12. Melléklet A Víz Keretirányelv alkalmazásával összefüggő ökológiai témájú nemzetközi tapasztalatok

Vállalkozási szerződés a Víz Keretirányelv végrehajtásának elősegítésére II. fázis. 3. Előrehaladási Jelentés

12. Melléklet A Víz Keretirányelv alkalmazásával összefüggő ökológiai témájú nemzetközi tapasztalatok Készítették: BME Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék ARKADIS EUROCONSULT

ÖKO Zrt.vezette Konzorcium

ÖKO Zrt. ● BME VKKT ● VTK Innosystem ● ARCADIS


VÍZ KERETIRÁNYELV VÉGREHAJTÁSÁNAK ELŐSEGÍTÉSE II. FÁZIS

A VÍZ KERETIRÁNYELV ALKALMAZÁSÁVAL ÖSSZEFÜGGŐ ÖKOLÓGIAI TÉMÁJÚ NEMZETKÖZI TAPASZTALATOK

(RÉSZJELENTÉS A 8.1 FELADATHOZ)

Budapest, 2006. október hó


TARTALOMJEGYZÉK 1.

BEVEZETÉS ............................................................................................................................................... 1

2.

TIPOLÓGIA................................................................................................................................................ 4 2.1. 2.2. 2.3.

3.

A REFERENCIAVISZONYOK ÉS MINŐSÍTŐ RENDSZEREK......................................................... 8 3.1. 3.2. 3.3. 3.4.

4.

IGAZOLÁS ............................................................................................................................................. 7 INTERKALIBRÁCIÓ ................................................................................................................................ 7 A MAGYAR ALKALMAZÁSRA VONATKOZÓ AJÁNLÁSOK ........................................................................ 8 REFERENCIAJELLEMZŐK ....................................................................................................................... 8 BIOLÓGIAI MINŐSÍTÉSI RENDSZEREK .................................................................................................. 11 IGAZOLÁS ........................................................................................................................................... 15 A MAGYAR ALKALMAZÁSRA VONATKOZÓ AJÁNLÁSOK ...................................................................... 15

AZ EMBERI BEHATÁSOK ÖKOLÓGIAI KÖVETKEZMÉNYEI ................................................... 15 4.1. HAJTÓERŐK ÉS KÉNYSZEREK .............................................................................................................. 15 4.1.1. Hidromorfológia ........................................................................................................................... 15 4.2. KÉMIA (DIFFÚZ TERHELÉSEK ÉS PONTSZERŰ SZENNYEZŐ-FORRÁSOK)................................................ 16 4.3. AZ ÉLŐLÉNY EGYÜTTESEK ÉRZÉKENYSÉGE AZ EMBERI HATÁSOKRA .................................................. 17 4.3.1. Tavak............................................................................................................................................. 17 4.3.2. Folyók............................................................................................................................................ 18 4.3.3. Elsőbbségi anyagok....................................................................................................................... 18 4.4. REBECCA KILÁTÁSOK ...................................................................................................................... 21 4.4.1. Hollandia: Kutatás biológiai minőségi elemenként ...................................................................... 22 4.4.2. Ausztria ......................................................................................................................................... 22 4.4.3. Egyesült Királyság, Németország és Franciaország..................................................................... 23 4.5. A MAGYAR ALKALMAZÁSRA VONATKOZÓ AJÁNLÁSOK ...................................................................... 23

5.

KOCKÁZATOS VÍZTESTEKRE VONATKOZÓ KRITÉRIUMOK................................................. 26 5.1. A HIDROMORFOLÓGIAI KÉNYSZEREK ÉS A KOCKÁZATOSSÁG ELEMZÉSÉNEK KRITÉRIUMAI ................ 26 5.1.1. Általános szempontok a kockázatosság elemzés során.................................................................. 26 5.1.2. A kockázatosság elemzésének eltérései ......................................................................................... 27 5.1.3. A kockázatosság elemzésével kapcsolatos jövőbeni lépések és az intézkedési programokkal való kapcsolat...................................................................................................................................................... 29 5.1.4. Aggodalomra okot adó nyitott kérdések a további kockázatosság elemzésének munkáira tekintettel 30 5.2. A MAGYAR ALKALMAZÁSRA VONATKOZÓ AJÁNLÁSOK ...................................................................... 30

6.

AKCIÓPROGRAMOK ELEMEI ÉS ÖKOLÓGIAI HATÉKONYSÁGUK ...................................... 33 6.1. HOLLANDIA: A MEUSE TÁBLÁZAT, VKI-EXPLORER ÉS VKI-ESZKÖZÖK..................................... 33 6.1.1. Intézkedési programok .................................................................................................................. 34 6.1.2. Az intézkedések kiválasztásának rendje......................................................................................... 35 6.2. NÉMETORSZÁG ................................................................................................................................... 36 6.2.1. Módszertan.................................................................................................................................... 36 6.2.2. Kényszerek rendszere .................................................................................................................... 37 6.2.3. Intézkedési rendszer ...................................................................................................................... 39 6.2.4. Eszközök áttekintése ...................................................................................................................... 39 6.2.5. Intézkedés-kombinációk kiválasztása – Alapelvek ........................................................................ 39 6.3. EGYESÜLT KIRÁLYSÁG ....................................................................................................................... 41 6.4. EGY ÉRDEKES PÉLDA AUSZTRÁLIÁBÓL............................................................................................... 42 6.4.1. Az intézkedési program és léptékei................................................................................................ 43 6.5. KONKLÚZIÓ ÉS A MAGYAR ALKALMAZÁSRA VONATKOZÓ AJÁNLÁSOK .............................................. 44

7. A MEZŐGAZDASÁGI EREDETŰ DIFFÚZIÓS TERHELÉS MEGHATÁROZÁSA ÉS A LEGJOBB MEZŐGAZDASÁGI GYAKORLAT ........................................................................................... 45 7.1. 7.2.

ÁLTALÁNOS TAPASZTALATOK ............................................................................................................ 45 A MAGYAR ALKALMAZÁSRA VONATKOZÓ AJÁNLÁSOK ...................................................................... 46


8. A KÖLTSÉG-HASZON ELEMZÉSEK ÖKOLÓGIAI SZEMPONTJAI AZ ERŐSEN MÓDOSÍTOTT VÍZTESTEK ESETÉBEN ..................................................................................................... 46 8.1. AZ ERŐSEN MÓDOSÍTOTT VÍZTESTEK AZONOSÍTÁSÁNAK ÉS MEGHATÁROZÁSÁNAK KRITÉRIUMAI ...... 46 8.2. MÓDSZEREK AZ IDEIGLENES ERŐSEN MÓDOSÍTOTT VÍZTESTEK AZONOSÍTÁSÁRA ............................... 47 8.3. AZ ERŐSEN MÓDOSÍTOTT VÍZTEST IDEIGLENES KIJELÖLÉSÉVEL KAPCSOLATOS NÉHÁNY KÉRDÉSEK... 48 8.4. AZ „ERŐSEN MÓDOSÍTOTT” BESOROLÁS IGAZOLÁSA .......................................................................... 52 8.5. A MAGYAR ALKALMAZÁSRA VONATKOZÓ AJÁNLÁSOK ...................................................................... 54 8.5.1. Általános javaslatok ...................................................................................................................... 54 8.5.2. MEP/GEP az erősen módosított víztestek esetében....................................................................... 54 9. A KÖRNYEZETVÉDELMI CÉLKITŰZÉSEK GAZDASÁGI HÁTTERÉHEZ SZÜKSÉGES ÖKOLÓGIAI HÁTTÉR..................................................................................................................................... 55 9.1. 9.2. 9.3. 10. 10.1. 10.2. 10.3. 10.4. 10.5. 10.6. 10.7.

A KÖLTSÉG-HASZON ELEMZÉSSEL ÖSSZEFÜGGŐ BIZONYTALANSÁGOK .............................................. 57 A MŰSZAKI INTÉZKEDÉSEK KÖLTSÉGKALKULÁCIÓJÁNAK ALAPELVEI ................................................ 58 A MAGYAR ALKALMAZÁSRA VONATKOZÓ AJÁNLÁSOK ...................................................................... 58 DEROGÁCIÓS IGÉNYEKKEL KAPCSOLATOS LEHETŐSÉGEK .......................................... 59 MIT TARTALMAZ A VKI? HOGYAN LEHET EZT A GYAKORLATBAN ALKALMAZNI? ............................. 59 KÖLTSÉGEK ........................................................................................................................................ 63 LÉPTÉK ............................................................................................................................................... 63 KAPCSOLÓDÓ VÍZTESTEK.................................................................................................................... 63 FINANSZÍROZÁSI ESZKÖZÖK ............................................................................................................... 64 KILÁTÁSOK......................................................................................................................................... 64 A MAGYAR ALKALMAZÁSRA VONATKOZÓ AJÁNLÁSOK ...................................................................... 64

11.

KÖVETKEZTETÉSEK....................................................................................................................... 66

12.

