lehet kielégítő a "kritikus építményekre", amelyeknél "sokkal összetettebb kockázat-vizsgálat lefolytatása szükséges". Ez az állítás különösen igaz olyan területekre, ahol kicsi a (szeizmikus) energiafelszabadulás, és ahol a földrengési forrászónák és az gyakoriságok rosszul meghatározottak.

6.3.1.2 A mértékadó gyorsulás

A 6.1 Táblázatban szereplő mértékadó gyorsulások közvetlenül összevethetők a román és jugoszláv építkési szabályzatban (1964) szereplő, a megfelelő erősségű földrengésekhez tartozó együtthatókkal (hivatkozva az I.A.E.E., 1984). Ezeknek az értékeknek valamint a spanyol, olasz és szovjet gyakorlatban alkalmazott "legnagyobb gyorsulás" adatoknak az összevetése szerepel a 6.6 ábrán. A 6.6 ábrából látható, hogy a tervezési együtthatók értéke csak mintegy 30%-a a legnagyobb talajgyorsulásnak.

A jugoszláv és román szabályzatokban szereplő, valamint a Projektnél alkalmazott tervezési együtthatók használata az egyszerű, pszeudo-statikus tervezési módszereknél szokásos. Ezeknél a módszereknél a vizsgált építményt egy "statikus" erővel terhelik meg és egyszerű egyensúlyi kritériumokat alkalmazva vizsgálják az építmény stabilitását. Mivel a "legnagyobb talaj gyorsulás" a földrengés alkalmával előforduló egyetlen legnagyobb pillanatnyi gyorsulásra vonatkozik, nem lenne megfelelő ilyen vizsgálatoknál ezt a legnagyobb gyorsulás-értéket használni. Az 1970-es, 1980-as években jelentős előrehaladást tettek a dinamikus analíziseknél, ennél már a földrengés teljes időbeni lefolyásáról készített regisztrátumokat veszik figyelembe. A földrengésregisztrátumok ről készített feljegyzések jól értékelhetők a tervezési kívánalmaknak megfelelően, a legnagyobb talajgyorsulás, a sebesség és a rengés időtartamának a vonatkozásában, mivel ezek a terepen mérhetőek, és amelyek felhasználhatók a talajmozgásnak a távolsággal való csillapítási paramétereinek meghatározásához. Jellegzetes, hogy a pszeudo-statikus tervezési együtthatók értéke a legnagyobb talajgyorsulás értékeknek a 20-30 %-a csupán. Az építészeti szabályzatokban rendszerint a pszeudo-statikus együtthatók nem szerepelnek, helyettük egy szorzót használnak, amellyel a legnagyobb gyorsulás értékét módosítják. A dinamikus analízisnél azonban a legnagyobb talaj gyorsulás értéket közvetlenül alkalmazzák. A Projektre vonatkozó építési előírások meghatározásakor már hozzáférhető volt a földrengés intenzitása és a legnagyobb talaj gyorsulás közti összefüggés (ld. például Medvedev, 1962, valamint a 6.6 ábra). Az a véleményem, hogy a Közös Építési Tervben rögzített gyorsulásszintek nem a legnagyobb talaj gyorsulás mértékét határozták meg.. Például, a 9 MCS-nek megfelelő tervezési együttható 0,10 g (ld. 6.1 Táblázat), amely a kb. 0,30 g értékű legnagyobb talajgyorsulás értéknek felel meg (ld. 6.6 ábrát).

6.3.2 A FÖLDRENGÉSkockázat ÉRTÉKELÉSÉNEK MÓDSZEREI

6.3.2.1 Probabilisztikus módszerek

A probabilisztikus módszerek alkalmasak arra, hogy azok segítségével egy adott területen a földrengéskockázatot értékelhessük. Ezeket a módszereket Cornell (1968) vezette be, a földrengésekről készített történelmi feljegyzéseken alapulnak és a következő eljárást alkalmazzák:

1) Földrengés forrászónákat és minden egyes forrászónára a földrengés nagysága és annak ismétlődési ideje közti ismétlődési összefüggéseket határozunk meg

2) csillapodási összefüggést (a földmozgás nagyságának csökkenését az epicentrumtól való távolság függvényében) határozunk meg vagy egy hasonló tektonikus régióra vonatkozó összefüggést veszünk át. Ilyen esetben a földmozgást a maximális talajgyorsulás értéke jellemzi.

3) Afenti (1) és (2) adatokból összegzett valószínűségi eloszlást számítunk az egyes források hatásának összegzésével.

4) A különböző szintű, vagy a különböző szinteket meghaladó gyorsulások valószínűségét számítjuk úgy, hogy extrém eseményvalószínűséget tételezünk fel az építmény várható élettartamára.

A probabilisztikus módszereknek számos hátránya van. Amint azt korábban tárgyaltuk, nehéz a forrászónák meghatározása a kis energia-felszabadulással jellemezhető helyeken, különösen ahol a felszínen kevés jele van a forrásoknak. Az gyakoriságot leíró összefüggések, ha felállításukhoz viszonylag rövid történelmi időt felölelő feljegyzéseket használunk, igen pontatlanná válnak, ha 10 000 éves, vagy ennél hosszabb időperiódusú extrém események valószínűségét kívánjuk számítani. Ezen felül, nem feltétlen igaz az a használt feltételezés, hogy egy forrászónán belül a földrengések eloszlása az időben és térben egyenletes.

A dunakilitii létesítményre Zsíros (1991) végzett probabilisztikus elemzést, ehhez a 6.1 ábrán feltüntetett forrászónákat használta fel. Az analízis eredménye a 6.7 ábrán látható. Amint az a 6.7 ábrából kivehető, a tervezéshez mértékadó intenzitás (I=7) gyakorisága mintegy 1000 év; ez mintegy 10 %-os meghaladási valószínűségnek felel meg 100 évre, és nincs tudomásom olyan esetről, hogy ez az érték elfogadható lenne nagy és kritikus műtárgyak esetében.

6.3.2.2 Determinisztikus módszerek

A determinisztikus megközelítésnél előbb meg kell határozni a földrengések forrászónáit, majd kiszámítjuk az adott forrászónának a vizsgált helyhez legközelebb eső pontján kioldódó különböző magnitúdójú rengés hatását. Mivel a probabilisztikus módszerek a fentebb említett nehézségekkel rendelkeznek, a determinisztikus módszerek alkalmazása a jelenlegi gyakorlatban lőnyösebbnek tűnik (ICOLD, 1989). Ideális esetben megfelelő ismereteinknek kell lenniök a korábbi eseményekrőlés figyelembe kell vennünk a helyi fedőviszonyok rengésmódosító hatását. Ilyen analízist végzett Bodnár (1994)az 1976-os friulii földrengés talajmozgás adatait felhasználva . Azért választotta ezt a friulii földrengést , mivel annak forrásmechanizmusa feltehetően azonos a feltételezett rengésekével (kismélységű oldaleltolódásos), a földrengésnek volt alaphegységkibúváson észlelése, és a magnitúdója is megfelel a jelenlegi analízisnek. Az analízis egy 5,6 magnitúdójú rengés hatását vizsgálta 25 km epicentrális távolságból. 400 m vastag fedővastagságot használt, és ennek paraméterei megfeleltek a kavicsösszlet és az ezt fedő Holocén üledékekének. A kőzetfizikai paraméterek inkább feltételezettek, mint mértek; a további számításoknak lehetőség szerint mért adatokon kell alapulnia. A végzett analízis mindez ellenére, elegendőnek látszik a jelenlegi összefoglaló tanulmány szempontjából. A számított talajmozgás 0,25 g maximális talaj gyorsulásnak adódott.

Bodnár tanulmánya (1994) használható összehasonlítási alapnak mutatkozik, mivel a használt földrengés nagysága közel esik Kárnik (1971) által jelzett "lehetséges legnagyobb" eseményhez, és az epicentrumtól való távolság összevethető mind Bősnek a Győr-Becske vonaltól (Balla, 1994), mind Dunakilitinek a Mur-Mürz vonaltól való távolságával.

Az a koncepció, hogy kritikus létesítmények tervezésénél az elképzelhető maximális talajmozgást vegyék figyelembe, az 1970-es és az 1980-as években született meg, és mindezek az ICOLD ajánlások 1989-ben megjelent 72. sz. közlönyében szerepel. A 72. sz. közlönyben a következők állnak: "Az olyan gátaknál, amelyek meghibásodása igen nagy társadalmi veszéllyel jár, a tervezésnél mértékadó legnagyobb földrengést olyan n talajmozgással kell jellemezni, amelye egyenlő a determinisztikusan jósolható, elképzelhetően legnagyobb földrengés hatásával a gát közelében....Követelmény, hogy ha a gátat ez a szeizmikus hatás éri, legalább a mögötte lévő vízmennyiséget visszatartani képes legyen." Ugyanakkor egy részletes kockázat-analízis elkészítése szükséges ahhoz, hogy a tervezésnek ez a szintje igazolható legyen. Tudomásom szerint, egy ilyen, korszerű technikát alkalmazó kockázat-elemzés nem készült el. A szeizmikus tervezési bemenőadatokra vonatkozó döntést együtt kell meghozniok a tulajdonosoknak, azok tanácsadóinak és az érintett szakhatósági vagy ellenőrző ügynökségeknek, komolyan figyelembe véve a közvéleményt. Ha figyelembe vesszük a Projekt méreteit, a körülötte élő közösségek számát, és mivel a Projekt országhatáron fekszik, igen kívánatos, hogy a tervezésnél az "elképzelhető legnagyobb földrengés" nagyságát vegyék figyelembe.

Esetünkben a felülvizsgálat értelmes alapja az lenne, hogy közös megegyezéssel feltételezünk egy "lehetséges maximális" földrengést a potenciális forrászónákon (a Mur-Mürz és a Győr-Becske vonalakon) belül akárhol. Bodnár (1992) a tanulmányában 0,25 g értéket jelzett legnagyobb talajgyorsulásként az 5,6 magnitúdójú földrengés esetén, az epicentrumtól 25 km távolságban. 6,5 magnitúdójú földrengésre a , hasonló számítások feltehetően nagyobb, 0,3 g gyorsulási szintetadnak, és ezt kell érvényesnek tekinteni a Terv területének nagy részére.

Mivel nem láttam a Bős közvetlen közelében lévő törésvonallal kapcsolatos, a szlovák fél által végzett vizsgálatok eredményeit. Ezért nem ítélhetem meg, hogy ez a vető aktívnak tekinthető-e, és ezért lehetséges, hogy ezt a vetőt is földrengés-forrászónának kell tekinteni. Ha ez így lenne, Bősnél 0,33 g-t meghaladó legnagyobb talaj gyorsulás lenne feltételezhető.

6.3.3 MŰSZAKI TERVEZÉS

6.3.3.1 A tározó töltései

A gyakorlat azt mutatja, hogy a tömörített szemcsés anyagból álló partszakaszok rendszerint természetszerűen ellenállnak a földrengés okozta rázkódásoknak, amennyiben azok alapozása megfelelő. A töltések víz felőli oldalának hengerelt aszfaltréteggel való burkolása (ahogy a felvízcsatornánál a Közös Egyezményes Terv szerint tették) azt jelenti, hogy a töltések belseje száraz marad és ilymódon nem lesz hajlamos ülepedésre az erős rezgések során. A felvízcsatorna töltéseinnél a belső deformáció és az ülepedés miatti koronamagasság-csökkenés nem valószínű, hogy a teljes magasság 1 %-át meghaladná akkor, ha a gátat az "elképzelhető legnagyobb földrengés" által keltett rezgésszint éri (ld. 6.3.2.2. fejezetet). Ez azt jelenti, hogy egy 20 m magas töltés a belső tömörödés folytán 0,2 m-t süllyedhet.

A felvízcsatorna töltéseinek főtömegét Duna-kavics adja. Amint azt a Közös Egyezményes Terv (1978) tartalmazza, valamint Mantuano (1989) leírja, a Duna-kavics szemcsenagyság-eloszlása jólosztályozott és egyenletes; a kavicskomponens jellegzetesen a finom és közepes tartományba esik, jelentős mennyiségű finomhomok—tartalommal. Láthatóan hiányzik a közepes és a durvaszemcsés homoktartalom. Az ilyen, ismételten tömörített anyagok hajlamosak arra, hogy a víz elmossa őket, és az azokon átfolyó víz hatására belsőleg instabillá válhatnak. Az általam vizsgált Duna-kavics osztályozottsága nem felel meg a Kenney és Lau (1985) kritériumnak, amelyből bizonyítottan megjósolható a belső instabilitás mind a laboratóriumban, mind a terepen. Az 1960-as, 1970-es években az ilyen anyagokat általánosan stabilnak tartották. Az ilyen anyagok lehetséges sebezhetősége gondokat okoz, és ez növeli a gátak átszakadásának a valószínűségét a vízzáró réteg megsérülése vagy a gátkoronán történő vízkiáramlás esetén.