IRODALOMJEGYZÉK ...................................................................................................................... 68


ÁBRÁK JEGYZÉKE 1. ábra: A DPSIR logikai sémája ............................................................................................... 3 2. ábra: Az ökotoxicitási kockázatelemzés keretrendszere a REBECCA-ból, Duel et al., (2005) után ....................................................................................................................... 19 3. ábra: A biológiai minőségi elemek érzékenysége az elsőbbségi anyagokra (REBECCA).. 20 4. ábra: A MODELKEY felépítése .......................................................................................... 20 5. ábra: MODELKEY általános kitettség modell..................................................................... 21 6. ábra: Az intézkedési programok szempontrendszere (Hivatkozás: Helena Mühlmann, Osztrák Vízügyi Rendezési Szövetségi Ügynökség) ....................................................... 36 7. ábra: : A kényszerek rendszere: kényszerkategóriák (1. oszlop), szennyező kategóriák (2. oszlop) és kényszertípusok (3. oszlop) (BMU, 2004b).................................................... 38 8. ábra: A leginkább költség-hatékony intézkedéskombinációk meghatározásának alapelve (BMU, 2004b) .................................................................................................................. 40 9. ábra: Az erősen módosított és mesterséges víztest azonosítási és meghatározási eljárásnak lépései (CIS, 2003)........................................................................................................... 51 10. ábra: A GEP meghatározásának megfelelő lépései a CIS (2002) leírása szerint ............... 53 11. ábra: A GEP meghatározásában foglalt lépések az alternatív megközelítés használatával (Kampa & Kranz, 2005)................................................................................................... 53 12. ábra: A lentről-felfele és a fentről lefelé megközelítések összekapcsolásának módszertana a költség-haszon elemzések támogatására (Dworak & Pielen, dátum nélkül)................. 57 13. ábra: A mentességek lépésről-lépésre történő megközelítése. (Szerkesztő Csoport, 2005) .......................................................................................................................................... 62


TÁBLÁZATOK JEGYZÉKE 1. táblázat: A vezető országok tipológiáinak összehasonlítása: típusok száma és a tipológia fő kritériumai .......................................................................................................................... 5 2. táblázat: A referenciaviszonyok meghatározásának jelenlegi állapota az öt vezető országban és Magyarországon........................................................................................................... 10 3. táblázat: A felszíni vizek kiváló, jó és mérsékelt ökológiai minőségi állapotának osztályozásához szükséges biológiai minőségi elemek és mértékek a VKI V. Mellékletében foglalt normatív meghatározások szerint. (Heiskanen et al., 2004., Cardoso et al., 2005) ........................................................................................................ 12 4. táblázat: A különböző országokban a tavakhoz alkalmazott biológiai módszerek összefoglalása (Az információ nem teljes, de az ECOSTAT WG 2A-ból került gyűjtésre 2004 első félévében illetve a VKI CIS monitorozás WG ténylapokból), Cardoso et al., (2005). .............................................................................................................................. 13 5. táblázat: A tavakhoz használt biológiai monitorozás módszerek (Cardoso et al., 2005, Magyarország esetében saját adattal kiegészítve)............................................................ 14 6. táblázat: Az önállóan érvényesülő hidromorfológiai kényszerekre való érzékenység az egyes élőlény együttesek esetében (Ausztria).................................................................. 22 7. táblázat: Az önállóan érvényesülő kémiai kényszerekre való érzékenység az egyes élőlény együttesek esetében (Ausztria)......................................................................................... 23 8. táblázat: Kockázatosság elemzései megközelítés az 5 vezető országban és Magyarországon .......................................................................................................................................... 28 9. táblázat: Lehetséges példák az ellenőrző lépések megkülönböztetésének és prioritási sorrendjének felállításának megkönnyítése érdekében tervezett eredmény-kategóriák alosztályaira (Borchardt, 2004) ........................................................................................ 30


1.

BEVEZETÉS

A Konzorciumon belüli feladatmegosztásban a nemzetközi tapasztalatok összefoglalása az Arcadis Euroconsult (AEC) feladata volt. Ezt a munkát Rob A. Nieuwenhuis és Nike Sommerwerk végezte el az AEC alvállalkozóiként a BME VKKT szakmai felügyelete mellett. A feladat teljesítéséről jelentés készült, mely alapja e részjelentésnek, és az háttéranyagként szolgál e jelentéshez (AEC, 2006a). E terjedelmes és részletes munka felhasználásával a BME VKKT részéről Dr. Szilágyi Ferenc készítette el e munkabeszámolót. Az ökológia a Víz Keretirányelv (VKI) egyik legfontosabb eleme, mely végigvonul a bevezetés és alkalmazás csaknem valamennyi szakaszán. Az ökológiai állapoton belül biológiai, kémiai és hidromorfológiai állapotot különböztetünk meg. A biológiai állapot alapja a vízi ökoszisztéma öt élőlény együttesének az állapota (fitoplankton, bevonatalgák, makrofiton, makroszkópikus gerinctelenek és halak). A víztestek jó állapotának, illetve jó potenciáljának elérése ezeknek az úgynevezett minőségi elemeknek a vizsgálatával becsülhető elsősorban, a többi minőségi elem támogató szerepet tölt be az állapot és a potenciál meghatározásában. A különböző minőségi elemek egymás közötti, és az emberi hatások közötti kapcsolatai az ökológiai állapoton belül csak rendkívül hézagosan ismertek. Nem csak Magyarországon, de más EU tagállamban is hasonló a helyzet. E jelentés egyes, a témát érintő kérdések, tekintetében áttekintést nyújt a Víz Keretirányelv alkalmazásának mai helyzetéről a vezető európai országokban, gyakorlati ajánlásokkal a magyarországi alkalmazáshoz. A hangsúlyt a víztestek kockázatos állapotának elemzésére, a környezeti célkitűzésekre, és e célok eléréséhez szükséges intézkedési programok meghatározására használt megközelítésekre és legjobb gyakorlatra helyeztük, és elemeztük a nemzetközi és a magyar gyakorlat között tapasztalt eltéréseket. Mivel a kockázatosság szorosan összefügg a víztestek tipológiájával, tipológia biológiai igazolásával, a referencia és jó állapotának meghatározásával, a beszámoló elején ezt a kérdéskört is érintjük. A jelentés számos, a kényszerekre és hatásokra vonatkozó útmutatón (CIS 2002, CIS 2003) kívül a jelentős európai projekten, nemzetközi együttműködési programon és a VKI naprakész szakirodalmi ismeretén alapul, és fontos adatokat szolgáltat a vezető országok esetében a VKI 5. cikkelyében foglaltak alkalmazásáról. Az EU és annak tagállamai tisztában vannak azzal, hogy a jelentésben tárgyalt számos probléma még mindig sok kutatási munkát kíván meg nemzeti és európai szinten is, ezért EU projekteket szerveztek a feladatok megoldására. Az alábbi európai nemzetközi projekteket vettük figyelembe: • • • • • • •

REBECCA (6th Framework Programme): www.rbm-toolbox.net/rebecca EUROHARP: www.euroharp.org MODELKEY (6th Framework Programme): www.modelkey.org SWIFT-WFD: www.swift-wfd.com Good Practice Report (2006) Az ICPDR tevékenysége (www.icpdr.org) MIRR http://mirr.boku.ac.at/

1


Ezekben a projektekben több ezer szakcikket dolgoztak fel, és az eredményeiket integrálták a projektekben. Tartalmukat illetően utalunk a háttérjelentésre (AEC 2006a), és a weboldalukra. Ezek közül többnek az értékelése megjelenik a jelentés további részeiben. Az információ feltárásának másik módja az öt (e területeken vezető európai) ország VKI gyakorlatának megismerése volt. Az Egyesült Királyságot (UK), Franciaországot (FR), Hollandiát (NL), Németországot (DE), Ausztriát (AT) és az ICPDR tevékenységét vizsgáltuk a VKI alkalmazásának gyakorlatában. A kiválasztást az alábbi szempontok befolyásolták: • • •

Mindegyik országban vannak a magyar viszonyokhoz hasonló víztestek. Hollandia előrehaladt a kockázatosság elemzése, a kockázatos és az erősen módosított víztestekkel kapcsolatos intézkedések terén. Németország és Ausztria vezető szerepet játszanak a VKI alkalmazása területén, és felvízi országként a Duna vízgyűjtőjén találhatóak.

A felsorolt országok nem mindegyike készített nemzeti jelentést. Egyes országokban (AT, UK, NL) vízgyűjtő kerület, vagy részvízgyűjtő esetében készültek jelentések: • • • • • • •

http://www.kaderrichtlijnwater.nl/download-document.php?id=275 http://www.kaderrichtlijnwater.nl/download-document.php?id=765 http://www.kaderrichtlijnwater.nl/download-document.php?id=767 http://www.eaufrance.fr/docs/dce2004/ http://www.kaderrichtlijnwater.nl/publicaties/documenten-sgds/ http://www.umweltbundesamt.de/wasser/themen/wrrl_bestand.htm http://www.defra.gov.uk/environment/water/wfd/article5/index.htm.

Franciaország vízgyűjtőjelentéseket és szintézisjelentést készített Brüsszelnek (Internationale Maascommissie, 2005, (http://www.eaufrance.fr/docs/dce2004/). Mindegyik nemzeti jelentés, vízgyűjtő, vízgyűjtőkerület és részvízgyűjtő jelentés a CIRCA weboldalán hozzáférhető http://forum.europa.eu.int/Public/irc/env/wfd/library?l=/framework_directive/implementation _documents_1&vm=detailed&sb=Title. Részletes szakirodalmi feltárást végeztünk a VKI-val kapcsolatos, tudományos folyóiratokban megjelent ismeretanyag feltárására. Az AEC részéről résztvevő szakemberek számos ország szakértőivel konzultáltak a munka során felmerült problémák megoldására, ezeknek a listáját a háttéranyag tartalmazza és e jelentés 1. Melléklete tartalmazza (AEC, 2006a). Az IMPRESS útmutató dokumentumban a CIS-ből származó DPSIR (Driver = hajtóerő, Pressure = kényszer, Status = állapot, Impact = hatás, Response = válasz) került felhasználásra (1. ábra). Ez a fogalom olyan logikus megközelítést nyújt, amely a nem ökológusok számára is könnyen követhető. Ebben a logikai sorban a válasz jelzi az emberi reakciót a negatív hatások mérséklése érdekében. A VKI szótárban ezt a választ általában az intézkedésekkel azonosítják.

2


HAJTÓERŐK (mezőgazdasági és más diffúz források) KÉNYSZEREK (a diffúz forrásokból származó tápanyagok) ÁLLAPOT (a tápanyagok koncentrációja és terhelése) HATÁSOK (az ökoszisztéma válasza, eutrofizálódás) VÁLASZ (a mezőgazdasági terhelés csökkentése) 1. ábra: A DPSIR logikai sémája Jelenleg a VKI teljesítés középpontjában az intézkedési programok kiválasztása áll. E jelentés ezért néhány lépéssel tovább kell, hogy lépjen, mint az IMPRESS útmutató (CIS 2002). Az intézkedések és azok hatékonysága kerülnek megtárgyalásra. A hatékonyságot egyetlen minőségi elemre vagy minőségi elemek csoportjára lehet megbecsülni. A minőségi elemek válaszainak összessége határozza meg egy intézkedés vagy egy intézkedés sorozat teljes hatékonyságát. A kockázatosság elemzése, az erősen módosított víztestek, az intézkedések és eltérések tekintetében vezető öt ország fontos mozzanatainak és érdeklődési pontjainak leírása a jelen jelentés megfelelő bekezdéseiben található. A beszámoló felépítése a következő. A 2. fejezetben a tipológiával, és a tipológia igazolásával kapcsolatos tapasztalatokat összegezzük. Ezután rátérünk a referenciaállapottal és a minősítő rendszerekkel, továbbá ez utóbbiak igazolásával kapcsolatos európai és gyakorlat megtárgyalására (3. fejezet). A 4. fejezetben az emberi hatásokkal és azok ökológiai következményeivel foglalkozunk, majd az 5. fejezetben hidromorfológiai szempontból elemezzük a kockázatosság kritériumait. A 6. fejezet tárgya az akcióprogramok, és azok ökológiai hatékonysága. A 7. fejezetben a mezőgazdasági eredetű terhelések meghatározásának módszerével, és a jó mezőgazdasági gyakorlattal foglalkozunk. A következő fejezetben az erősen módosított víztestek esetében a költség-haszon elemzések ökológiai szempontjait ismertetjük (8. fejezet). A környezeti célkitűzések gazdasági elemzéséhez szükséges ökológiai hátteréhez tartozó információt a 9. fejezetben ismertetjük. A derogációs igényekkel kapcsolatos lehetőségeket a 10. fejezetben tárgyaljuk. Ezekben az érdemi fejezetekben, ahol szükséges, kitérünk a magyar viszonyok ismertetésére is, és hangsúlyosan elemezzük a nemzetközi tapasztalatok hazai alkalmazásának lehetőségeit. A fontosabb következtetéseket a 11. fejezet tartalmazza. E beszámolóban csak a felszíni szárazföldi vizekkel foglalkozunk.

3


2.

TIPOLÓGIA

A víztípusok ökorégiók (nagy, egymástól tulajdonságaikban nagyon különböző földrajzi egységek) szerinti meghatározása a VKI bevezetésének első lépése. Ez a VKI-ban megadott ökorégiókba történő besorolást jelent. A tipológia az alapja a víztest lehatárolásnak, és víztípusok szerint történik meg a minősítő rendszer kidolgozása is. Az erősen módosított víztestek ökológiai potenciáljának értékelése során is a leginkább hasonló típus jellegzetességeiből kell kiindulni. Ahhoz tehát, hogy e jelentés tárgykörének fő kérdéseire válaszolhassunk, az elemzést a tipológiától kell kezdenünk. A továbbiakban vizsgáljuk meg, hogy az Európa egyes országaiban és Magyarországon használt tipológiai rendszerek folyók és tavak esetében mennyire hasonlíthatók egymáshoz. Magyarországon belül különböző ökorégiók szerencsére nincsenek, az ország egész területét egy ökorégióhoz (Magyar Alföld) sorolta a VKI (WFD 2000). Az 1. táblázat öt vezető európai ország és Magyarország tipológiájának a kulcselemeit mutatja be. A részletes elemzést illetően utalunk a háttérjelentésre (AEC 2006a).

4


1. táblázat: A vezető országok tipológiáinak összehasonlítása: típusok száma és a tipológia fő kritériumai Ország Típusok száma folyók/tavak Folyótipológia Folyó kritériumok

AT 50/11 (plusz a kistó tipológia) – előkészületben) “élő dokumentum” B Tengerszint feletti magasság, Vízgyűjtő nagysága, Biorégiók

DE 24/14 (plusz 2 speciális tótípus) “élő dokumentum”

Igazolás módja

Makroszkopikus gerinctelenek, biorégiók, Halak Típus-csoportosítás Szaprobia

Tótipológia Tavak kritériumai

B Ökorégió Biorégió Tengerszint feletti magasság Közepes mélység

B Ökorégió Tengerszint feletti magasság Geológia Vízgyűjtő nagysága Esés Mederanyag szemeloszlása Makroszkopikus gerinctelenek Fitoplankton Makrofitonok Perifiton Típuscsoportosítás. Folyamatban B Ökorégió Geológia Vízgyűjtő nagysága Rétegzettség Térfogathányados

Makrofitonok Halak Trofikus alapállapot

Makrofitonok, Fitoplankton Halak

Igazolás módja

Folyamatban van.

NL

FR

UK

HU

19/32

125/28

21/12

25/8

B Geológia Méret Folytonosság Esés Forrás Árapály

B Geológia Esés Geomorfológia Vízrajz Hidro-ökorégiók Éghajlat Folyó rendűség

A Tengerszint feletti magasság Vízgyűjtő nagysága Geológia

B Tengerszint feletti magasság Hidro-geokémia Mederanyag szemeloszlása, Esés, Vízgyűjtő nagysága

Biológiai tipológiákkal való összehasonlítás, beleértve minden biológiai minőségi elemet, szakértői vélemény által B Geológia Méret Mélység Alak Folyó befolyás Puffer kapacitás Sótartalom Biotípusokkal való összehasonlítás szakértői becsléssel, beleértve minden biológiai minőségi elemet.

Hidro-ökorégiók: Makroszkopikus gerinctelenek Halak A halakat is felhasználták a víztestek ábrázolására.

Makroszkopikus gerinctelenek (RIVPACS) Makrofitonok

Az összes biológiai minőségi elem csoportosítása Általában top-down igazolás, kivéve makrogerinctelenek.

B Eredet (mesterséges vagy természetes) Hidro-ökorégiók (mint a folyóknál) Bathimetria Hidraulikus funkcionálás Hidro-ökorégiók: Makroszkopikus gerinctelenek Halak (felhasználták azokat a víztestek lehatárolására is)

B Geológia Mélység Tengerszint magasság Méret

B Hidro-geokémiai jellemzők, Mélység, Vízfelület nagysága, Állandó és időszakos jelleg Hivatalos top-down tipológia. Clusterezés az ECOSURV-ben. A tipológia megvitatás alatt.

5

feletti

Igazolás meglévő adatokkal. Nincsenek biológiai igazolási részletek.


A táblázatban közölt információ a következő forrásokon alapul: •

•

• • • •

AT: Leitfaden zur typspezifischen Bewertung der allgemeinen chemisch/physikalischen Parameter in Fließgewässern 1. Vorschlag September 2005, Austrian River Basins, Federal Ministry of Agriculture, Forestry, Environment and Water Management, EU Wasserrahmenrichtline 2000/60/EG. Österreichischer Bericht der IST-Bestandsaufnahme. Methodikband. BMLFUW. March 2005, Moog et al., (2004). DE: Lawa, (2002), Pottgiesser és Sommerhäuser, 2004, Sommerhäuser, 2004, IGFS, 2006, Feld et al., 2005, BMU, 2006, Mischke, U. és Behrendt, H. (2005), Mischke, et al., (2006), Schaumburg et al., 2005, http://www.wasserblick.net/servlet/is/24739/, http://wasser.lebensministerium.at/article/archive/5659, http://www.umweltbundesamt.de/wasser/themen/wrrl_styp.htm, http://www.tucottbus.de/BTU/Fak4/Gewschu/downloads/artikel/nixdorf/nixdorf_et_al_kobio_buch. pdf. NL: Elbersen et al., (2003). FR: http://www.eau-artois-picardie.fr/article.php3?id_article=31, MEDD, (2005), http://www.eau-artois-picardie.fr/article.php3?id_article=31, http://www.eau-artoispicardie.fr/article.php3?id_article=32. UK: Defra, 2005, UKTAG, (2003a, 2003b), http://www.wfduk.org/LibraryPublicDocs/DevtofESWaterResourcesStage3ES. HU: KvVM, (2004, 2005).