A betonépítményeknél, például a duzzasztóknál a beton és az azzal érintkező földréteg közti felület gondos kialakítása igen lényeges, hogy azok a földrengéseknek ellent tudjanak állni. Nem sikerült ezzel a kérdéssel kapcsolatban a szlovák féltől tájékoztatást kapnom, ezért javaslom, hogy egy független vizsgálóbizottság ezt a kérdést vizsgálja meg. Számomra gondot okoz a C Variáns keretében megépített töltések vizszigetelő rétegének a hatásossága. Ez egy 0,6 mm vastagságú PVC fóliából áll, amelyet 1,5 m vastagságú feltöltés, végül előregyártott hullámvédő betonlap takar. A gondomat főleg az okozza, hogy a földrengéssel járó erős talajrázkódás hatására a feltöltés le fog csúszni az alatta lévő fóliáról. Ez a töltés koronájának törését repedést és süllyedését, és feltehetően a PVC fólia szakadását fogja okozni; ebben az esetben a membrán a suvadások csúszófelületekánt viselkedik.

6.3.3.2 A töltésalap anyagának elfolyósodása

Laza, vízzel átitatott szemcsés anyagok (pl. kőzetliszt, homok vagy kavics)hajlamosak elfolyósodni. Az ilyen elfolyósodott talajok terhelhetőségüket elvesztik és ez olyan jelenségekben mutatkozik, mint a csuszamlás vagy a felszíni homokkitörés. e A 16 századig visszamenő történelmi adatok már összefüggésbe hozták a talajfolyósodás jelenségét a földrengésekkel. . Az elfolyósodás hatására létrejövő gáttestkárosodásokról az 1960-as években kezdtek feltűnni jelentések (pl. Duke és Leeds, 1963). Az Alsó San Fernando Gát sérülését követően, 1971-től, kezdték a tervezők elismerni a pszeudo-sztatikus tervezés korlátait, amely nem ismerte a talajok teljes, vagy akár részleges elfolyósodását. Az elfolyósodási potenciál értékelésének módszerét elsőnek Seed és Idriss (1971) fejlesztették ki. A módszerAz esettanulmányokra és a szabványos penetrációs vizsgálatok eredményérealapozott módszert a jelenlegi gyakorlatban is használják. Az azóta tett módosítások lehetővé teszik a földrengések magnitúdójának, a finom szemcsés anyagok vagy kavics jelenlétének, továbbá a standard penetrációs próba helyett a kúp-penetrációs próba alkalmazásánaksának a figyelembevételét (pl. Tokimatsu és Seed, 1987 valamint Tokimatsu, 1988).

A laboratóriumi vizsgálatok technikája és a talajok dinamikus modellezése az empirikus módszerekkel együtt fejlődött. Ma már lehetséges az igen precíz dinamikus végeselemes modellezés is, amellyel a pórusnyomás kialakulása vizsgálható, egyben megjósolható az alapozáshoz használt anyagoknak a földrengés hatására létrejövő elmozdulása, terhelhetőségüknek csökkenése.

Magyarországon talajfolyósodási jelenséget eddig négy alkalommal jegyeztek fel:

1) Komárom (1763) I₀=9

2) Mór (1810) I₀=7

3) Érmellék (1834) I₀=9

4) Kecskemét (1911) 8 < I₀ < 9

A gyakorlatban ezt a jelenséget nem észlelték akkor, ha a földrengés erőssége a Richter skála szerint 5,0-nél kisebb volt. A lehetséges problémákat a romániai vranceai földrengés jól illusztrálja, bár ez viszonylag nagy (M=7,2) volt. A földrengés fészekmélysége viszonylag nagy ( 100 km) volt, és a rengés hatása nagy területre terjedt ki. Bukaresten kb. 0,2 g vízszintes legnagyobb talaj gyorsulást és I=8 intenzitást mértek. Amint az a 6.8a ábrából látható, elfolyósodást nagy területen, az epicentrumtól 200 km távolságban is észleltek. Az elfolyósodás miatt töltéseknek oldalirányban való elcsúszását, valamint a gátkoronának a süllyedését észlelték. Ez vázlatosan a 6.8 ábrán nyomon követhető.

Amint azt korábban, a 6.2.3 fejezetben tárgyaltuk, a területen előforduló holocén finom homok és kőzetliszt igen csekély csúcsellenállása arra utal, hogy ezek hajlamosak a talajfolyósodásra. A Seed és Idriss (1971) valamint Tokimatsu (1988) által kidolgozott igen egyszerű értékelési módszer a mért vagy feltételezett legnagyobb talajgyorsuláson alapul. Bodnár (1992) számításai szerint mintegy 0,25 g legnagyobb talajgyorsulás várható egy M= 5,6 erősségű földrengés helyétől 25 km távolságban. 0,3 g gyorsulások valószínűekg az elképzelhető legnagyobb esetben. Ha az említett kiértékelési módszereknél evvel a gyorsulással számolunk, a laza homok és kőzetliszt folyósodása mindenképpen várhatói lyen körülményekközött. A legrosszabb elképzelhető forgatókönyv szerint Dunakiliti, Csúny és Bős műtárgyai éppen beleesnek a potenciális elfolyósodás forrás zónát körülvevő területén. Továbbá, Nagymaros felett a vízszint növekedése ugyancsak elősegíti ezen a területen az elfolyósodás lehetőségét.

6.3.3.3. Az alapozó anyagok ülepedése

Szemcsés anyagok a földrengés hatására térfogatváltozást szenvednek. A térfogatváltozás mértéke függ a talajokat érő dinamikus nyírófeszültségtől, továbbá a talaj szemcseszerkezetétől és sűrűségétől. A térfogatváltozás a felszínen süllyedésben nyilvánul meg. Amennyiben a rázkódás olyan nagy, hogy az elfolyósodást okoz, a talaj süppedése a folyósodásra hajlamos réteg vastagságának 1 %-át is meghaladhatja. Azonban a süllyedéshez nem szükséges feltétlenül az elfolyósodás; a folyósodás nélküli sullyedés meghaladhatja a rétegvastagság 1 %-át.

Számos esettanulmányt jelentettek meg, a legdrámaibb az, amely az 1964-es alaszkai földrengés (M=8,5) alkalmával a Homer törés mentén lejátszódó eseménnyel foglalkozik. Mérések alapján megállapították, hogy ezen a területen a 140 m vastagságú homok és kavicsréteg süppedése 0,5 %-nyi (0,76 m) volt a réteg tömörödése következtében. Ezen túlmenően az egész terület még regionálisan 0,6 m-t süllyedt, úgyhogy a teljes süllyedés elérte az 1,36 m-t. A másik jellegzetes esettanulmány az 1987-es újzélandi edgecumbe-i földrengéssel (M=6,3) foglalkozik. Ezt a földrengést, amelynek epicentrális intenzitása 9-es volt, nagy (200 km²) területen jelentkező talajfolyósodás kísért (Smith és Wood, 1989).

A talajviszonyokat tekintve, hasonlóság áll fenn Edgecombe és a Szigetköz között. Mindkét terület, ismereteink szerint, a kéregsüllyedés zónáiban található; a földrengést megelőzően Edgecumbe körzetének süllyedése 1-2 mm/év volt (Blick és Flaherty, 1989), amely összemérhető a Szigetköz süllyedésével. Mindkét területen mély, negyedkori anyagokkal feltöltött medencék találhatók. {Edgecumbe körzetében]a kiterjedt talajfolyósodáson kívül 2 m-t meghaladó süllyedést is észleltek. A főrengés törési sík meghatározása mind oldaleltolódásos, mind normál komponensű rengést jelzett, és a terepi észlelésekből világos, hogy a mozgások nemcsak a hipocentrumban, hanem több törés mentén történtek. Az észlelt talajsüllyedés a negyedkori talaj tömörödésének és a tektonikus mozgások együttes hatására jött létre.

A tömörödés által okozott talajsüllyedés egyszerű számítási módszereit dolgozták ki Lee és Albaisa (1974), Tokimatsu és Seed (1987) valamint Watabe et al. (1993). Jelenleg nem rendelkezem a talaj állapotára vonatkozó elegendő ismerettel ahhoz, hogy a potenciális süllyedést felbecsülhessem. Úgy tűnik azonban, hogy a Duna-kavics nem hajlamos a rengések alatti süllyedésre. Amennyiben valóban ez a helyzet, akkor a Holocén fedő tömörödése folytán létrejövő süppedés 0,3 m lehet folyósodás nélkül. Ennek ellenére be kellene bizonyítani, hogy a Dunakavics nem tömörödne. A 0,3 m-nél nagyobb süllyedés az olyan töltések alapozásában várható, amelyeknél az elfolyósodás valamint a gátak oldalirányú elmozdulása történik. Ezekhez a mozgásokhoz a tektonikai elmozdulások természetesen hozzáadódnak.

Az üzemvíz csatornában a vízszint és a töltés koronája közti szintkülönbség 2,0 m, a Dunacsúnyi tározó alsó szakaszán, valamint a C Variáns töltéseinél ugyanez 2,5 m. Ez a szintkülönbség nagyjából összhangban van a külföldi gyakorlattal. A szovjet SNIP II. szabályzatok a következő összefüggést alkalmazzák a földrengés által létrehozott hullámok h magasságára ) :

h = 0,4 + 0,76(I-6) (méter)

ami I =9 esetére h=2,7 m-t ad eredményként. A szovjet előírások szerint számolva a vízszint és a töltés koronája közti szintkülönbség nem elegendő, ha az ezen a helyen elképzelhető legnagyobb földrengés bekövetkezik. A gondot valójában a szóban forgó szintkülönbségnek a földrengés során létrejövő süllyedés miatti megváltozása okozza, különösen akkor, ha a talajfolyósodás és a tömörödés együtt következik be, hasonlóan mint az az 1987-es Edgecumbe-i, az 1964-es alaszkai valamint az 1977-es vranceai földrengés alkalmával megtörtént.

6.3.3.4 A nagymarosi tározóra vonatkozó geotechnikai kérdések

Mantuano (1989) a Nagymaros feletti tározóval kapcsolatban számos geotechnikai problémát ismert fel. Ezek zömmel a folyópart stabilitásával és a növekvő vízszintnek a létező földcsuszamlásokra való hatásaival voltak kapcsolatban. Ugyan egyes esetekre vizsgáltak megoldásokat, de mások megoldatlanok maradtak. Zebegény felett a növekvő vízszint mindenképpen el fogja árasztani az alacsonyan fekvő területeket. Az elárasztódás csak állandó szivattyúzással lenne elkerülhető. Ezeknek a geotechnikai kérdéseknek jelentős gazdasági hatása is van, amely természetesen értékelést kíván meg.

6.4 MÉRETEZÉS FÖLDRENGÉSRE

6.4.1 SZEIZMOLÓGIA

A projekt szeizmikus zónázása 1965-ben történt meg a területen előfordult, korábban feljegyzett földrengések adataira alapozva. Ezt a megközelítést azonban széles körben úgy tekintik, hogy alulértékeli a nagy, kritikus létesítményekkel kapcsolatos kockázatokat. Manapság probabilisztikus és determinisztikus módszereket fejlesztettek ki a szeizmikus veszélyek értékelésére, ezért a Nagy Gátak Nemzetközi Bizottsága (International Commission on Large Dams) (ICOLD, 1989)a meglévő gátak biztonságának újraértékelésére tett javaslatot . Ha ezeket a módszereket akár előzetesen is alkalmazzuk a projektre, már bebizonyitható, hogy az Eredeti Terv alapján elvégzett szeizmikus zónázás revízióra szorul. Legjobb ismereteim szerint, mindeddig nem indult meg az a szisztematikus, a veszélyt értékelő módszereket alkalmazó munka, aminek célja a zónák mai gyakorlatnak megfelelő megállapítása lenne.

Az olyan területeken, ahol a földrengéssel felszabaduló energia viszonylag csekély, igen nehéz a forrás-zónák és a földrengések ismétlődési idejének pontos megállapítása, ezek pedig nélkülözhetetlenek a ritkán bekövetkező események probabilisztikus elemzéséhez. Ezen a területen a nagyobb földrengések feljegyzései mintegy 500 vagy talán 1000 évet fognak át; ez meglehetősen rövid időtartam olyan eseményeknél, amelyek ismétlődési periódusa tízezer években mérhetők.

a kockázatelemzést bonyolítja a projekt nagy földrajzi kiterjedése, valamint az, hogy nehéz felmérni azt a gazdasági kárt, amelyet a tározótöltések gátszakadása okozhat. Ismereteim szerint, teljeskörű kockázatelemzést mindezideig nem készítettek. Figyelembe véve ennek a létesítménynek a méreteit, az elhelyezését, valamint fontosságát, a napjainkban meglévő szabályok szerint a kockázatelemzés elkészítése kötelező lenne.

A földrengésre való tervezéshez használni kívánt bemenőparaméterek megválasztásában konzervatív módon, a valóságnak megfelelően és józan mérnöki meggondolások alapján kell eljárni. Valószínű, hogy az ICOLD 72. sz. Bulletinje alapján készített, egyszerűsített kockázat-meghatározás alapján ez a létesítmény a nagy kockázatú kategóriába lenne sorolható. Ebből következik, hogy a műtárgyakat úgy kellene megtervezni, hogy azok képesek legyenek ellenállni az ezen a területen lehetséges legnagyobb földrengésnek anélkül hogy gátszakadás bekövetkezne. Az elvégzendő kockázatelemzés tárgya kell, hogy legyen olyan forrás-zónák tekintetbe vétele, amelyeket a nemrégen megjelent geológiai, szeizmológiai és tektonikai tanulmányok (pl. Balla, 1994) alapján állapíthatók meg, azonfelül, mint a legrosszabb lehetőség, M=6,5 erősségű földrengésnek a feltételezése ezeken a zónákon belül. A felhasználni kívánt paraméterek megválasztásánál a lokális válaszfüggvényeket számító tanulmányokat kell alkalmazni (pl. Bodnár, 1992). Ugyancsak figyelembe kell venni a 700 m-re Gabčíkovótól lejjebb futó törésvonal potenciális forrásvoltát.

6.4.2 GYORSULÁS

A Közös Egyezményes Tervben figyelembe vett gyorsulásértékek a pszeudo-statikus tervezési módszereknél alkalmazhatók és nem hasonlíthatók össze közvetlenül azokkal a csúcsgyorsulás értékekkel, amelyeket a korszerűbb tervezési módszerek használnak. Ha a földrengésre tervezés alapja a területre elképzelhető legnagyobb földrengés lenne, amint az a 6.4.1 Fejezetben szerepel, az eredmény hasonló lenne ahhoz, mintha az eredeti tervezésnél az 1770-1764 fkm-re, Komárom környékére vonatkoztatott földmozgás erősséget a Terv teljes területére alkalmaznánk.

A pszeudo-statikus tervezési módszerek még így sem megfelelőek az elmozdulások, a talajfolyósodási potenciál vagy a rengés hatására létrejövő süppedés megítélésére.

A kritikus műtárgyakat a korszerű végeselemes technikát alkalmazva kell vizsgálni, aminél figyelembe kell venni az alapozáshoz használt anyagok szilárdságcsökkenését is.

Egyszerűsített módszerek alkalmazhatók a legnagyobb talaj gyorsulás értékén alapuló, a talajfolyósodás és a süppedés vizsgálatára; a leginkább valószínű eseményt tekintve ez 0,3 g érték lenne a projekt legnagyobb részén. Ez a gyorsulás érték összevethető kis szeizmicitású más európai országokban a nagy kritikus építményekre alkalmazottakkal. Az Egyesült Királyságban például a nagy veszély-kockázatú gátaknál a 0,375 g legnagyobb talaj gyorsulás érték az ajánlott. (Charles et al., 1991).

6.4.3 A SEBEZHETŐSÉG ÉS A KÁR

A víz felőli oldalon műanyagfóliával borított, döngölt talajból készült gátak, amit a Tervben sokhelyütt alkalmaznak, megfelelően, nagyobb károsodás és alakváltoztatás nélkül ellenáll a földrengésnek. A meglehetősen korlátozott információ alapján lehetséges, hogy az a gyorsulási szint, amely a legnagyobb elképzelhető esemény alkalmával hat, elegendő lesz ahhoz, hogy a felszínközeli homok és kőzetliszt elfolyósodjon. Ismeretes, hogy ezek az anyagok mintegy 30 m-t elérő rétegvastagságban fordulnak elő Bős mellett, igen valószínűtlen, hogy ezeket az elfolyósodásra hajlamos talajokat teljességgel eltávolították a felvízcsatorna építésekor. Az elfolyósodásra hajlamos talajok valószínűleg ugyancsak előfordulnak a Dunacsúnyi Tározó töltései alatti területen.

A töltések alatti talajfolyósodás mellett figyelembe kell venni az oldalirányú elmozdulást, valamint a töltéskorona magasságának csökkenését. Más mechanizmusok, így a tömörödés következtében létrejövő süppedés vagy tektonikus hatásra bekövetkező süllyedés ugyancsak magasságcsökkenésre és elhabolásra vezethetnek.i a . A töltés koronamagassága és a vízszint közti távolság (rendszerint 2 m) valószínűleg elegendő a földrengés által keltett hullámok ellen, de lehetséges, hogy kevésnek bizonyul akkor, ha igen erős földrengés hatására a töltés alapja süllyed. A töltések főtömegének anyagaként szereplő Duna-kavics igen könnyen erodeálódik, ezért könnyen lehetséges hogy ha a víz a töltésen átcsap, ez rövid idő alatt a töltés átszakadásához vezet.

Ugyancsak gondokat okoz a C Variáns töltéseinél használt PVC fólia. Erős földrengés okozta rázkódás hatására a fóliát fedő réteg lecsúszhat a fóliáról, ez a gát megsérülését, a fólia átszakadását okozhatja

6.4.4 KÖVETKEZTETÉS

Nem voltam képes arra, hogy egy mindenre kiterjedő vizsgálatot végezzek a tervezés részleteinek az elbírálása érdekében. A tervezés alapjait képző elgondolásokat vizsgálva az alábbi következtetésekre jutottam:

1) A szeizmikus zónák megállapítása ugyan megfelelt az 1965-ben alkalmazott gyakorlatnak, azonban az akkor alkalmazott módszerek a mai szemléletünk szerint már nem használhatók; nem tükrözik megfelelően a létesítmény fontos voltát, azonfelül nem felelnek meg a még elfogadható kockázat korszerű előírásainak.

2) Alapvető bizonytalanság áll fenn a kockázat megítélésénél; tanulmányokat kell készíteni a valódi kockázat megállapítására. A tanulmánynak mindenképpen a legnagyobb elképzelhető földrengést (MCE) kell az alapjaként elfogadni. Követelményként kell tekinteni a töltések alapjainak esetleges folyósodását és süllyedését, a vízszint és a töltéskorona közti távolság csökkenését, valamint azokat a következményeket, amelyeket egy töltésszakadás esetén kizúduló vízáram okoz.

3) Jelentős geotechnikai problémák merültek fel a Nagymaros felett felduzzasztott vízzel kapcsolatban, ennek a teljes megoldása nem történt meg 1989-ben.

Tudomásom szerint mindezideig nem készült részletes kockázatelemzés. Volt alapja annak, hogy gondok merültek fel a tervezéshez használt szabványokkal, továbbá 1989-ben megoldatlanul maradt nehézségekkel kapcsolatban. Ezek önmagukban is indokolják a tervezéshez használt szabványok és előírások, valamint a már megépített műtárgyak működtetési módjának az újraértékelését. Ez valójában az egész projekt gazdaságosságának az újraértékelését jelenti.

IRODALOM

Balla, Z. 1994. Deep structure and seizmic hazard of the Gabčíkovo-Nagymaros Region. Magyar Állami Földtani Intézet jelentése. 1994 szeptember. HCM 4. Kötet, II. rész, 21. Melléklet.

Bencze, G., G. Császár, M. Darida-Tichy. A. Dudkó, M. Gálos, G. Gangl, P. Kertész, L. Korpás és Ch. Zier. 1991. Geologische und Ingenieurgeologische Beschreibung der Donaustufe Nagymaros. Proc. 20 Jahre Geologische Zusammenarbeit Österreich-Ungarn.

Blick, G.H., M.P. Flaherty. 1989. Regional vertical deformation associated with the 1987 Edgecumbe earthquake, New Zealand. The NZ. Jnl. of Geol. and Geoph. 32: 99-108.

Bodnár, I. 1994. Effect of geological conditions on the acceleration expected in the GNBS area. Magyar Tudományos Akadémia Geodéziai és Geofizikai Intézete. Sopron. HCM 4. Kötet, II. rész, 22. Melléklet.

Charles, J.A., C.P. Abbis. E.M. Gosschalk and J.L. Links. 1991. An engineering guide to seismic risk to dams in the United Kingdom. Building Research Establishment Report.

Cornell, A.C. 1968. Engineering seismic risk analysis. Bull. Seism. Soc. Am. 58: (5): 1583-1606.

Csomor, D. és Z. Kiss. O klasifikatsii zemljetraseniy po ikh sile na osnove instrumenalnykh nablyudeniy. Izv. AN. SSR, ser. geof. 1: 48.

Don, G., M. Kaiser, I. Marsi, P. Scharek F. Síkhegyi, R. Szeiler, T. Tullner I. Zsámbok. 1993. Geological Setting of Szigetköz. MÁFI.

Duke, C.M., D.J. Leeds. 1963. Response of soils, foundation and earth structures to the Chilean earthquake of 1960. Bull. Seis. Soc. Am. 53 (2): 309-357.

Dulácska, E., Hunyadi.F. 1989. Technical report on the seismic resistance aspects of the barrage system constructed in the region of Bős-Nagymaros. Magyar Tudományos Akadémia, Budapest.

ELGI. 1981. Jelentés a hrusovoi összekötő töltésének és szivárgócsatornájának mérnökgeofizikai feltárásáról. Eötvös Lóránd Geofizikai Intézet. Budapest.

ELGI. 1991. Jelentés a dunakilitii tározó jobbparti fővédvonalán a töltéstest és az altalaj komplex mérnökgeofizikai vizsgálatáról. Szerk. Dobrovolny K.. Eötvös Lóránd Geofizikai Intézet. Budapest.

Finta, L. 1990. Death is lurking at Gabčíkovo. Reflex, Nos. 2-55. Komarno.

Gálos, M. and P. Kertész. 1992. Engineering geology of the Nagymaros Dam site at the Danube river. Proc. 6th. Int. Conf. , Int. Assoc. Eng. Geol., Balkema, 1879-1887.

Hydro-Quebec International. 1990. Rapport dopinion sur certains aspects du project affectant la mise en exploitation de la centrale Gabčíkovo. Rapport General.

I.A.E.E. 1984. Earthquake Resistant Regulations: A World List. International Association for Earthquake Engineering.

ICOLD (Intertnational Commission on Large Dams). 1987. Selecting seismic parameters for large dams. Bulletin 72, Paris.

Janacek, J. 1971. Tectonice Pliocénu re stredne casti Podunajska Niziná. Geologické práce Spávy 55, Bratislava.

Joó, I. 1994. The recent vertical crustal movement for the territory of Szigetköz and Zitny Ostrov. Erdészeti és Faipari Egyetem jelentése. Székesfehérvár.

Kárnik, V. 1966. Seismicity of the European Area. (Part 1.) Chechoslovak Academy of Sciences. Praha.

Kárnik, V. 1971. Seismicity of the European Area. (Part 2.) Chechoslovak Academy of Sciences. Praha.

Kárnik, V., D. Procházková, V. Schenk. Z. Schenková and I. Broucek. 1988. Seismic Zoning Map of Chechoslovakia - Version 1987. Studia Geoph. et Geod. 32: 44-150.

Kárnik, V., Z. Schenková and V.I. Bune 1978. Scheme of Earthquake Provinces. Praha.

Lee, K.I. és A. Albaisa. 1974. Earthquake induced settlements in saturated sands. Jnl. Geol. Eng. Div. ASCE 100 (GT 4): 387-406.

Liska, M.B. 1994. Személyes közlés. Bős, 1884. Június.

Mantuano, J. 1989. Informatory documents for the /Bős-Nagymaros River Barrage System. Engineering Geology, VIZITERV, Budapest.

OVIBER, 1994. An analysis of the Bős-Nagymaros Project from a Geotechnical and Geological aspect. OVIBER, Budapest.

Perczel, K. and G. Libik. 1989. Environmental effects of the dam system on the Danube at Bős-Nagymaros. Ambio 18 (4): 247-249.

Polko, I. 1993. Stability problems of the reservoir dykes and dykes of the canal of the Gabčíkovo barrage. Proc. Int. Conf. Gabčíkovo-Nagymaros Water Work System: Objectives and Facts. Slovak Assoc. Arch. Bratislava, pp. 411-416.

Priscu, R., A. Popovici, D. Stematin and C. Stere. 1983. Earthquake Engineering for Large Dams. John Wiley and Sons.

Réthly A. 1952. A Kárpátmedence földrengései (455-1918) Magyar Tudományos Akadémia. Budapest.

Ribaric, V. 1982. Seismicity of Slovenia. Catalogue of Earthquakes 792-1981. Ljubjana.

Seed, H.B., and I.M. Idriss. 1971. Simplified procedure for evaluating soil liquefaction potential. Jnl. Soil Mech. and Fnd. Div. ASCE 92 (SM9)

Smith, W.D. and P.R. Wood. 1989. The 1987 Edgecumbe earthquake. NZ. Jnl. of Geol. and Geophis. 32 (1).

Szeidovitz, Gy. 1986. Earthquakes in the region of Komárom, Mór and Várpalota. Geophysical Transactions 32 (3): 255-274.

Szeidovitz, Gy., Monus. P.1983. Distribution of earthquakes in Hungary. Magyar Tudományos Akadémia Geodéziai és Geofizikai Intézete. Sopron.

Tokimatsu. K. and B.H. Seed. 1987. Evaluation of settlements in sands due to earthquake shaking. Jnl. of Geot. Eng. Div. ASCE, 113, No. 8., pp. 861-878.