A táblázat alapján az alábbi következtetéseket lehet levonni: • • • •

•

• •

A tipológia minden országban abiotikus tényezőkön nyugszik, ez a VKI alapfeltétele (WFD 2000). Minden ország a „B” rendszert használja, egyedül az Egyesült Királyság alkalmazta az „A” rendszert a folyótipológiájához. Tavak esetében ott is „B” rendszer létezik. A figyelembe vett tényezők esetében jelentős a különbség az országok között, amely megnehezíti a típusok összehasonlítását. Franciaországban különösen nagyszámú típust tartanak nyilván, ennek oka a hidroökorégiók alkalmazásában rejlik, mely a tipológiát hierarchikussá teszi, és megnöveli a típusok számát. Ez a módszer a referenciaállapot meghatározását ugyan megkönnyíti, de a sok típussal nehéz dolgozni. Különösen a határfolyók esetében válik nyilvánvalóvá, hogy a tipológia interkalibrációja mennyire fontos lenne (http://www.kaderrichtlijnwater.nl/downloaddocument.php?id=767). Ezt azonban az egyes országok rendszere közötti különbségek megnehezítik, vagy éppen lehetetlenné teszik. Magyarország Németország és Ausztria tipológiáját használta alapul saját tipológiájának a kifejlesztéséhez. A magyar tipológia átlagos számú típussal rendelkezik annak ellenére, hogy az összes figyelembe vett ország közül a legkevesebb a tó típusok száma.

A fentiek alapján megállapítható, hogy magyar tipológia esetében nem szükséges, és nem is tudunk valamiféle „többségi” tipológiához alkalmazkodni, következésképpen a saját tipológia alkalmazása célszerű a jövőben is.

6


2.1. Igazolás A tipológia igazolása esetében az alábbi jellegzetességek figyelhetők meg (1. táblázat): • •

•

• • • •

•

A folyótipológia igazolásához legszélesebb körben a makroszkopikus gerincteleneket használják. A tavak tekintetében a halak a kedveltek. A makrofita szintén népszerű. A biológiai igazolás sok esetben alulról felfelé haladva történhet halmazelemzéssel (bottom-up megközelítés). A halmazokat ebben az esetben a top-down abiotikus faktorok szerinti tipológiával hasonlítják össze. Ez a megközelítés úgynevezett biotípusok (jellegében hasonló ökoszisztémák) megalkotásához vezetett. Ez a megközelítés is elfogadható abban az esetben, ha az nem sérti a kötelezően előírt abiotikus tipológiát, és ha nem a biotikus tipizálás válik meghatározóvá. Ugyanakkor fontos megemlíteni, hogy a végleges megoldás a top-down abiotikus, és a bottom-up biotikus tipizálás eredményeinek egymáshoz közelítésével a tipológiai hiányosságok megszüntetése (ezen az úton jár AT és DE). A „biotípus” szó használatával azonban gond van, mert a típus fogalma a VKI-ban foglalt már, az abiotikus tipológiához rögzített, ezért talán helyesebb a „biológiai mintázat” kifejezést használni. A franciák a felülről lefelé működő osztályozó rendszereket támogatják (top-down megközelítés). Szerintük a fizikai jellemzők (a hidro-ökorégiók és az éghajlat) irányítják és határozzák meg a környezeti feltételeket az élő szervezetek számára. Magyarországon is ezt az utat jártuk az élőlény együttesek többsége esetében (kivétel: makroszkópikus gerinctelenek). A franciák a tipológiát makroszkopikus gerinctelenekkel és halakkal igazolták azok fizikai jellemzőkkel való korrelációjának az elemzésével. Legszilárdabb törekvésük az volt, hogy a tipológia fizikai jellemzőit igazolják. Mindkét igazolási mód a jelenlegi tipológiák elfogadásához vezetett. Összességében megállapítható, hogy a figyelembe vett országok esetében a tipológia igazolása nincs előrehaladottabb állapotban, mint Magyarországon. Magyarországon általában a tipológia top-down igazolása használatos, kivéve folyók esetében a makroszkópikus gerinctelen élőlény együttest, itt bottom-up megközelítés történt. Ez jellegében a VKI hierarchiájához jobban alkalmazkodik, és az igazolás nem kötődik egyetlen adatbázishoz (mint nálunk az ECOSURV adatbázishoz). Magyarország esetében is hasonló a helyzet. Az ECOSURV Projekt eredményeinek feldolgozása azt sugallta, hogy a jelenlegi hivatalos folyó tipológia nincs teljesen összhangban a biológiai valósággal: élőlény együttesenként kevesebb típus is elég volna (AEC, 2005). Ugyanakkor a mindegyik élőlény együttes figyelembe vételével végzett vizsgálat eredményei szerint ezek a lehetséges összevonások nincsenek átfedésben, következésképpen jelenleg nincs szükség a folyótipológia módosítására (Szilágyi et al. 2006). Tavak esetében egységes biológusi vélemény szerint azonban problémák merülhetnek fel a jelenleg hivatalos tipológiával kapcsolatban (Szilágyi et al., 2004c, 2006).

2.2. Interkalibráció Az interkalibrációs eljárásban a tipológiai különbségek nehézségeket vetnek fel. A GIG egy nemrégiben a közép-európai és balkáni régióban történő perifiton interkalibrációról tartott ülésén a résztvevők jelezték, hogy számos nemzeti tipológia összhangba hozása szükséges lehet (Herman van Dam, személyes közlés, 2006. június). Ez fontos lehet Magyarország számára is a jövőben. Mindazonáltal minden GIG jelezte, hogy a tipológiai problémákat, és ehhez kapcsolódóan az interkalibrációs problémákat, nehéz megoldani. Még egyetlen 7


biológiai minőségi elemet sem sikerült teljes mértékben interkalibrálni. Mint ahogy az a jelen projekt második szakaszában láthatóvá fog válni, a tagállamokban szintén fontos feladatnak tekintik minden biológiai minőségi elemosztály és típus határainak a meghatározását. Ez a feladat mindig is nehéz lesz, tekintettel a sok kombinációval kapcsolatban hiányzó adatokra, valamint a megfigyelésekben és kiváló állapotú helyekre vonatkozó adatokban meglévő adatsorok korlátozottságára. A határokon átnyúló vízgyűjtők tekintetében ezt a feladatot minden szomszédos országgal együttműködésben kell végrehajtani. Az interkalibráció kétféle módon történik: • •

Olyan nemzetközi interkalibrációs mérték használatával (IC), amelyhez a nemzeti mértékeket viszonyítják. A másik mód a kétoldalú interkalibráció két ország között ugyanabban a vízgyűjtőben.

Bármely esetben általában több mértéket (például egy szaprobikus és egy trofikus mutatóból álló mértéket) használnak az EQR (környezetminőségi arány) számításához (Herman van Dam, 2006, személyes közlés). A nemzeti elemzési módszerek és a használt mértékek közötti különbségekkel kapcsolatos jelenlegi problémákról bővebb információ a legújabb JRC jelentésben található (Cardoso et al., 2005). Az elemzési módszerek összefoglalása az AEC (2006a) 9. Mellékletében áll rendelkezésre, amelyből nyilvánvalóvá válnak az országok közötti nagy különbségek. 2.3. A magyar alkalmazásra vonatkozó ajánlások A tipológiai rendszerek nemzetközi áttekintéséből, és a magyar rendszerrel történt összehasonlításból az a következtetés adódik, hogy: • •

•

3.

Az országok tipológiai rendszerei annyira különböznek egymástól, hogy nincs akadálya a saját rendszerünk használatának. Az igazolásra vonatkozóan a top-down és a bottom-up megközelítés egyaránt használható, de figyelme kell venni, hogy (1) A VKI szerint „A” tipológia nem sérülhet; (2) A bottom-up módszer esetében csak a hasonló osztályba tartozó víztestek elemzése végezhető el a szokásos statisztikai elemzéssel; (3) A bottom-up módszer esetében a biológiai mintázatok megállapítása, és az így kialakított „biotípusok” igazolása csak hasonló módon gyűjtött, de önálló adatbázissal lehetséges; (4) Mindkét megközelítési módszer esetében nagy szerepe van a megfelelően részletes, statisztikailag értékelhető adatbázisnak. A jövőben tehát az ökológiai adatgyűjtésre kellene a hangsúlyt helyezni. A különböző tipológiai rendszerek azonban az interkalibrációs gyakorlatban gondot okozhatnak, ezért Magyarországnak célszerű elsősorban a határokon átnyúló folyók esetében a szomszéd országokkal folyamatosan egyeztetni, és részt venni a nemzetközi interkalibrációs programokban.