Tokimatsu. K 1988. Penetration tests for dynamic problems. Penetration Testing 1988. ISOPT-I, pp/ 117-136.

Verő, L. and L. Nemesi. 1994. Geophysical setting of the Upper Danube Region. Eötvös Lóránd Geofizikai Intézet jelentése. Budapest,

Watabe, M., K. Muroi and K. Fukutake. 1983. Dynamic Characteristics of Quaternary Sand-Gravel Deposits. Developments in Dynamic Soil-Structure Intersection. Kluer Academic Publishers, pp. 327-348.

World Data Centre A for Solid Earth Geophysics. 1979. Manual for Seismological Observatory Practice. Report. SE-20, U.S. Dept. of Commerce. Ed. P.L. Willmore, IGS, Edinburgh.

Zsíros, T. 1991. Dunakiliti térségének valószinűségi földrengésveszélyeztetettsége. Magyar Tudományos Akadémia Geodéziai és Geofizikai Intézete. Sopron.

Zsíros, T. 1994. Macroseismic observations in Hungary (1989-1991). Magyar Tudományos Akadémia. Budapest.

Zsíros, T., P. Kónus és L. Tóth. 1989. Hungarian Eartquake Catalogue (456-1986). Magyar Tudományos Akadémia. Budapest.

 

MSKintenzitás skála ismeretlen, 1,2,3,....9,10 Lépték 0-100 km

6.1 ábra: Földrengés forrás zónák, Zsíros (1991) után

Földrengéspopuláció kontúrja elfogadott valószínű lehetséges Szeizmikus szelvényen detektált vetőHiba a szeizmikus részben Gravitációs gradienszóna Nagy topografikus lépcső Neogén medence tengelye Földrengési öv tengelye

6.2 ábra: Földrengéspopulációk és különféle lineamensek, Balla (1994) után

FÖLDRENGÉS TARTOMÁNYOK VÁZLATA A számok a várható Mmax értékét jelölike

6.3 ábra: A várható legerősebb földrengések magnitúdója, Kárnik et al.,(1978) után

abszcissza csúcsellenállás (MPa) ordináta mélység (m)   kőzetlisztes homok agyagos kőzetliszt finom kőzetlisztes homok finom kőzetlisztes homok durva homok finom homok finom homok agyagos kőzetliszt kőzetlisztes finom homok durva homok finom kőzetlisztes homok kavicsos homok durva homok

6.4 ábra: A csúcsellenállás a mélység függvényében. Dunakiliti, , ELGI (1991) után

abszcissza: magnitúdó ordináta: intenzitás

6.5 ábra: A földrengések magnitúdójának és intenzitásának összefüggése, (Karnik, 1971, után)

abszcissza: intenzitás ordináta: gyorsulás g Jelölés Legnagyobb talaj gyorsulás Tervezési együtthatók Spanyol Kódex (1974) A Tervben elfogadott (1965) Olasz gyakorlat Jugoszláv Kódexben szereplő tartomány Szovjet Kódexben szereplő tartomány Román kódex szerint

6.6 ábra: Az intenzitás és a gyorsulás összefüggése

felül abszcissza: legnagyobb talaj gyorsulás g ordináta: ismétlődési periódus (évek)   Dunakilitire vonatkozó veszély-elemzés szerint (Zsíros, 1991. után)   Dunakilitire, a Közös Egyezményes Terv szerint

6.7 ábra: A probabilisztikus analízis alapján a földrengés intenzitása és az ismétlődése közti összefüggés (Zsíros, 1991. után)

* Epicentrum Talajfolyósodás területe

6.8a ábra: Az 1977-es márciusi Vrancea-i földrengés miatt elfolyósodott homokos talajok (Prtiscu et al. 1985. után)

 

 

1 - a töltés eredeti kontúrja, 2 - a kontúr a földrengés után, 3 - hosszanti repedések, 4 - vízhatlan réteg, 5 - elfolyósodásra hajlamos homok, 6 - homokkráterek

6.8b ábra: A Vrancea-i földrengés hatására a talaj elfolyósodása miatt, a töltésekben okozott kár (Priscu et a., 1983. után)

 

 

7. FEJEZET
KÖRNYEZETI HATÁSVIZSGÁLAT (KHV)

Luc Hens, Muraleedharan Valappil és Dimitri Devuyst

A fordítást lektorálta: Dr. Demeter András

7.1 A KHV fogalma

 

A környezeti hatásvizsgálat (KHV) egy olyan eljárás, amely a gazdasági fejlesztések terveinek, programjainak és projektjeinek a társadalmat, a gazdasági életet és a környezetet érintő hatásait kutatja, az azokra vonatkozó tényeket gyűjti össze, vizsgálja, valamint azokat leírja. A KHV azt vizsgálja, hogy a természetes környezet milyen lehetőségeket nyújt, vagy éppen milyen gátló körülményeket idéz elő a tervezett létesítmény sikeres megvalósitása szempontjából. Célja az, hogy a nehézségeket a lehető legkorábban feltárja, azokra megoldást találjon úgy, hogy a gazdasági növekedés előnyei a környezteet ne károsítsák elviselhetetlen módon. Ez a vizsgálat olyan megfigyelési, a megvalósítás után olyan felülvizsgálati módszereket ir elő, amelyek alkalmazásával megbizonyosodhatunk arról, hogy a környezetre vonatkozó előrejelzéseink pontosak, és a foganatositott intézkedések csökkentik vagy elkerülik a nemkívánatos környezetei hatásokat (Carpenter és Maragos, 1989).

A KHV ügyrendi lépésekből, továbbá a Környezeti Hatás Ismertetéséből (KHI) valamint ennek és a döntéshozatalnak, a monitorozásnak, továbbá a megvalósítás utáni felülvizsgálatnak a kapcsolatából áll. A KHV ügyrendi lépései magukban foglalják az átvilágítást, a hatókör megállapítását, alapállapot felmérést, a közösség részvételét, a kezdeti, majd a befejezést követő KHI-k készítését, a közösség és független szakértők észrevételeit, határozathozatalt, monitorozást és az utólagos felülvizsgálatot. A KHI foglalkozik a projekt megvalósításának szükségességével, és azokkal az alternativákkal, amelyek alkalmazásával a cél vagy a szándék elérhető. Ismertetni kell a környezet jelenlegi állapotát, valamint az alkalmazandó technológiát, továbbá azokat a következményeket, amelyekkel a projekt megvalósulása vagy hiánya esetén számolni kell. Foglalkozzék továbbá az összes költséggel, valamint mindazzal a nyereséggel, amellyel a projekt megvalósulása együtt jár, vegye számba mindazon nyereséget és költséget amely az egyes társadalmi rétegeket érinti - ki fizet és ki nyer. Fontos, hogy legyenek a javasolt projektnek alternatívái és legyen egy olyan eshetőség is, amely arra mutat rá, milyen helyzet alakulna ki akkor, ha egyáltalán nem kerülne szóba a projekt.

A KHV fontos eszköze annak, hogy a jelentős projektek a környezetre gyakorolt hatását megismerhessük és megelőzhessük az előnytelen környezeti hatásokat. Mindezt Magyarország és Szlovákia egyaránt felismerte.

1993 júniusában a magyar kormány kiadta a KHV készítésével kapcsolatos rendeletét (86/1993 (VI.4.)), amely előírja az egyes beruházásokkal kapcsolatosan a környezeti hatásvizsgálat kötelező elvégeztét. Ez fordulópontot jelent a magyar szabályozás történetében, mivel ez a rendelet megadja a keretet számos tevékenység szisztematikus vizsgálatának, egyben kapcsolódik a döntéshozatal folyamatához (Radnia, 1993)

Hasonlóképpen Szlovákiában is rámutattak a KHV elkészítésének a szükségességére. A Cseh és Szlovák Szövetségi Köztársaság jelentése az UNCED számára (1992) az alábbi elemekre mutat rá:

-       "Az utóbbi negyven év alatt nem rendelkezett az ország olyan törvényes eszközzel, amely megállította vagy legalábbis korlátozta volna országunk kedvezőtlen fejlődésének hatását. Ha mégis volt ilyen, azok nem megfelelő alkalmazása hatástalanná tette azokat" (118. old.)

-       "Az a rendszer, amely létesítmények, technológiák és termékek környezetre gyakorolt hatását értékeli, rendkívüli fontossággal bír a környezetszennyezés megelőzése tekintetében, mindezt sikeresen alkalmazzák a fejlett nyugati országokban, de még nem vezették be a mi országunkban" (119. old).

A B/N projekttel kapcsolatos, minden igényt kielégítő KHV elkészítésének szükségességét fejezte ki egy PHARE programmal kapcsolatos kérésében a Szövetségi Környezetvédelmi Bizottság, valamint a szlovák Erdészeti, Vízügyi és Fafeldolgozó Ipari Minisztérium (1990). Ebben a projekt javaslatban, amelynek költségeit három millió ECU-re becsülték, állították, hogy "a Duna alföldjének fontos stratégiai helyzete és a befejezés előtt álló új nagy Gabčíkovo-i vizierőműnek olyan, mindenre kiterjedő környezeti hatásvizsgálatra van szüksége, amely lehetővé teszi a hatóságoknak azt, hogy biztosíthassák a természeti kincseket, az ember értékeit, az ökológiai fejlődést, valamint az optimális döntéshozatalt és gazdálkodást."

Ez a helyzet még ugyanebben az évben megváltozott, amikor is a környezetre vonatkozó Szövetségi Törvényt (17/1992) elfogadták. Ez a Környezetvédelmi Törvény foglalkozik a környezeti hatásvizsgálattal valamint olyan ténykedésekkel, amelyeknek a hatása túllép az állam határain.

Szükséges megvizsgálni a nemzeti jogi szabályozást a nemzetközi környezetvédelmi szabályozás fejlődésének tükrében. Ennek a főbb elemei a következők:

-       a rioi környezettel és a fejlődéssel kapcsolatos nyilatkozat, amely előirja KHV készítésének szükségességét olyan tevékenységeknél, amelyeknek a természetet érő káros hatása jelentős (1992);

-       az Egyesült Nemzeteknek a környezeti hatásvizsgálattal kapcsolatos Egyezménye I. Függelékében, az országhatárokat túllépő hatásokkal kapcsolatban kifejezetten rámutat a nagy gátak és víztározók esetére, amelyek létesítése és használata olyan tevékenység, amikkel kapcsolatban a KHI elkészítése szükségszerű;

-       Egyezmény az országhatárokon átlépő vizfolyások és nemzetközi tavak védelméről és használatáról (Helsinki, 1992)

-       Egyezmény az együttműködésről a Duna védelmére és fenntartható használatára (Szófia, 1994).

Nyilvánvaló, hogy mind Magyarország, mind Szlovákia szükségét érzi a B/N Projekttel kapcsolatban egy minden tekintetben megfelelő és kellő mélységben kidolgozott KHV elkészítésének. Az 1992. évet megelőzően a KHV koncepciójának megfelelő rendelkezések hiánya, mint ahogy azt a fentiekben felvázoltuk, magyarázatot adhat arra, hogy azidáig miért nem készült KHI.

7.2 A KHV KIALAKULÁSA

7.2.1 A PROJEKTÉRTÉKELŐ TECHNIKÁK KIALAKULÁSA

A KHV valójában egy, a projektet értékelő módszer. Ez a módszer hosszú éveken át, elsősorban az 1970 és 1990 közötti két évtizedben fejlődött ki. Az ebben az időszakban kialakuló értékelési módszer fejlődési irányai az alábbiak szerint összegezhetők:

- 1970 előtt

Elsősorban analitikai módszereket alkalmaztak. Ezek meglehetősen közel estek a gazdasági és technológiai megvalósíthatósági tanulmányokhoz. Ezekben a tanulmányokban csak korlátozott mértékben fordítottak figyelmet a hatékonyság követelményeire, valamint a biztonságra. A közvélemény nem értesült erről a munkáról, így vita nem is alakulhatott ki.

- 1970 körül

Elsősorban többcélú költség-nyereség analíziseket végeztek. Különös hangsúlyt kapott az előnyök és a hátrányok szisztematikus számbavétele, valamint azok földrajzi eloszlása. A projektek értékelését a tervezésben, a programozásban valamint a költségvetésben szervezték meg. Egyáltalán nem kerültek szóba a projekt környezeti vagy a szociális társadalmi hatásai.

- 1970-1975

A KHV a föld használatával kapcsolatos ökológiai változások és módosulások leírásával és előrejelzésével foglalkozott. Ugyancsak bevezették a társadalom részvételét a projekt értékelésével kapcsolatban. Figyelmet fordítottak a projekt ellenőrzésére és a hatásokat enyhítő intézkedésekre.

- 1975-1980

Fejlesztették a többdimenzionális KHV-t, ez többek között foglalkozott a társadalmi rétegeket érő hatások leírásával (szociális hatásvizsgálat). A társadalom bevonása fontos része lett a projektértékelésnek. Mind több figyelmet fordítottak a veszélyes létesítményekkel kapcsolatos kockázatelemzésre.