A REFERENCIAVISZONYOK ÉS MINŐSÍTŐ RENDSZEREK

3.1. Referenciajellemzők

8


A referenciaállapot és a minősítő rendszerek kidolgozásának alapja a REFCOND (2002) és az ECOSTAT (2003) útmutató. A 2. táblázat öt vezető ország és Magyarország referenciaállapot meghatározásának a kulcselemeit mutatja be. A részletes elemzést illetően utalunk a háttérjelentésre (AEC 2006a). A referenciaállapot meghatározásának jelenlegi gyakorlatát folyók esetében bizonyos mértékig minden ország leírta. A különbség a részletezettségben rejlik. • • • •

Hollandiában típusonként részletes passzportok állnak rendelkezésre. Az Egyesült Királyság a referenciaviszonyokat minőségileg határozta meg, számos indikátor faj megjelölésével. Magyarország megközelítése valahol a fenti két ország között van. Németországban és Ausztriában a tavak, Franciaország esetében pedig a folyók és a tavak esetében nem áll rendelkezésre információ.

A referenciaállapot leírásának módszereit illetően Németország és Ausztria követte leginkább a VKI ajánlásait. Hollandiában a szakértői becslés volt a leggyakrabban alkalmazott módszer, ezen kívül más országokban előforduló referenciahelyeket vettek figyelembe. Franciaországban és az Egyesült Királyságban elsősorban a referenciahelyek adataival dolgoztak, de az utóbbiban a modellezés és a szakértői becslés is szerephez jutott. Magyarországon a referenciaállapot leírása túlnyomórészt szakértői becsléssel történt, de esetenként meglévő adatokat is használtunk ehhez a becsléshez (Szilágyi 2004b, 2004c). Az erősen módosított és a mesterséges víztestekkel összefüggésben a maximális és a jó ökológiai potenciál (Maximum Ecological Potential = MEP, Good Ecological Potential = GEP) meghatározását az országok többsége esetében tulajdonképpen még nem kezdték el. Magyarországon ezzel a kérdéssel jelenleg egy, a KKV által finanszírozott projekt foglalkozik. A mesterséges víztestek csoportosítása, a MEP és A GEP meghatározásának módszertana tekintetében jelentős előrehaladást tudunk felmutatni.

9


2. táblázat: A referenciaviszonyok meghatározásának jelenlegi állapota az öt vezető országban és Magyarországon Ország Folyók referenciaviszonyai Tavak referenciaviszonyai A referenciaviszonyok megállapításának módszerei

MEP/GEP

AT

DE

NL

Teljes

Teljes

Teljes

Nincs információ

Nincs információ

Teljes

Referenciahelyek Abiotikus kritériumok (morfológiai degradáció, kémiaifizikai paraméterek), Az értékelésnek megfelelő biológiai metrika. Abban az esetben, ha nem voltak referenciahelyek: modellezés, szakértői vélemény2 EU szintű döntéshozatalra vár (lásd e jelentés megfelelő fejezeteit)

Referenciahelyek Abiotikus kritériumok (morfológiai degradáció, kémiaifizikai paraméterek), Az értékelésnek megfelelő biológiai metrika. Abban az esetben, ha nem voltak referenciahelyek: modellezés, szakértői vélemény3 EU szintű döntéshozatalra vár

A legjobb helyek meglévő adatai, szakértői vélemény, Más országok referenciahelyei

Teljes körű meghatározás

1

FR Nem található információ.1 Nem található információ Referenciahelyek. Potenciális referenciahelyek kiválasztása terhelési/hatás adatok alapján

Nincs információ

Teljes

UK

HU Teljes

Teljes

Teljes

A referenciahelyek meglévő adatai, modellezés (RIVPACS), Szakértői vélemény Szakirodalom

A folyó és a tó típus passzportok leírása főként szakértői becsléssel történt, de ehhez meglévő adatokat is felhasználtak.

Nincs információ

A jelenlegi projekt teszteli a megközelítést.

Vonatkozó honlapok: www.eaufrance.fr, www.eau-artois-picardie.fr Kriterien zur Ausweisung von potentiellen Referenzstrecken für den sehr guten ökologischen Zustand und Eichstrecken für den guten ökologischen Zustand. Arbeitskreis Ökologie. Auftraggeber und Herausgeber: BMLFUW, Sektion VII 3 Kriterien zur Ausweisung von potentiellen Referenzstrecken für den sehr guten ökologischen Zustand und Eichstrecken für den guten ökologischen Zustand. Arbeitskreis Ökologie. Auftraggeber und Herausgeber: BMLFUW, Sektion VII 2

10


3.2. Biológiai minősítési rendszerek A VKI szerint a biológiai minősítésnek ötosztályosnak kell lennie, azonban a valóságban, az intézkedések szempontjából elsősorban a referenciaállapot (mert ez az EQR számítás alapja), valamint a jó és a közepes állapot közti határ fontos (mert ez szabja meg, hogy kellenek-e intézkedések a víztesten, vagy nem). A referenciaviszonyokhoz kapcsolódóan a minősítő rendszereket meg kell vitatni. Az öt vezető ország és Magyarország minősítő rendszerei kulcselemeinek összehasonlítását is a 2. táblázat tartalmazza a JRC egy közelmúltbeli munkája és számos, az interkalibrációs munkacsoportból jövő külső szakértő munkája alapján (Cardoso et al., 2005). Ez az összehasonlítás világosan mutatja, hogy az országok minősítő rendszerei között nagy különbségek vannak, ami a GIG-eknek nehézségeket okoz az interkalibrációs mutatók meghatározásában. Például az abundacia értelmezése is különbözik az egyes országokban. Míg Hollandiában a makrofitonok mintázása az egyedsűrűség megállapításához DAFOR skála használatával történik, ezt Magyarországon nem tartjuk eléggé mennyiséginek. Itthon az egyedsűrűség használatánál növényi biomasszát használunk mennyiségi elemként. Az egyéb különbségek magukban foglalják az egyes biológiai minőségi elemek által tartalmazott állományokat. Nálunk a folyók esetében a kovaalga indexek közül az IPS-t használjuk (ez lényegében egy szennyezettségi index), míg tavaknál a DIL (Diatome Index for Lakes) ajánlott (ez szintén a szennyezésre, ezen belül az eutrofizálódásra érzékeny). A nem taxonómiai perifitont csak kis mértékben veszik figyelembe néhány országban (a makrofitonok elemzésének része Hollandiában), amíg Magyarországon meghatározott helye van a minősítő rendszerben a perifiton (nem diatóma) részeként. Jelenleg a következtetés az, hogy az országok szabadon fejleszthetik ki a saját minősítő rendszerüket amennyiben a VKI által megkövetelt paramétereket figyelembe veszik. A határokon átnyúló folyók és tavak esetében a szomszédos országokkal való gördülékeny együttműködés okán határozottan javasoljuk az összehasonlítható (vagy legalább hasonló) metrika használatára való törekvést vagy kétoldalú interkalibrációs metrika kifejlesztését. Ebben az esetben biztosnak kell lenni abban, hogy ugyanazon paraméter monitorozása összehasonlítható módon történik (egységes módszerek alkalmazása a mintavétel és –feldolgozás során). Egy interkalibrációs munkacsoport a JRC-ben elemezte a szárazföldi felszíni vizek VKI szerinti biológiai monitorozásának európai harmonizációját (Cardoso et al., 2005, http://forum.europa.eu.int/irc/DownLoad/keebA3J_mnGDsV65GPp7YRj2vLPjFlUwyNLRJqmUT8OBIUyGqGWPHg2j0kt6_tq7VjevH/Report%20on%20 Harmonisation%20of%20freshw_biol_methods.pdf). A jelentésben található áttekintés világosan mutatja, hogy különböző okokból kifolyólag a tavak és folyók biológiai monitorozó rendszerei Európában jelenleg nagymértékben eltérnek egymástól. Ez a megállapítás a mintázott biológiai elemek, a metrika és az átvett osztályozási rendszer tekintetében is igaz. Ezen kívül a használt rendszerek legtöbbje még nem felel meg a VKI követelményeinek. Mindazonáltal a legtöbb ország foglalkozik saját rendszerének a javításával. A VKI követelményeit a folyók és tavak biológiai minőségi elemeinek elemzéséhez használt paraméterekre vonatkozóan a 3. táblázat mutatja.

11


3. táblázat: A felszíni vizek kiváló, jó és mérsékelt ökológiai minőségi állapotának osztályozásához szükséges biológiai minőségi elemek és mértékek a VKI V. Mellékletében foglalt normatív meghatározások szerint. (Heiskanen et al., 2004., Cardoso et al., 2005) Minőségi elem Fitoplankton Vízi makrofitonok Fenéklakó gerinctelenek Halak

Folyók 1, 2, 3*, 4 1, 2 1, 2, 5, 6 1, 2, 6, 7

Tavak 1, 2, 3, 4 1, 2 1, 2, 5, 6 1, 2, 6, 7

Megjegyzések: 1 = Faji összetétel, 2 = Egyedsűrűség, 3 = Biomassza, 4= Vízvirágzások 5 = Diverzitás, 6 = Karakterfajok (pl. a szervezetek érzékeny vs. érzéketlen fajai), 7 = korszerkezet

A JRC vizsgálta a VKI alapelvek teljesítésének állapotát a biológiai mintázás és elemzés során is (Cardoso et al., 2005). A 4. táblázat az alkalmazott módszerek rövid áttekintését mutatja a látható a kényszerekre (pressures) és a biológiai minőségi elemekre vonatkozóan. Az 5. táblázat a tavak összes biológiai minőségi elemének mintázását és elemzési módszereit részletezi. A 2. táblázat ugyanazt az áttekintést tartalmazza folyókra. Az utóbbi két táblázat e jelentésben foglalt 5 országra összpontosít: AT, DE, FR, NL, UK, és Magyarország. Az eredeti jelentés minden közreműködő országról tudósított. A JRC jelentés szerzői világosan jelzik, hogy az áttekintések változhatnak, mivel a legtöbb országban folyamatban van a monitorozás és minősítő rendszer javítása a VKI követelmények teljesítése érdekében. A magyar módszerek legfontosabb vonásait hozzáfűztük. Az összes nemzeti módszer teljes áttekintése a http://starwp3.eu-star.at címen található (Waterview adatbázis). A javításokat [email protected] részére lehet küldeni, aki ezt követően javítja a Waterview adatbázist. Magyarországra ez bizonyosan vonatkozik.