- 1980-1990

A KHV készítése már nem tekinthető elszigetelt eredménynek. Ez a munka közvetlenül kapcsolódik a magasabb szintű ipari-mezőgazdasági politika tervezéséhez valamint az igazgatás megvalósításához. Különös hangsúlyt kap a monitorozás, a megvalósítást követő elemzés, valamint az előrehaladás értékelése. Felismerik a hatókörzet megállapításának fontosságát. Több figyelmet szentelnek az egészségvédelemre.

Wathern (1992) munkájában találhatók a KHV rendszerek fő alkotóelemei, amelyeket a legtöbb országban jelenleg is alkalmazzák és a tervezési munkák minden fázisában használhatók (1. ábra).

A legtöbb nemzeti és nemzetközi szabályozásban követhető a KHV és KHI fejlődése azok célját, tárgyát és tartalmát illetően. Ennek a folyamatnak a főbb lépései a következőek:

-        az USA Nemzeti Környezeti Politika Törvénye (1986), amelyet állandóan fejlesztenek (Blumm, 1988);

-        a kanadai Környezet Vizsgálata és Felülvizsgálatának Folyamata (1973), amelyet felváltott a kanadai Környezet Vizsgálata Törvény (1992) (Couch, 1991);

-        az Európai Közösség 85/337 számú Direktívája (1985);

-        a Szovjetunió Központi Bizottságának és a Szovjetunió Minisztertanácsának 1972 december 28.-án meghozott 898 sz. határozata, amelyet a Központi Bizottság valamint a Minisztertanács 1988 január 7.-én meghozott 32. (1988) sz. határozatában kibővítették (Govorusko, 1990);

-        1990-ben ezeket a rendeleteket kiegészítették a nemzetközi jog újabb elemeivel, pl. a Rioi Nyilatkozattal (1992), az Espooi (1991), Helsinkii (1992) és Szófiai (1993) Egyezményekkel.

A kialakult gyakorlatra a nemzetközi szervezetek, pl. a Világbank, az IUCN - Természetvédelmi Világszövetség, valamint az ENSZ Környezetvédelmi Programja is befolyásolal volt.

A főbb irányvonalak valamint azok jogi alapjainak elemzése világosan mutatja, hogy a KHV céljai valamint megvalósitása lényegesen változott az elmúlt 20 év folyamán. A követelmények, amelyek kezdetben csupán alapvető analitikus, leíró tanulmányokat igényeltek, sokat fejlődtek és így ma már egy komplex és szövegtől függő eszközről van szó, amely tartalmazza a lehető legtöbb lényeges elemet a környezet minőségének megfelelő jelentőséget tulajdonitó, helyes döntés meghozatala érdekében.

7.2.2 A KHV ELJÁRÁSOK FEJLŐDÉSE

Az 1970-1993 közti időszakban a KHV eljárások fejlődése különleges volt. Amint az a 7.1 Táblázatból kivehető nem lehet olyan éveket megjelölni, amelyekben valamennyi ország vagy intézmény egyöntetűen azonos vagy hasonló lépést tett volna. Valamennyi ország és intézmény más-más időpontban vezette be a KHV elvégzésének kötelezettségét. Amint a KHV készítésével kapcsolatos hiányosságok nyilvánvalóvá váltak, néhány éven belül azt módosították, kijavították.

Kanada és a Világbank voltak azok, akik először kísérelték meg a KHV-t a politikájukba beiktatni, bár nem kötelező érvénnyel. Mindketten felismerték, hogy sokkal szigorúbb szabályokat kellene alkalmazni ezen a területen. Valamennyi helyen ahol néhány éve KHV-t már alkalmazták, világosan felmerült a szükségessége annak, hogy pontosan körvonalazni kell az elvégzendő feladatokat. Az átvilágítás, a hatókörzet megállapítása, a társadalom részvétele, a minőség ellenőrzése és a monitorozás képezik azokat a lépcsőket a KHV-ban, amelyek fejlesztést igényeltek és igényelnek a jövőben is.

A "korszerű KHV" fejlődése közelítően három évtizedre osztható:

- az 1970-es évek: nagy remények és kísérletezés

Az 1970-es évek voltak a nagy remények és a kísérletezés évei. Sokan azt képzelték, hogy a KHV egy rendkívül hatásos módszer a tárgyilagos tudományos ismeretek alkalmazására a döntéshozatalban, és ennek eredménye az emberi tevékenységek fokozottan környezetbarát, hatékony és nyílt igazgatása lesz. Elkészültek az első jelentések, majd tapasztalatokat gyűjtöttek, egyben megállapították a kérdések megközelítésének pozitív és negatív oldalait.

- az 1980-as évek: realizmus, bővülés és új műveleti lépések

Az 1980-as években nyilvánvalóvá vált, hogy a KHV, legalábbis ahogy azt az 1970-es években alkalmazták, semmiképpen nem lesz képes arra, hogy megoldja a társadalomnak a környezet problémáival kapcsolatos gondjait. A KHV csakis abban az esetben lehet hatásos, ha valamennyi abban érdekelt fél hajlandó az együttműködésre azért, hogy a tervek és a programok környezeti következményeit figyelembe vegyék, és hogy a "környezet" fogalmába beleépitsék a szociális helyzetet, a kumulatív hatásokat stb. Bár világos, hogy a KHV-nak nyilvánvaló korlátai vannak, annak elvégzését Észak-Amerika mellett számos országban is bevezették az 1980-as években. Kipróbálták a KHV-t még hatásosabbá tevő eljárási lépcsőket, így az átvilágítást, a hatókörzet megállapítását, a döntések igazolását, a minőség ellenőrzését és a monitorozást.

- az 1990-es évek: új eljárások bevezetése és a törvényi háttér, megoldatlan problémák

Az 1990-es években felismerték az átvilágítás, a hatókörzet megállapítása, a határozatok igazolása, a társadalom részvétele, a minőség ellenőrzése és a monitorozás szükségessét, és azok beépitését az eljárásba. Nyilvánvalóvá vált, hogy a KHV csakis akkor képes drámai változást hozni a döntéshozatal folyamatában, ha a KHV-nak törvényi háttere van és az elkészítésének folyamata részletes, világos és alátámasztható. Ugyancsak világos, hogy a KHV még így sem képes a környezetvédelem összes kérdését megoldani: az összegeződő hatások következményeire nem képes választ adni, valamint számos politika, terv és program kialakításában mindezideig meg nem tudott részt venni.

A fenti előzmények után válik érthetővé az, hogy 1977-ben, amikor a BNV tervvel kapcsolatos szerződést aláírta Csehszlovákia és Magyarország, a KHV eljárás fontos lépcsői miért hiányoztak, mivel ez az időszak a KHV eljárás kísérleti időszaka volt. 1989-ben, amikor a szerződést felbontották, már rendelkezésre állt egy olyan alkalmas, komplex és kifinomult módszer, amely reális alapokat biztosíthat a döntéshozatalhoz. Az 1990-es években, támaszkodva a meglévő nemzeti és nemzetközi rendelkezésekre, a kor szellemének megfelelő KHV hiányában már nem volt igazolható a C Variáns megvalósítása.

7.2.3 A KHI TARTALMÁNAK FEJLŐDÉSE

A KHV-hoz hasonlóan a KHI-k is változásokon mentek át, miután számos területen végeztek KHV-kat. Néhány kisebb eltéréstől eltekintve a KHI tartalma szinte valamennyi országban azonos.

1977-et megelőzően nem volt tisztázott a KHI-t javaslók és a hatóságok előtt, mely információkat szükséges a KHI-be foglalni. Ezt elsősorban a tapasztalatok hiányának tulajdoníthatjuk, viszont 1978-tól a helyzet megváltozott, ekkor ugyanis az Amerikai Egyesült Államok Környezeti Minőség Tanácsa (US Council on Environmental Quality, CEQ) szabályzatot adott ki, amely a KHI tartalmának részletes leírását öleli fel. A Tanács időnként eljárásbeni ajánlásokat ad ki, és megkívánja, hogy valamennyi szövetségi hivatal ennek fényében ugyancsak kiadja a saját irányelveit. Úgyszintén előirják, hogy meghatározott időközönként felül kell vizsgálni az előírásokat a rendszer működésével kapcsolatos tapasztalatok és a KHV metodológiája fejlődésének tükrében. Ezek az irányelvek, valamint más országokban készített hasonló segédanyagok tették lehetővé a KHI fejlődését és a szabályzatok közös elfogadását.

A KHI tartalma az Amerikai Egyesült Államokban

A fejlesztésre javaslatot tevőnek kötelessége a KHI elkészítése. Az érvényben lévő rendeletek értelmében a KHI-nek az alábbiakat kell tartalmaznia:

1. A javasolt tevékenység leírása; a célok megjelölése; a környezetet érő hatások leírása;

2. Az érintett területen a földhasználatra vonatkozó tervekkel, irányelvekkel és ellenőrzéssel kapcsolatos kérdések;

3. A valószínűsíthető pozitív és negatív, elsődleges és közvetlen, továbbá másodlagos és közvetett hatások; nemzetközi környezetet érő hatás;

4. Alternatívák figyelembe vétele;

5. Feltételezhető, elkerülhetetlen káros hatások;

6. A helyi és rövid ideig tartó használat és a hosszútávú környezeti kihatások közötti összefüggések;

7. A természeti források helyrehozhatatlan vagy irreverzibilis megváltozása

8. Annak a leírása, hogy a javasolt tevékenységet, annak káros környezeti hatása ellenére, milyen más szövetségi szintű kormányzati álláspont sürgeti, illetve ezek milyen viszonyban vannak a felvázolt alternativákkal.

Mindezekhez mellékelni kell birálók véleményét is. Ezek az általános kívánalmak a fejlesztési projektekkel kapcsolatban, beleértve a vízkinccsel kapcsolatos projekteket is.

A KHI tartalma Kanadában

Kanadában KHI valójában a terv megvalósításával a környezetet érő következmények részletesen dokumentált értékelése, amely a terv elbirálására esetileg összehivott Környezet Állapotát Értékelő Bizottság (Environmental Assessment Panel) által kiadott előírások alapján készül. A kívánt részletes információk jellegét a terv természete és a tervezett helyszín alapján állapítják meg.

A KHI tartalma Japánban

A Japánban kidolgozott KHI lényegében ugyanazokat a tételeket tartalmazza, mint az Egyesült Államokban (Barrett és Therivel, 1991). A szükséges vizsgálatok és tanulmányok, becslések és értékelések az illetékes miniszter által meghatározott szempontok szerint készítendők el, a Környezetvédelmi Hivatal vezérigazgatójával folytatott konzultációk figyelembe vételével. Így:

1. A KHI tervezetének tartalma a fentiek szerint;

2. A terv megvalósításának környékén élő lakosság véleményének összefoglalása;

3. Az érintett területen illetékességgel rendelkező elöljáróság kormányzójának véleménye;

4. A lakosság és az elöljáróság véleményeire adott válaszok.

Mind a szociális környezet (a közösség biztonsága és kényelme, az egyének és a közösség költség/nyereség vonatkozásai, valamint munkahely teremtés, jövedelmi helyzet, népsűrűség, fogyasztás, a föld használata, ipari szerkezet, pénzügyi helyzet, szolgáltatás stb.) mind a természeti környezet (a természeti kincsek minősége és mennyisége, szennyezettség, katasztrófa stb.) értékelése megtörténik. Mindezeket helyszíni vizsgálatokkal kell megállapítani.

A KHI tartalma az Európai Közösség országaiban

Az Európai Közösség 85/337 számú direktivájában az alábbiakat írja elő: a KHV-ok tartalmazzák a környezetet közvetlenül vagy közvetve érő hatásokat, a fejlesztés leírását, annak az emberekre, a flórára és faunára, a talajra, a vízre, a levegőre, a klímára és a tájra való hatását, valamint minden egyéb olyan hatást, amely az emberek vagyontárgyait, kulturális örökségét érinti. A KHV tartalmazzon egy összefoglalást, amely a fentieket mindenki által érthető nyelvezeten írja le (Lee és Coley, 1990). Ezen kívül az EK azt is igényli, hogy megvilágítsák azokat a területeket, amelyeken belül még bizonytalanság uralkodik, rámutatva a "műszaki elégtelenségekre, vagy a know-how hiányára" (Council of EC, 1985).

A KHI tartalma a Szovjetunióban és a közép- és kelet-európai országokban

A volt Szovjetunióban már az 1920-as években alkalmazták a villamosítással kapcsolatosan a környezeti hatások becslését, ezt a gyakorlatot azonban elmulasztották a későbbiekben továbbfejleszteni, sőt nem is használták. A Szovjetunió csak 1972-ben kezdte meg ismét a tervek környezetre kifejtett hatásának szisztematikus tanulmányozását, ezt 1988-ban eszközeit tekintve még részletesebben kidolgozták. Egy 1990-ben készített értékelésben Govorusko arra a következtetésre jutott, hogy a KHV készítésében jelentős nehézségek mutatkoznak, így nem állnak a rendelkezésre olyan módszerek, amelyek a regionális vagy a társadalmi feltételeket megfelelően veszik figyelembe, továbbá igen nagy hiány mutatkozik szakértőkben, stb.

A kelet-európai országokban a központi tervezési rendszer logikus keretet biztosít a KHV-ok készítéséhez. 1980-as években a KGST (amelyhez Magyarország, Bulgária, Kuba, Csehszlovákia, Német Demokratikus Köztársaság, Mongólia, Lengyelország, Románia és a Szovjetunió tartozott) olyan többfázisból álló értékelés készítését írta elő, amely fázisok a technológiai, egészségügyi, gazdasági vagy szociális következményeket vizsgálják, megállapítva, hogy az utóbbiaknak kell a leginkább átfogóaknak lenniük. Az általános rendszerek között értendők a természetes környezet, az ember által alkotott környezet és a gazdasági tevékenység.

Az általános kép azt árulja el, hogy a régió legnagyobb befolyással rendelkező országában ugyan figyelmet fordítottak a KHI-re, azonban annak szinte semmi hatása nem volt a döntéshozatalra.

A KHI tartalma Szlovákiában

A 17/1992 sz. Környezetvédelmi Törvény 2. Mellékletében foglaltak, amelyek érvényben vannak mind a Cseh, mind a Szlovák Köztársaságban, rendelkeznek a készítendő KHV-król, amelyeknek az alábbiakat kell tartalmazniuk:

a) a tervezett tevékenység és célkitűzéseinek leírása;

b) a terv céljainak és működésének megfelelő és indokolható variánsok leírása és értékelése, valamint az optimális változat kijelölése;

c) annak a környezetnek a leírása, amelyre a terv, vagy annak változatai várhatóan kihatással lesznek;

d) a tervnek, vagy változatainak a környezetre gyakorolt hatásának, a hatások jellegzetességeinek leírása (itt nemcsak a feltételezett közvetlen, hanem a közvetett, másodlagos, kumulatív, szinergetikus, rövid- vagy hosszútávú és állandósult hatások ismertetése szükséges). Mindezeknek tartalmazniuk kell a lakosságot érő hatásokat (az egészségre, a szociális és gazdasági következményekre vonatkozóan), az ökoszisztémákra, azok alkotóelemeire és funkcióira gyakorolt hatásokat, az antropogén rendszerekre, azok komponenseire és kapcsolataira vonatkozó hatásokat, a föld szerkezetére és használatára (beleértve a táj esztétikai értékére, minőségére gyakorolt hatást) és a tervnek a táj egészére gyakorolt hatását, vagyis a terület ökológiai eltartóképességének értékelését,

e) azon javasolt lépések leírását, amelyek a környezetet érő kedvezőtlen hatások megelőzését, megszüntetését vagy enyhitését és/vagy a kárpótlást szolgálják a terv vagy annak adott változata megvalósításánál.

A Környezetvédelmi Törvény 4. Mellékletében foglaltak szerint az országhatárokon túl terjedő környezeti hatással járó tervek környezeti hatásvizsgálatának mindenképpen tartalmazniuk kell:

a) a tervezett tevékenység és célkitűzéseinek leírását

b) a tervezett tevékenység szóba jöhető alternativáiank leirását

c) a környezet azon komponensének a leírását, amelyet a terv vagy annak alternativ változatai által érheti lényeges hatás;

d) annak a leírását és értékelését, hogy a terv vagy annak alternativ változatai várhatóan milyen mértékben hatnak a környezetre;

e) azoknak a szándékozott lépéseknek a leírása, amelyek célja a környezetet károsan érő hatások minimalizálása;

f) azoknak a konkrét előrejelző módszereknek és feltételezéseknek a megjelölése, valamint a környezetre vonatkozó alapadatoknak az ismertetése, amikre a megelőző intézkedéseket alapozzák stb.

A környezeti hatásvizsgálat tartalmát és felépítését előzetesen meg kell tárgyalni az illetékes állami szervekkel, a projekt hatásai által érintett terület közösségeinek vezetőivel, valamint a társadalom képviselőivel.

Az Espooi Egyezmény alapján készített KHI tartalma:

Az Egyezmény 4. cikke szerint a környezeti hatásvizsgálatnak tartalmaznia kell:

a) a javasolt tevékenységet és annak célját;

b) a javasolt tevékenységnek, amennyiben az ésszerű, a lehetséges módosulatainak (pl. helyi vagy technológiai változatainak) leírását, valamint azt is, milyen következményekkel járna a javaslat elvetése;

c) annak a környezetnek a leírását, amelyet a javasolt tevékenység vagy annak változatai valószinűleg lényegesen érintené;

d) annak a leírását, hogy a tervezett tevékenységnek és a változatainak milyen potenciális hatása lehet a környezetre, valamint szükséges felbecsülni az utóbbi jelentőségét;

e) annak a leírását, hogy milyen lépések megtétele szükséges annak érdekében, hogy a környezetet károsan érő hatás a lehető legkisebb legyen;

f) az előrejelzési módszerek és alapfeltételezések egyértelmű leírása;

g) a szükséges információk összeállitásakor felmerült ismeret-hiányok és kétségek felsorolása;

h) ahol szükséges, monitorozási és igazgatási program körvonalazása valamint annak az előzetes terve, milyen elemzés látszik szükségesnek a terv megvalósulását követően;

i) köznapi nyelven megfogalmazott összefoglalás, amennyiben lehetséges, térképek, grafikonok stb. csatolása.

Annak ellenére, hogy az egyes államokban különböző a KHI javasolt tartalma és ez a különbség már vagy két évtizede fennáll, az 1975-1985 közti időperiódus óta világos, hogy mit kell a KHI-nek tartalmaznia ahhoz, hogy az megfeleljen a KHV céljainak. Az 1990-es években létrejött nemzeti és nemzetközi egyezmények írásba foglalt határozatainak tartalma alapján nem merülhet fel kétség a KHI minimálisan szükséges tartalma felől.

Az elkészített KHI minősége függ a technikai szofizma szintjétől, az előirt szempontok egyenlő mélységű végrehajtásától, az elvégzendő teendők világos összefoglalásától, a jól szerkesztett fejezetektől, tárgyilagos tájozódástól, a projekt megfelelő leírásától, az összes téma kellő elemzésétől, a társadalom megfelelő részvételétől a tervezésben és az ellenőrzésben (Kim és Murabayashi, 1992).

7.3 A FENNTARTHATÓ FEJLŐDÉS ÉS A KHV

7.3.1 A FENNTARTHATÓ FEJLŐDÉS FOGALMA

A Környezet és Fejlődés Világbizottság (World Commission on Environment and Development, WCED) a fenntartható (a hazai kiadásban: harmonikus) fejlődést etikai, szociális és gazdasági vonatkozásban úgy határozta meg, mint a gazdasági és a társadalmi fejlődésnek olyan formája, amely " a jelen igényeinek kielégitése mellett nem fosztja meg a jövő generációit saját szükségleteik kielégítése lehetőségétől" (WCED, 1987). A fenntartható fejlődés az emberek életminősége fejlesztésének stratégiája, amely három fajta tőkén alapul (az ember által létrehozott, az emberi valamint a természeti tőkén). A fenntarthatóság a következőképpen definiálható: "az emberi faj meghatározatlan idejű fennmaradása (a puszta biológiai fennmaradást meghaladó életminőségben) azáltal, hogy az élet fenntartásához szükséges rendszerek (levegő, víz, talaj valamint a flóra és fauna), valamint a rendszer komponenseinek védelmét és eloszlását szolgáló intézmények és az infrastruktúra megőrzése is biztosított" (Liverman et al., 1988). A környezeti fenntarthatóság olyan természeti tőkére értendő, mint a természet által szolgáltatott hasznos javak és szolgáltatások fenntarthatósága. A fenntarthatóság a gazdasági változások és a szociális, kulturális és ökológiai átalakulások kölcsönhatásásának függvénye.

Ennek a fogalomnak a gyakorlatba való átültetése igen nehéz feladat. A fogalom azonban igen hasznosnak bizonyult ahhoz, hogy nagyobb mértékben számba vegyék a környezeti és társadalmi kérdésekkel kapcsolatos problémákat a gazdasági fejlődés tervezési és döntésihozatali szakaszában.

7.3.2 A FENNTARTHATÓ FEJLŐDÉS ÉS A KHV ÖSSZEKAPCSOLÁSA

A fenntartható fejlődés egységesítő fogalom, amely a jelen és a jövő generációi jólétének ökológiai, gazdasági és szociális szempontjait tartalmazza. A KHV egyike a leginkább használható eszközöknek ahhoz, hogy megvizsgáljuk környezeti, gazdasági és szociális szempontokból a fejlesztési tevékenységeket. Segít abban, hogy környezeti és szociális érdekeinket korán integrálhassuk, már a terv kezdeti állapotában, anélkül, hogy a gazdasági fejlődésnek útját állnánk. A KHV-val adott az a lehetőség, hogy a fenntartható fejlődés három igen lényeges alkotóelemének ötvözését ellenőrizze, vagyis azt, hogy a döntéshozatal folyamata tartalmazza-e a környezettel, a szociális és gazdasági kérdésekkel kapcsolatos nézeteket. Dalal-Clayton (1992) szerint a fenntartható fejlődés eléréséhez szükséges, többek között, kifejleszteni egy olyan eszközrendszer kereteit, amely egy project, program vagy állásfoglalás kidolgozását segiti. Egy átdolgozott KHV eljárás tartalmazhatja a társadalmi és gazdasági kérdéseket, így hatásos szerepet játszhat a fenntartható fejlődés és a környezetet érő hatások közötti kulcsfontosságú kapcsolatok feltárásában.

A fenntartható fejlődés függ a természeti kincsek fenntartható használatától. A KHV elősegíti a gazdasági fejlődést (Carpenter és Margos, 1989):

-        a KHV megjelöli mind a környezet értékeit fenyegető veszélyeket, mind a környezeti erőforrások kiaknázásának lehetőségeit;

-        a KHV az irányítás konstruktiv, a fejlesztést szolgáló eszköze, amely hozzájárul a sikerhez és egyben növeli a projektek időtartamát;

-        a KHV a fenntartást elősegítő faktorokat számszerűleg összesiti és előrejelzi a táj jövőbeni arculatát (pl. bányászat esetén);

-        a KHV tételesen foglalkozik a fejlesztéssel együttjáró, az urbanizáció és az alkalmazott technológiák által okoztott, emberi egészséget érintő kockázatokkal;

-        a KHV figyelembe veszi a biológiai diverzitást, valamint az érintetlen természeti rendszerek esztétikai és üdülési értékét;

-        a KHV-t alkotó felmérések és számvetések váratlanul feltárhatnak addig rejtett természeti kincseket.

A fenntartható fejlődésnek rendkívül nagy szerepe van a jelenlegi és a jövő generáció valamennyi tagja életének fennmaradása és minősége fejlődése szempontjából. (2.1 ábra). A KHV segíthet és támogathat a legtöbb cél elérésében. Ezenfelül lehetővé teszi a társadalom részvételét, így a fejlődés érdekeit szolgálja, segíti a gazdaság növekedését és a szegénység enyhítését. Egyidejűleg az érintett lakosság szociális igazságának kérdései is megbeszélések tárgyává válnak. A KHV vizsgálja a fejlesztési tevékenységek társadalmi hatását, figyelemmel kiséri a szociális kohéziót érő zavaró hatásokat. Előnyben részesiti a takarékos technológiákat, a fejlesztések megvalósitásának optimális telephelyét, és ezzel a hatékonyságot támogatja. A KHV fontos eszköz annak érdekében, hogy bizonyos környezeti érdekek előnyöket élvezzenek, ilyenek az ökoszisztéma integritása, a biodiverzitás és az eltartóképeség megőrzése, és a klíma stabilitása.

A KHV fontos szerepet játszik a fenntartható fejlődés feltételeinek elérésében (azaz "a fenntartható fejlődés stratégiai fontossága" elérésében, mint ahogy azt a WCED hangsúlyozza). Ezt szemlélteti a 3. ábra.

A fenntartható fejlődés érdekében tett nemzetközi lépések hangsúlyozzák a KHV fontosságát, mint fontos eszközt a fejlődés céljai eléréséhez. A fenntartható fejlődés gondolatát támogatta az 1980-ban készült Természetvédelmi Világstratégiája (World Conservation Strategy, WCS) amely javasolja, hogy valamennyi nagyobb létesítmény megépitése elött nemzeti prioritás legyen a lehetséges környezeti hatások előzetes felmérésése. A Brundtland Jelentés, "Közös jövőnk" (Our Common Future, WCED, 1987) tette a fenntartható fejlődés gondolatát közismertté, egyúttal ajánlja azt, hogy előzetes vizsgálattal győződjenek meg valamennyi új politika, technológia vagy terv keretében arról, hogy az megfelelően szolgálja-e a fenntartható fejlődést (WCED, 1987). A Rioi Csúcstalálkozó 1972-ben új utakat jelölt ki a globálisan fenntartható fejlődés számára, egyúttal hangsúlyozta a KHV fontosságát a fenntartható fejlődés érdekében. A Rioi Nyilatkozat 17. elve kimondja: "A KHV, mint a nemzetek eszköze, mindenképpen alkalmazandó valamennyi olyan javasolt tevékenységet megelőzően, amelynek várhatóan kedvezőtlen hatása lesz a környezetre és amely az illetékes nemzeti hatóság döntéshozatalának tárgya lehet" (Johnson, 1993). A “Feladatok a XXI. Századra” cimű dokumentum különböző fejezetei világítják meg annak a szükségét, hogy a fejlesztések tervezésénél a környezetet érő hatásokat fokozottan vegyék számba.