12


4. táblázat: A különböző országokban a tavakhoz alkalmazott biológiai módszerek összefoglalása (Az információ nem teljes, de az ECOSTAT WG 2A-ból került gyűjtésre 2004 első félévében illetve a VKI CIS monitorozás WG ténylapokból), Cardoso et al., (2005). Biológiai minőségi elemek Fitoplankton

Kényszerek

Ország

Mintavétel

Metrika

Minősítés

Eutrofizálódás

AT, EE, FIN, IE, IT, LV, LT, NO, PT, Se, SL, SP, UK

a-klorofill, biomassza, fajösszetétel, biomassza és biotérfogat

A referencia állapotot nem veszik figyelembe, vagy csak kevés számú tó esetében. Nem VKI kompatibilis.

Makrofiton

Eutrofizálódás

EE, DE, IE, FIN, LV, LT, SE, SL, UK

A különböző országokban eltérő tófelület, gyakoriság, minőségi és mennyiségi szempontok, létező nemzeti szabványok használata, vagy publikált módszerek szerint Különböző stratégiák.

Fajlista, biomassza, %os fedettség

Makroszkópikus gerinctelenek

Eutrofizálódás és savasodás

IE, SE, NO, UK

Néhol figyelembe veszik a referenciaállapotot, de csak kevés tó esetében. Nem VKI kompatibilis. Fajszintű. A tó különböző részeire alkalmazható (litorális, profundális)

Eutrofizálódás

CY, LV, SE

Különböző módszerek a tófelülettől függően, nemzetközi, vagy nemzeti szabványok használata. Kéziháló, vagy mérőedény, Eckman mintavevő, Nemzeti szabványok (LT, SE)

Faj abundancia, karakterfajok jelenléte, vagy hiánya.

VKI kompatibilis, A profundálisra alkalmazható, típus specifikus referencia állapot, öt osztály Halfauna Eutrofizálódás SE, SP, UK Öt különböző Fajszintű Jó alap VKI és savasodás módszer. meghatározás, kompatibilis különböző módszerre, tavakra Egyik típus alkalmas specifikus referenciaállapottal Makroszkópikus Eutrofizálódás UK Mindkét Multimetrikus Csak kis tavakra, gerinctelenek és és savasodás elemre nemzeti index (PSYM) Jó VKI makrofiton szabvány. alkalmazhatóság. Referenciaállapot. AT: Ausztria EE: Észtország, FIN: Finnország, IE: Írország, IT: Olaszország, LV: Lettország, LT: Litvánia, NO: Norvégia, PT: Portugália, SE: Svédország, SL: Szlovénia, SP: Spanyolország, UK: Egyesült Királyság

13

Család, genus, faj


5. táblázat: A tavakhoz használt biológiai monitorozás módszerek (Cardoso et al., 2005, Magyarország esetében saját adattal kiegészítve). Ország AT Fitoplankton Mintavételi Pontszerű módszer mintavétel

Paraméterek és mértékek

a-korofill; Egyedsűrűség Biomassza; Indikátor állomány; Csoport arányok

DE

FR

NL

Integrált minták

Hálózás Secchi mélységben, vagy integrált mintavétel 0tól 50 m-ig

Háló

a-korofill; Faji összetétel és egyedsűrűség; vagy: Az egyes fajok egyedsűrűsége és biomasszája

a-korofill Egyedsűrűség

a-korofill Sejt számlálás (a kolóniákból megbecsülik a sejtek számát); Faji vagy nemi szinten történő azonosítás; Csoportok megoszlása (algák, cianobaktériumok)

Perifton Mintavételi módszer

UK Ruttner vízmintavevő minden egyes méteren a felszíntől összetétel minta, kiegészítve fitoplankton hálóval a tófelszínen, vagy: Összetétel mintavétel csővel, vagy: 5 m integrált cső a-korofill Egyedűrűség és Az algafajok azonosítása. Fajok listája.

HU Mélységi átlagminta.

a-korofill. Faji vagy genus szinten történő meghatározás. Relatív egyedsűrűség. Funkcionális guildek.

Csak fenéklakó Közvetlen Epilitikus Epilitikus diatómák. megfigyelés diatómák. diatómák; vagy a parti Nádszálra Nádszálra vagy sávokban. vagy elmerült helofitákra makrofitonokra tapadt tapadt diatómák. fenéklakó Elmerült diatómák; vagy makrofitonra Diatóma tapadt maradványok a diatómák. felszíni üledék Üledéken legmélyebb lévő pontjáról diatómák. (Niederreiter gravitációs magfogó) Megjegyzés: Egyes hivatkozások módszertani leírásokra vonatkoznak. Ezek a hivatkozások nem szerepelnek a hivatkozási listánkon, de megtalálhatók a Cardoso et al., (2005) munkában. Az üres mezők azt jelenthetik, hogy nincs rendelkezésre álló adat vagy azt, hogy a biológiai minőségi elemet nem elemezték tavakban az adott országban. Néhány esetben egyes biológiai minőségi elemre több különböző módszert vagy paramétert használnak. Különbségek vannak a GIG-ek között, de a GIG-eken belül is. A felsorolt paramétereket nem minden esetben használják, de az egyes országokban használt (megemlített) összes paraméter fel van sorolva. Magyarországgal kapcsolatban a táblázat néhány javítást tartalmaz (Szilágyi et al. 2006).

14


3.3. Igazolás A minősítő rendszerek készültségi szintje folyók és tavak esetében, valamint országonként is különböző. Az országok többségében a minősítés biológiai igazolása nem történt meg, vagy erősen hiányos. Ennek oka többnyire az adathiány, mellyel nemcsak itthon küzdünk. Magyarország a minősítő rendszer, és annak igazolása területén sem áll rosszul a vizsgált európai országokhoz képest, mert elfogadott biológiai minősítő rendszer ugyan még nincs, de a halak, és a tavak esetében a makrogerinctelenek kivételével a többi élőlény együttesre van javaslat. A javasolt biológiai minősítés igazolására is történtek erőfeszítések az ECOSURV Projekt adatbázisának felhasználásával (Szilágyi et al. 2006). Jelen projekt tesztterületén is végeztünk külön igazolást a meglévő minősítő rendszerre vonatkozóan (lásd: AEC 2006b). 3.4. A magyar alkalmazásra vonatkozó ajánlások Összességében a referencia állapot leírásának területén is a sokszínűség jellemző az országokra. A nemzetközi kitekintés eredményei szerint ezen a területen sincs olyan elterjedt gyakorlat, amelyhez alkalmazkodnunk kellene, vagy lehetne. A hazai módszerek a referenciaállapot leírására egyelőre megfelelők, és ebben a tekintetben sincs általában elmaradásunk az európai országokhoz képest. A potenciális referenciahelyek részletes monitorozására, és ilyen adatok alapján a típus specifikus referenciaállapot pontosítására azonban szükség van olyan víztípusok esetében, ahol erre lehetőség van. 4.

AZ EMBERI BEHATÁSOK ÖKOLÓGIAI KÖVETKEZMÉNYEI

4.1. Hajtóerők és kényszerek 4.1.1. Hidromorfológia 4.1.1.1. Általános hidromorfológiai módosulások Az általános hidromorfológiai módosulásokkal, azok hatásával, és lehetséges mérséklésének eszközeivel a „Jó Gyakorlat” dokumentum foglalkozik, amely ez év szeptemberében elkészült (Good Practice, 2006). A hajtóerőket, kényszereket és az általános hatásokat a Német Kézikönyv szintén leírja (BMU, 2004b), amely angol nyelven is rendelkezésre áll, és amelyet a gazdasági elemzésekről szóló jelentés is tárgyal e projekt keretében. A hidromorfológiai eltérések hatásának korszerű észlelése arra a tényre mutat rá, hogy szinte soha sem jelenik meg egyetlen eltérés sem önmagában. Általában az eltérések azok hatásai csoportosan jelennek meg. Ezért nehéz vagy inkább lehetetlen a hidromorfológiai kényszerek általános hatásairól táblázatot készíteni. Bizonyos hajtóerők (mint az erőművek víztározóinak építése és működése) azonban általában viszonylag állandó kényszerek sorához vezetnek. A Jó Gyakorlat dokumentum ezért részben e hajtóerők mentén szerveződött. 4.1.1.2. Hordalékterhelések A VKI végrehajtása arra kényszerítette a hatóságokat, hogy egységes céllal tekintsenek a vízminőség és a vízgyűjtő-gazdálkodás közötti kapcsolatra. Észak-Írországban a vidék egyik legfontosabb lazacos folyójának (a Bush folyó) súlyos élőhely csökkenése miatti aggodalom szolgáltatott indítékot egy hordalék monitorozás programhoz. Ennek a tanulmánynak a célja az volt, hogy meghatározza a beáramló hordalékterhelés mennyiségét, és hogy azonosítsa a folyót tápláló finom hordalék beáramlás forrásait. Ezt az információt a vízgyűjtő forrásokkal