7.4 A GÁTAKKAL KAPCSOLATOS DÖNTÉSHOZATAL NEMZETKÖZI IRÁNYAI

A nagy gátak építése a világ számos részében folyó vállalkozás, annak ellenére, hogy azok mind a társadalomra, mind a környezetre nagy veszélyt jelentenek. A nagy gátak létesítését javaslók a tiszta energia előállítását és a vízellátás bztositását hozzák fel érvként, ugyanakkor az ellenzők világszerte társadalmilag elfogadhatatlannak, környezetileg nem fenntarthatónak és gazdasági tabunak tartják azokat.

A nagy gátakkal kapcsolatos döntések környezeti meggondolásainak története három fázisba sorolható: a KHV megalkotása előtti, a megalkotása kezdeti és a jelenlegi időszakra. Számos országban a KHV-nak ágazat-specifikus előírásai vannak, azonban a KHV elkészítésének egyes lépcsői hasonlóak.

Ezen a helyen azt kívánjuk elemezni irodalmi hivatkozások és esettanulmányok tükrében, hogy a nagy gátak tervezésének munkálatai, valamint a döntések meghozatala közben a környezeti megfontolások megitélése hogyan változott. A KHV megjelenését megelőző időkben a nagy gátaka környezetre gyakorolt kedvezőtlen hatása rendkívül jelentősnek nevezhető. Mindez rámutat a KHV készítésének fontosságára, mind a tervezés mind a megvalósítás szempontjából. A KHV megjelenését követő korai periódusban jellegzetes volt, hogy az ajánlásokat és megállapításokat nem, vagy csak részben vették figyelembe. A kezdeti szakaszban az újonnan hatályba lépő rendeletek irták elő a már folyó tervezési és épitési munkáknak a KHV elkészitését. A jelen szakaszban, legalábbis néhány országban, megfelelően készítik el a KHV-kat. Annak ellenére, hogy a KHV-k elkészítését az egyes országokban különböző időpontokban vezették be, a fejlődés trendje mindenhol azonos volt. Különösképpen, a Világbank által finanszírozott nagyméretű gátak építésénél a KHV elkészítése kötelező érvényű.

7.5 A BNV TERVEZÉSÉNÉL A KHV HIÁNYZOTT

7.5.1 MAGYARORSZÁG

Előzmények

A KHV helyzete Magyarországon az 1970 elötti és az 1993-ig terjedő időszakban nem világos. Biztonsággal állítható, hogy akkor a környezeti hatásvizsgálatnak sem kidolgozott eljárásrendje, sem törvényi háttere nem volt. Több forrásból nyert értesülés szerint a KHV hiányát elsőként a Gabčíkovo-Nagymaros Vízlépcsővel kapcsolatos véleményeltérések felbukkanásakor észlelték. KHI-ket készítettek ugyan a témával kapcsolatban, de azok nem követtek egy egységes, világos és magától értetődő receptet KHV receptet, hanem csupán ad hoc jellegűek voltak.

A KHV bevezetésének folyamata 1983-ban kezdődött, az Országos Környezet- és Természetvédelmi Hivatal határozata alapján. Ezt egy olyan rendelet követte, amely kötelezővé tette hatástanulmányok készítését a kormány ellenőrzése alá tartozó főbb projektek esetében. Ezt a rendeletet 1989-ben hatályon kívül helyezték (Radnia, 1993). 1992-ben Bochniarz hangsúlyozta a KHV előirásának fontosságát a magyar környezetvédelemmel kapcsolatos törvényhozásban: "a magyar törvényhozás szenteljen különös figyelmet az Európai Közösség 85/337 sz. Direktívájának valamint az IUCN KHV-tal kapcsolatos egyezménye tervezetének...".

1993 júniusában a Magyar Kormány kiadta a 86/1993 (VI.4.) sz. rendeletét, amely az egyes tevékenységekkel kapcsolatos környezeti hatásvizsgálat elvégzésének ideiglenes szabályozását taglalja. Ez fordulópontot jelentett a magyar KHV történetében, mivel a rendelet körű és szisztematikus vizsgálatok elvégzését írta elő a tevékenységek tág körére, egyben összekapcsolta azok elvégzését a döntéshozatallal (Radnia, 1993).

Következtetésképpen, a BNV-vel kapcsolatos két magyar tanulmányt az előző fejezetben kifejtett történelmi keretbe kell helyezni. Nyilvánvaló, hogy ma Magyarország a KHV módszertának fejlesztése szakaszában van, ugyanez a helyzet a jogalkotás tekintetében is, tehát hasonlít ahhoz az állapothoz, ami az 1970-es években az Egyesült Államokra illetve az 1980-as években az Európai Közösségre volt jellemző. A Gabčíkovo-Nagymaros környezeti hatástanulmányok készítése (1983, 1985) a KHV korai szakaszára tehetők, vagyis ez azt jelenti, hogy ezeket a tanulmányokat a tervezés előrehaladott szakaszában és az építkezés megkezdése után irták elő.

Mivel Magyarországnak nem voltak korábbi tapasztalatai a KHV-val kapcsolatban, valamint a környezeti hatások rendszeres vizsgálata sem szerepelt a jogszabályokban, a Gabčíkovo-Nagymaros létesítménnyel foglalkozó KHI-ek csupán mint "kísérletek" értékelhetők. A tapasztalatok, a KHV készítéséhez szükséges eljárások és írányelvek, valamint tradíciók hiányában semmiképpen sem készülhettek jó minőségű jelentések.

Abban az időszakban, amikor a Gabčíkovo-Nagymaros létesítménnyel kapcsolatos tanulmányokat készítették, más országokban, így az Amerikai Egyesült Államokban már rendelkezésre álltak a nagy gátak épitését megelőző KHI készítéséhez szükséges tudnivalók és a tapasztalat. Figyelembe kell venni azonban, hogy Magyarország a korábbi Kelet Európai Kommunista Tömbhöz tartozott az 1980-as évek közepéig és a tudósok valamint a döntéshozók a szovjet tapasztalatokra támaszkodtak és semmiképpen sem az Egyesült Államok vagy Kanada tapasztalataira.

Az 1983 április 30.-i magyar tanulmány

Az 1983-ban készített dokumnetumban olvasható az az állítás, miszerint az nem tekinthető teljes hatástanulmányoknak, a részletes kidolgozás elkészítése két éven belül várható. Ez a dokumentum csupán áttekintést ad a korábbi vizsgálatok során tett következtetésekről. A 4. Fejezetben csak az előre látható hatásokat vizsgálták, csak az ökológiai hatásokat vették figyelembe, de ezeket is hézagosan tárgyalták. A tanulmányból ábrák és táblázatok hiányoznak, csupán egy, a területet ábrázoló térképet mellékeltek ahhoz. A szövegből hiányoznak a hivatkozások.

Az 1985 júniusi magyar tanulmány

Az 1985-ben készített tanulmány a legrészletesebb, ha azt az 1983-ban vagy az 1993-ban készült tanulmányokkal vetjük össze. Valójában, ez az egyedüli dokumentum, amely KHI-nek nevezhető. A másik említett két tanulmány nem tekinthető annak.

Az 1985-ben készített tanulmányt két szempontból vizsgáltuk meg: egyrészt összevetettük a Lee és Colley által készített felülvizsgálati csomaggal (1990), másrészt megvizsgáltuk, mennyiben felel meg a gátakkal kapcsolatos projektek minőségének megítélésére szolgáló, a KHI-ek készítésénél alkalmazott ellenőrző lista egyes pontjainak.

A Lee és Colley féle csomag (1990) a felülvizsgálandó témák listáját, az értékelési szimbolumokat és összehasonlító lapokat tartalmaz. Két személy végzi az ellenőrzést, majd eredményeiket összehasonlítják. Amennyiben megállapításaik nem egyeznének meg, a kérdéses témát megbeszélik, majd közös véleményt alkotnak. Az ellenőrző tételek négy főcsoportot alkotnak: a fejlesztés leírása, a helyi környezet és annak alapállapota; a kulcsfontosságú hatások megállapítása és értékelése; alternatívák és a csökkentő hatások; végül az eredmények közlése.

A Gabčíkovo-Nagymaros létesítménnyel foglalkozó, 1985-ben készített KHI tartalmaz részleteket, amelyeket jó szándékkal készitettek.. Egészét tekintve azonban nem megfelelőnek kell minősíteni, mivel abban hiányok és nem kellően kidolgozott részek találhatók.

A tanulmány főbb hiányosságai az alábbiakban foglalhatók össze:

-        nem tárgyalja a dolgozat tárgykörét: miért tárgyal egyes szempontokat, ugyanakkor másokat miért mellőz?

-        bár számos háttér-tanulmányt készítettek a javasolt projekt érdekében, ezeket nem fogja össze a szöveg fő szakasza;

-        bár alternatív és a káros hatásokat csökkentő lépéseket javasolnak a KHI keretében, ezek nem a fő szövegben találhatók a tanulmányban. A javaslatok száma igen korlátozott és nincsenek eléggé kidolgozva;

-        bár vizsgálták a jelentkező hatásokat, nem ismertetik, hogy mi az adatok értelmezésének alapja;

-        az eredmények közlése elégtelen. A tanulmány szerkezete zavaró, a hivatkozási rendszer hibás, a tanulmányt olvasónak az objektivitást illetően kétségei támadnak.

A KHI-nak olyan tanulmánynak kell lennie, ami valamennyi érdeklődő olvasó számára lehetősévé teszi a projekt céljának rövid idő alatti történő megismerését, a lehetséges hatások megállapítását, a káros hatások elkerülésére vagy azok csökkentésére szolgáló lehetőségek felsorolását, valamint a helyi lakosság véleményének ismertetését. Ez a KHI nem teljesíti ezeket a követelményeket: a tanulmány zavaros és az olvasó számos kérdését válasz nélkül hagyja.

7.5.2 CSEHSZLOVÁKIA

Előzmények

Igen nehéz az 1992 évet megelőző időben a csehszlovákiai KHI helyzetét rekonstruálni, azt megelőzően, hogy a Környezetvédelmi Törvényt hatályba lépett. Számos elem azonban nyilvánvaló:

-        a Szovjetunió, a régió vezető országa az ilyen jellegű vizsgálatokat már az 1920-as években elkezdte és 1972 évet követően rendszeresen végezte. Bár 1988 óta bizonyos szervezeti fejlesztéseket létrehoztak, a rendszert számos nehézség jellemezte (Govorushko, 1990).

-        A Szlovák Emlékeztető (SM) állítása szerint "mindkét fél gondosan tanulmányozta a várható hatásokat az 1977-es Megállapodás előtt, majd a Megállapodást követően" (1.118 paragrafus). Az SM állítja, hogy a Bioprojekt és annak 1986-ban végzett revíziója alapos volt, egyben kijelenti, hogy "ezek a tanulmányok kimutatták, hogy a Projekt a környezeti feltételeknek megfelel" (1.22 és 1.4 paragrafusok). A KHV fejlődésének kontextusában ezek a kijelentések jellemzik azt a leíró tanulmányokba vetett hitet, miszerint azok helyettesíthetik az egész folyamatot, annak összetett tartalmával egyetemben. Mindezt elemezve megállapítható, hogy ez nem más, mint túlértékelése az analitikai leíró tanulmányok erejének akkor, amikor a leirások korlátait már jól ismerték.

-        A belső jogi helyzet az 1992-ben hatályba lépett Környezetvédelmi Törvénnyel teljes mértékben tisztázódott.

A Bioprojekt és más csehszlovák tanulmány

Sajnos nem volt lehetséges a szlovák dokumentációt a magyarhoz hasonlóan tanulmányozni, mivel a szlovák részről nem tudtak a KHI-hez hasonló tanulmányt részünkre átadni.