15


való gazdálkodás módjában bekövetkezett változások igazolására használták volna. A hordalékterheléseket a Bush folyórendszer négy mintavételi állomásán elemezték egyéves perióduson keresztül 2002.-2003.-ban hordalékgyűjtő csövek és iszapfogók alkalmazásával. Ezek görgetett hordalék esetében 0,196 és 4,98 t/év között változtak, és 1,70 és 102 t/év között lebegtetett hordalék esetében. Irodai munka (az eróziós potenciál térképen történő bemutatása), monitorozás (vizuális megfigyelések, part erózió terjedelme és hozama) és elemző munka kombinációját (hordalék lenyomat) alkalmazták a vízgyűjtő hordalék eróziója, és az áramlásirányú hordalékszállítás közötti kapcsolat megvilágítására. A parterózió azokon a vízgyűjtőkön volt a legmagasabb, ahol a legkevesebb partkohéziós anyag volt megtalálható gyors vízáramlási körülmények között. Az orvhalászat és az áramlási csúcsok károsodásokat okoztak a partokon egy helyhez kötött skálán és további erózióra és a hordalékterhelés növelésére (kb. az éves lebegő hordalék 2%-a és az éves görgetett hordalék 60%-a) érzékeny kopár földarabokat eredményeztek. A szennyvízcsatorna karbantartási munkák (60% és 30%), az erdő tarvágások (1% és 2%) és a földszántás (37% és 8%) szintén hozzájárultak az éves lebegőhordalék és görgetett hordalék mennyiségéhez. Kilenc kulcsintézkedést javasoltak az élőhely minőségének javítása érdekében a Bush folyó hordalékszállításával kapcsolatban. Ezek magukban foglalták a következő ökológiai-műszaki intézkedéseket: • • • • • • • •

A láp rehabilitációt. A szennyvízcsatorna karbantartási munkáinak megtiltását. A tűlevelű erdők kivágásának szabályozására irányuló stratégiákat. A kopár földterület csökkentését; az élőállományhoz való hozzáférés korlátozását. Az építési területgazdálkodást. A makrofiton aratást. Folyóőrség alkalmazását. A projekt ajánlások szisztematikus elterjesztését az érdekeltek körében közösségi részvétel kiváltása érdekében.

Lényeges volt, hogy ezek az intézkedések egyben költség-hatékonyak és ésszerűek legyenek annak érdekében, hogy a vízgyűjtő terület felvétele maximális legyen (Evans et al., 2006). 4.2. Kémia (diffúz terhelések és pontszerű szennyező-források) A szennyező-forrásokat mezőgazdasági, ipari és városi környezetre lehet felosztani. A tápanyagok tekintetében a mezőgazdaságot és a szennyvíztisztító telepeket említik leggyakrabban fő szennyezőként (diffúz illetőleg pontszerű források). A pontszerű szennyező-forrásokból érkező terhelés elemzése viszonylag könnyű. A magyar engedélyezési rendszernek és a regionális felügyeleti ellenőrzési mechanizmusoknak képesnek kellene lenniük egészen pontosan elemezni a szennyvíztisztító telepekről és az iparból érkező pontszerű szennyezéseket minden fajta anyagra (tápanyag, szerves anyag, és toxikus (elsőbbségi) anyagok). A szükséges információ lényegi részét tartalmazó (még nem teljes) GIS vagy XLS fájlok elérhetőek a KvVM adatbázison belül, és a Konzorcium számára hozzáférhetővé váltak. Itt azonban meg kell említeni, hogy a közelmúltban történt, a víztestek leírásában tett, javítások nem kerületek átvezetésre a víztestek vízgyűjtőinek adatsoraiban. Ezért a szennyezőanyag terhelésekkel kapcsolatos információkat csak a víztest leírásának ezt megelőző verziójával lehet összekapcsolni. Az EUROHARP modellek széles skáláját nyújtják a mezőgazdaságból származó tápanyagterhelések elemzéséhez. A szervesanyag-terheléseket kisebb mértékben tanulmányozták. A 16


városi használatból és gazdaságokból jövő mérgező anyagok becslése törvények, előírások, értékesítési adatok felhasználásával és a használat megoszlásának ismeretében a helyi, vagy regionális önkormányzatok, és a gazdaságok által történhetne. A kalkulációhoz számos modellt lehetne választani, de logikusnak tűnik a MONERIS vonal továbbvitele, amelyek korábban a Duna vízgyűjtőben már használtak. Magyarországon a kutatók a diffúz szennyezések becsléséhez a MONERIS modellek alkalmazásában gondolkodnak (lásd: 7., 4.3.3. fejezetek). Ezek a modellek általában magukban foglalják a talaj jellemzőinek és a földhasználati információknak GIS adatbázisait, valamint népességi adatokat és a szennyvíztisztítási gyakorlatot. 4.3. Az élőlény együttesek érzékenysége az emberi hatásokra A REBECCA projekt (Heiskanen és Solimini, 2005) hiányelemzéséből (gap analysis) világos, hogy a különböző kényszerek és a kémiai állapot közötti általános kapcsolatokat vizsgálták, ezzel szemben a kémiai állapot és az ökológiai állapot közötti kapcsolatokra kevesebb figyelmet fordítottak. A tavak esetében a kutatás a tápanyagterheléssel összefüggésben a fitoplankton egyedsűrűségre összpontosított. A folyók esetében a fenéklakó gerinctelen közösségeket általában a folyók ökológiai minőségének értékeléséhez biológiai indikátorként használják. A fenéklakó mutatókat a tápanyagok és mérgező szennyezők folyókra gyakorolt ökológiai hatásának a leírására fejlesztették ki, jóllehet gyakran csak helyre jellemzően, területileg korlátozottan, vagy célzottan, a kényszereknek csupán egy fajtájára (Duel et al., 2005). 4.3.1. Tavak A tavak (mind a természetes tavak, mind az ember alkotta tározók) biológiai minőségére ható fő terhelések az eutrofizálódás, a savasodás, és a hidrológiai kényszerek (vízszintingadozás). A mennyiségi dózisreakciók korlátozott fejlesztése létezik, a fitoplankton és makrofiton egyedsűrűség kivételével. A tápanyagokra adott biológiai reakciókat a kapcsolatok két típusára lehet felosztani (Carvalho és Defew, idézve Heiskanen és Solimini, (2005)-ben: • •

Elsődleges fitoplankton, perifiton és makrofiton reakciók a tápanyagszintre. Másodlagos makroszkopikus gerinctelen és hal-reakciók az elsődleges produkcióra vagy a fényáteresztő képességben és az oxigén produkcióban bekövetkezett változásaira (Duel et al., 2005).

Általában a tápanyagok és a fitoplankton egyedsűrűség közötti kapcsolatok jól megalapozottak a sekély és mélyvizű tavakban. A fitoplankton egyedsűrűség jóslására több modell is rendelkezésre áll. Ezeket potenciálisan fel lehetne használni a referencia-feltételek meghatározására vagy a tavak helyreállítása érdekében teendő beavatkozások megtervezésére. A makrofitont (egyedsűrűség és összetétel) a tavak ökológiai állapotában általában kulcsindikátoraként tartják számon, mivel a makrofitonok élőhelyet biztosítanak sok más vízi szervezet számára. A makrofitonok érzékenyek a hidromorfológiai (vízszintingadozások) és kémiai terhelésekre (eutrofizálódás), és a hatások mennyiségileg jól érthetők. A minőségi kapcsolatok tekintetében az ismereteink korlátozottak. A REBECCA-ban elvégzett integrált adatelemzések első eredményei azt jelzik, hogy a makrofiton közösséget a fényáteresztő képesség, a vízmélység, a tápanyag terhelés és a táplálékhálózat kombinációja irányítja, ahol az utóbbi határozza meg a felülről lefelé irányítás vs. a lentről felfelé irányított ökoszisztémák szintjét (Duel et al., 2005).