Az SM (Szlovák Emlékeztető) által említett meglévő anyagok elemzése, azok a tanulmányok, amelyek "azt mutatták, hogy a Projekt a környezet által elviselhető" (2.24 paragrafus) és amelyek "bebizonyították a Felek megelégedésére, hogy a Projekt nem fogja elfogadhatatlanul károsan befolyásolni a felszíni és a talajvizet, sőt ezzel szemben bizonyos mértékben kedvezően fog hatni a víz minőségére" (2.15 paragrafus) tette szükségessé az 1994 júniusában a "Szóbeli Jegyzék" (Note Verbale) elkészítését. Az utolsó levél egy válaszlevél volt az 1994 augusztusában küldött üzenetre, ebben Dr. Tomka, a Szlovák Köztársaság képviselője a következőket állítja: "Ez a két melléklet annak a további állitásnak a része, amely megerősíti, hogy a (Projekt) valóban alapos kutatás eredménye. Ez az kijelentés nem vonatkozik az egyes jelentések állításaira, csupán azok meglétére. Az egyes jelentések aktuális tartalma nem releváns a kijelentés szempontjából, ezért nincs szükség a jelentések melléklésére". Tudományos szemszögből nézve, lehetetlen a fenntarthatóságot minősíteni anélkül, hogy ismernénk a vizsgálatok körét, tartalmát és következtetéseit.

Nem világos, hogy az a hét, a kedvezőtlen hatásokat csökkentő intézkedés, amely a Szlovák Emlékeztető 62. és 53 oldalán olvasható a Bioprojekttel kapcsolatban, milyen részletességben lett kidolgozva a a projekt során, és annak 1986-ban történt felülvizsgálatakor.

A meglévő információk alapján nem lehetséges a Bioprojekt értékelése a meglévő lista alapján (amely az egyes tételeket tünteti fel).

A Szlovák Emlékeztető 24. Melléklete sorolja fel azokat az 1974 és 1990 között elkészült tanulmányokat, amelyek az alábbi területekkel foglalkoznak:

szám

építés 13
tervezés, általános elhelyezés és (technikai) elrendezés 48
közgazdasági meggondolások 2
Ausztriában érezhető hatások 2
az ivóvíz ellátásra gyakorolt hatások 1
energetikai szempontok 1
erdő ökoszisztéma 1
talajvíz 3
hidrológia 22
jég levezetése 2
elhelyezési alternatívák 5
BNV Projekt monitorozása 2
hajózás 5
a Projekt működtetése 2
elektromos távvezetékek 2
megóvási intézkedések 6
összefoglaló dokumentáció 1
vízminőség 1

 

A 24. Mellékletben közölt összefoglalása alapján úgy tűnik, hogy a 118 említett tanulmány zöme az általános terv technikai oldalaival, az építkezéssel valamint a Duna hidrológiai viszonyaival foglalkozik. Egyáltalán nem világos, vajon környezeti szempontokkal foglalkoztak-e egyáltalán ezekben a jelentésekben?

Tizenegy tanulmány olyan témákkal foglalkozik (az erdei ökoszisztémák, a talajvíz, a megépités helyének alternatívái, megóvási intézkedések, a víz minősége), amelyek valóban hozzátartoznak a környezeti hatásvizsgálatokhoz.

7.5.3 A MAGYAR ÉS A CSEHSZLOVÁK FÉL FELISMERI, HOGY NEM KÉSZÜLT KHI

Mind Magyarország, mind Szlovákia az 1990-es évek elején kezdte a KHV készítésére vonatkozó jogalkotást. Ettől az időtől fogva mindkét ország tudatában volt az eljárás fontosságának, egyben igyekeztek azt olyan tartalommal megtölteni, ami összhangban van a nemzetközi gyakorlattal.

Az ebben a fejezetben szereplő elemzés azt jelzi, hogy Magyarország helyesen cselekedett, amikor 1989 májusában felfüggesztette a nagymarosi, majd 1989 júliusában a dunakilitii építkezéseket, egyúttal kiállt egy közös, minden területre kiterjedő KHI készítése mellett. Az ország teljességgel tisztában volt azzal, hogy megfelelő KHI azidáig nem készült.

Szlovákia nyíltan és burkolt módon egyaránt elismerte a megfelelő KHI hiányát. Burkolt módon azzal, hogy az analitikai leíró tanulmányokat túlértékelik (amely tanulmányok tartalmát nem sikerült megismernünk). Nyílt beismerésnek számít, hogy javasolta 1990-ben azt a tervet, amelynek célja a Duna és annak vízkincse "megfelelő környezeti hatásvizsgálat modelljének elkészítése".

7.6 VÉGSŐ KÖVETKEZTETÉSEK

Levonható következtetés, hogy a KHV nem egy megmerevedett, hanem egy állandóan fejlődő eljárás. Az idők folyamán nemcsak maga a KHV, de annak tartalma és elkészítésének folyamata is állandóan változott. A jelenleg alkalmazott módszer a KHV és a fenntartható fejlődés kapcsolatára alapoz, nemcsak általában, hanem a gátak esetére vonatkozóan is.

A beszerezhető információk alapján állítható, hogy a Gabčíkovo-Nagymarossal kapcsolatos környezeti tanulmányok és jelentések a KHV fejlődésének kezdeti szakaszára jellemző módon készültek. Bár az 1980-as évek közepén a Föld számos országában rendelkeztek a KHV készítésének modern ismereteivel, Magyarországon nem volt meg a szükséges történelmi előzménye annak, hogy a környezet védelmével kapcsolatos teendőket a döntéshozatalban kellő módon figyelembe vegyék. A Gabčíkovo-Nagymarosi Vizierőművel kapcsolatban kirobbant társadalmi vita volt az, amely világossá tette a KHV készítésének szükségességét. Az irodalom tanulmányozása azzal a felismeréssel jár, hogy a KHV alkalmazásának kezdeti időszakában készített hatásvizsgálatok minősége sok tekintetben kívánalmakat hagyott hátra.

A kutatás azt is bizonyította, hogy a megfelelő KHV eljárások lefektetése alapvető követelmény ahhoz, hogy a hatásvizsgálat sikeres legyen. Mivel 1993-ban, a KHV-tal kapcsolatos rendelet hatályba lépésekor a hatásvizsgálat eljárásrendje csak formálisan volt bevezetve Magyarországon, a Gabčíkovo-Nagymarosi létesítményekkel foglalkozó környezetvédelmi tanulmányok elkészítésének optimális feltételei hiányoztak.

Az ezideig Magyarországon elkészült és megvizsgált két dokumentum nem nevezhető kielégitőnek. Az 1983-ban készített jelentés színvonala nem éri el az alapvető követelményeket, semmiképpen nem nevezhető környezeti hatásismertetőnek (KHI). Az 1985-ben elkészült jelentést megilleti ugyan a KHI elnevezés, viszont számos hiányossággal rendelkezik. A Csehszlovákiában hasonló céllal készült dokumentum ugyancsak elégtelennek minősíthető.

Ennek megfelelően az általános következtetések az alábbiak:

-        annak ellenére, hogy a KHV készítésének eljárásrendje és tartalma folyamatosan módosult a szerzett tapasztalatok eredményeképpen, az 1980-as években nem történt lényeges változás vagy nagyobbmérvű fejlődés a legmodernebb módszertanban;

-        annak ellenére, hogy az 1980-as évek végén a KHV készítésének kötelező módja még nem volt bevezetve valamennyi országban, a környezet védelme érdekében már alkalmazható eszköz volt. Az 1980-as évek végén már általánosan elfogadott nézet volt, hogy a nagy infrastruktúrális terveknek lényeges, a környezetet károsan érintő hatása lehet, ugyanakkor az is, hogy a KHV hatásosan alkalmazható e következmények felismerése, valamint a káros hatások csökkentése vagy elkerülése érdekében.

-        mindezideig nem készült a BNV-vel foglalkozó valódi KHI.

IRODALOM

Barret and Therivel, 1991. Environmental policy and impact assessment in Japan. Routledge, New York, London.

Blumm, M.C. 1988. The origin, evolution and direction of the United States National Environmental Policy Act. In: (Australian) Environmental Law and Planning Journal 5: 179-193.

Bochniarz, Z., R. Bolan, S. Kerekes, J. Kindler, J. Varga and H. von Witzke, 1992. Environment and Development in Hungary. . University of Minnesota és Budapesti Közgazdasági Egyetem.

Carpenter, R.A. and J.E. Maragos. 1989. How to assess environmental impacts on tropical islands and coastal areas. SPREP. Training Manual. Environmental and Policy Institute. East-West Center, Hawaii.

Couch, W.J. 1991. Recent EIA developments in Canada. In: EIA Newsletter 6, C. Wood, N. Lee and C.E. Jones (eds.), University of Manchester.

Chechoslovakian Academy of Sciences, Federal Committee of Environment. 1992. National Report of the Chech and Slovak Federal Republic (to the) UN Conference on Environment and Development (Brazil, June 1992). Prague, 1992.

Govorushko, S.M. 1990. EIA in the USSR. In: EIA Newsletter 5, C. Wood, N. Lee and C. Jones (eds), University of Manchester.

IUCN (International Union for the Conservation of Nature). 1980. World Conservation Strategy, Gland, Switzerland: IUCN/UNEP/WWF. 1980.World Conservation Strategy: Living Resource Conservation for Sustainable Development.

Johnson, S.P. 1993. The Earth summit: The United Nations Conference on Environment and Development (UNCED). Graham and Trotman/Martinus Nijhoff. London.

Kim, M3/S. and D.H.L. Murayashi, 1992. Recent developments in the use of environmental impact statements in Korea. Environmental Assessment Review: 12: 295-314.

Lee, N. and R. Colley. 1990. Reviewing the quality of environmental statements. Occasion Paper Number 24. EIA Centre, University of Mancester.

Liverman, D., M.E. Hanson, B.J. Brown amd R.W. Meredith Jr. 1988. Global sustainability: toward measurement. In: Environmental Management 12 (2): 133-143.

Meredith, T.C. 1992. Environmental impact assessment, cultural diversity and sustainable rural development. In: Review 44 Vol. 12 (1/2). Elsevier, pp. 67-84.

Munn, R.E. (ed) 1989. Environmental impact assessment: principles and procedures. SCOPE 5. John Wiley and Sons, New York.

Radnia, A. 1993. EIA in Hungary. In: EIA Newsletter 8. C Wood, N. Lee, C.E.Jones and F. Walsh (eds). EIA Centre, University of Manchester. Manchester, U.K.

Sadler, B, 1994. International Study of the effectiveness of environmental assessment: Progress Report. IAIA Newsletter 6 (2).

Sarageldin, I. 1993a. Making development sustainable. Finance and Development 30 (4): 6-10.

Sarageldin, I. 1993b. Development partners: aid and co-operation in the 1990s. Stockholm. SIDA

Wathern, P. (ed) 1992. Environmental Impact Assessment: Theory and Practice. Second Edition. Routledge, London.

World Commission on Environment and Development. 1987. Our Common Future. Oxford University Press, Oxford.

KÖZREMŰKÖDŐK

Anthony Bracegirdle
MSc., DIC Director, Geotechnical Consultant Group
1a Queensberry Place, London, SW7 2DL, UK.

Guti Gábor, PhD
Főmunkatárs, Magyar Tudományos Akadémia, Dunakutató Állomás
H-2131 Göd, Jávorka u. 14.

Luc Hens, DSc
Professor, Human Ecology Department, Faculty of Medicine and Pharmacy,
Free University, Brussels
Laarbeeklaan 103, B-1090 Bruxelles, Belgium.

Klaus Kern, Dr.-Ing.
Consulting Engineering, Environmental River Engineering
Schlehenweg 12, D-76149 Karlsruge, Germany.

Joachim Lösing, Dipl.-Biol.
Consulting Environmental Scientist, Floodplain Ecology
Boeckhstrasse 16a, D-76137 Karlsruhe, Germany.

Magas László, PhD
Vezérigazgató. Kisaldöldi Erdészeti Vállalat.
POB. 13, H-9023, Győr.

Albert Louis Roux, Dr.
Professor, Université Claud Bernard, CNRS-URA 1451,
Ecologie des Eaux Douces
43 Bd du 11 Novembre 1918, F-69622 Villeurbanne Cedex, France

Somlyódy László, akadémikus
egyetemi tanár, Budapesti Műszaki Egyetem
Műegyetem rkp. 3, H-1111 Budapest.

Vida Gábor, akadémikus
egyetemi tanár, Eötvös Lóránd Tudományegyetem Genetikai Tanszéke
Múzeum krt. 4/a, H-1088 Budapest.

Howard S. Wheater, MA, PhD
Professor, Department of Civil Engineering, Imperial College
Imperial College Road, London SW7 2BU, U.K.

 

 

7.1 Táblázat: A KHV eljárás fejlődése az Egyesült Államokban, Kanadában, az EGK országaiban és a Világbanknál

 

 

1978

a CEQ szabályzatok bevezetése,

a hatókörzet megállapitásának megerősitése,

a társadalom részvétele és a hatóságok

döntésének alátámasztása

 

1990-es évek

változások az alternativák javitása érdekében,

globális környezeti hatások,

a társadalom részvétele,

monitorozás és a NEPA alalmazása külföldön

 

1990-es évek

EIA szabályzatok jogilag kötelező érvényűek, bevezetik a

CEAA-t

 

1990-es évek

több tagállamokban módositják a hatókörzet megállapitását, a minőségellenőrzést,

társadalmi részvételt, és az országhatárokon átterjedő hatások viszgálatára vonatkozó szabályozást

 

1991

az átvilágitást, közérdekű meghallgatások és

minőségellenőrzés mechanizmusait javitják