17


4.3.2. Folyók Európában a hidromorfológiai kényszerek, az eutrofizálódás, a szerves- és mérgezőanyag szennyezés legfontosabb kényszerek, amelyek hatással vannak a folyók ökológiai minőségére (Andersen et al., 2005). A hidrológiai kényszerek nemcsak az áramlás változékonyságát, sebességét, a víz mélységét és az árvizek gyakoriságát változtatják meg. Szintén hatással vannak a hordalékszállításra, az erózióra és az üledék kiülepedési folyamatokra és a víz fizikai élőhelyeire és annak fiziko-kémiájára (Duel et al., 2005). Számos módszer áll rendelkezésre a hidromorfológiai kényszereknek és a folyók ökológiai minőségének összekapcsolására. A LIFE-mutató (Extence et al., 1999) a fenéklakó gerinctelen közösségek szerkezetében bekövetkezett változásokat kapcsolja össze a vízhozam változásaival. A folyók ökológiai minőségére szintén hat az élőhely romlása és kisebb mértékben a vízminőség. Azt elmúlt 25 évben fejlesztették ki az Instream Flow Incremental Módszertant és más élőhely módszertanokat mint a folyók ökológiai elemzésének keretrendszerét. Úgy tűnik, hogy a folyókban élő fitoplankton és makrofiton jobban ki van téve a hidromorfológiai változékonyságnak, mint az eutrofizálódásnak (Duel et al., 2005). A perifitont és a makroszkopikus gerincteleneket tartják a szerves hatások legjobb indikátorának. A szaprobitás rendszereket szintén sok éve használják. A makrofiton, halak és fitoplankton csak másodlagos indikátorok e tekintetben (Duel et al., 2005). 4.3.3. Elsőbbségi anyagok A REBECCA szintén feladatként azonosította a mérgező (elsőbbségi) anyagokat. A mérgező terhelések ökológiai kockázatosság elemzésére egy keretrendszert kifejlesztettek ki (2. ábra). Ökotoxikológiai adatbázis: Anyag - faj- érzékenység (NOEC/LC50/EC50 Laboratóriumi teszteken + területi adatokon + QSAR-okon alapul

Biológiai minőségi elemek kiválasztása: Fitoplankton, makrofitonok, makroszkopikus gerinctelenek, halak

Oldott koncentráció

Faji érzékenységi eloszlási grafikon

Koncentrációarány

Potenciálisan Hányad

Érintett

Összekapcsolás több anyag Potenciálisan érintett hányadával

Ökotoxikológiai kockázat a mérgező anyagokra: a teljes faj %-os kockázatos aránya a referenciaviszonyokra

Kémiai mérések vagy modellezés eredményei: koncentráció a vízben vagy üledékben

18


2. ábra: Az ökotoxicitási kockázatelemzés keretrendszere a REBECCA-ból, Duel et al., (2005) után Már meglévő ismeretek alapján az élőlény együttesnek a 33 elsőbbségi anyagra való érzékenységét is összeállították. A 3. ábra mutatja a biológiai minőségi elemeknek (a halak kivételével) az elsőbbségi anyagokra való érzékenységét. A zöld cellák azt jelentik, hogy a biológiai minőségi elem érzékeny arra a konkrét mérgező anyagra. A használt rövidítések a következők: Phytop = fitoplankton, Macroph = makrofiton, Phytobts = fitobentosz és perifiton, Zoobts = fenéklakó gerinctelenek és zooplankton. Forrás: Heiskanen & Solimini, 2005. Mérgező anyag Alachlor Antracén Atrazin Benzol Brómozott difenil-éterek Kadmium és vegyületei Klór-alkánok C10-13Chlorfenvinphos Chlorpyrifos Diklór-etán, 1,2Diklór-metán Di-(2-etilhexil)-ftalát (DEHP) Diuron Endoszulfán Endoszulfán, alfaHexaklór-benzol Hexaklór-butadién Hexaklór-ciklohexán Lindane, γ-hexaklór-ciklohexán Isoproturon Ólom és vegyületei Higany és vegyületei Naftalin Nikkel és vegyületei Nonilfenolok Nonilfenol, 4Oktilfenilok Oktilfenol, 4-tertPentaklór-benzol Pentaklór-fenol Többgyűrűs aromás szénhidrogén Benzo(a)pirén Benzo(b)fluoroanthene Benzo(g,h,i)perylene Benzo(k)fluoroanthene Fluoroanthene Indeno(1,2,3-cd)pirén Simazine Tributilén vegyületek Tributilén kation Triklór-benzolok (1,2,3-, 1,2,4- és 1,3,5-) Triklór-benzol, 1,2,4Triklór-metán, kloroform Trifuralin

Fitoplankton

19

Makrofiton

Fitobentosz

Makro-gerinctelenek


3. ábra: A biológiai minőségi elemek érzékenysége az elsőbbségi anyagokra (REBECCA) Ezeknek az anyagok megnövekedett koncentrációjának hatáselemzésére a folyó vízgyűjtője szintjén használt dózis-reakció kapcsolatokkal és modellekkel kapcsolatban hivatkozunk a MODELKEY projektre. A MODELKEY-ben fejlesztés alatt lévő megközelítéseket a jövőben a mérsékléshez szükséges intézkedések mennyiségi maghatározására is lehet használni. A MODELKEY valószínűleg a kapcsolatok szélesebb skáláját fogja nyújtani, mint a REBECCA. Az alap megközelítést és szerkezetet a 4. ábra és a 5. ábra írja le (© MODELKEY). Figyelembe kell venni, hogy a MODELKEY projekt 2010 előtt nem fejeződik be. Az első VGT-ket egy évvel korábban közzé kell tenni, ezért a tagállamok nem tudnak minden eredményt megvárni; az intézkedések most és közeljövőben szükségesek.

Kulcs Toxikológiai Adatbázis

Általános Kitettség modell

Hatás modellek

Vízgyűjtő adatbázis Kockázat modellek

4. ábra: A MODELKEY felépítése

20

D S S

Felhasználó


Ökológiai kockázat/hatás

Bioakkumuláció és tápláléklánc

Alapértelmezés/felhasználó általi választás vagy meghatározás

Szállítás és pusztulás: kitettség


Üledékesedés és erózió


Környezeti viszonyok


Folyó vízgyűjtő vázlatos ábrázolása

GIS térkép

Felhasználó általi választás vagy hozzáadás

5. ábra: MODELKEY általános kitettség modell 4.4. REBECCA kilátások A REBECCA projekt további (új) kapcsolatokat és elemzési eszközöket fog alkotni a projekt utolsó szakaszaiban. Az eredmények 2006. őszén várhatók.

21


4.4.1. Hollandia: Kutatás biológiai minőségi elemenként Hollandiában a RIZA vizsgálja biológiai minőségi elemenként a fő kényszerek tekintetében a dózis-reakció kapcsolatát. E kapcsolatok mennyiségi meghatározására statisztikai elemzést végeznek minden biológiai minőségi elem esetében, közvetlenül az EQR elemzési rendszerekhez kapcsolódva. A perifiton esetében például, Dr. Herman van Dam (AquaSense, 2005) elemezte a tápanyagok és a pozitív és negatív indikátor fajok egyedsűrűsége közötti kapcsolatokat. Az elemző rendszer az összegzett EQR-t mint pozitív és a negatív indikátorok al-EQR-jeinek az átlagát számolja. A fitoplanktonnal kapcsolatban a vízvirágzások (melyek a fitoplankton egyik al-EQR-jeként szerepelnek) és a kulcsparaméterek közötti kapcsolatokat elemezték. Az egyik következtetés az volt, hogy a virágzások hiányát pozitívan kellene értékelni az elemzési rendszerben (0,7-es al-EQR értékkel), ahelyett, hogy egyáltalán ne lenne értékelve. A másik érdekes eredmény annak javaslata, hogy csak egyetlen al-EQR osztály csoportot használjanak (vagyis egyetlen elemzési rendszert) az összehasonlítható víztípusok esetében (pl. sekély tavak). 4.4.2. Ausztria Az egyes biológiai minőségi elemek érzékenységére tekintettel az osztrák szakértők a kimutatásaikat a különböző önállóan meglévő kényszerek tekintetében adták (6. táblázat és 7. táblázat). Az egyes érzékenységre vonatkozó javaslatokat az osztrák kormány által finanszírozott „Felszíni víz monitorozás a VKI és az Osztrák Vízügyi Törvény szerint” című országos projekt keretében fejlesztették ki. Ebben a projektben a szakértők azt a következtetést vonták le, hogy a kombinált kényszerek hatására jelenleg nem lehetséges tudományosan megalapozott javaslatokat adni. Ez megerősíti a REBECCA projekt első eredményeit, amelyekben a francia szakértők a kombinált kényszerek hatásainak minősítésén is dolgoztak (Andersen et al., 2004). 6. táblázat: Az önállóan érvényesülő hidromorfológiai kényszerekre való érzékenység az egyes élőlény együttesek esetében (Ausztria) Biológiai minőségi elemek Önálló kényszerek pangó vizek sarkantyúk, hullámtörők folyókeresztező szerkezetek holtágak holtágak, tározó öblítés morfológia

Halak

Makroszkopikus Makrofitonok Perifiton/Algák gerinctelenek

100 100 100

80 Igen 20

100

50 (folyómeder 75 100) 50 (folyómeder 75 100)

100 100

30 30 30

22

20 20 -


7. táblázat: Az önállóan érvényesülő kémiai kényszerekre való érzékenység az egyes élőlény együttesek esetében (Ausztria) Biológiai minőségi Halak elemek Önálló kényszerek Szennyezők Változó Szerves terhelések

Változó

Tápanyagok

Változó

Makroszkopikus Makrofitonok Perifiton/Algák gerinctelenek irányadó, de % becslése nélkül irányadó, de % 50 becslése nélkül 100

80 -

Az első kockázatelemzés eredményei a működési monitorozás alapjául szolgálnak, és egyes esetekben a meglévő monitorozást vizsgálják felül. Az első elemzési eredmények igazolása vagy elutasítása érdekében a hatásokat a monitorozás adatokon keresztül kell elemezni. A kényszereknek általában nem kizárólag pontszerű hatása van az élőlény együttesekre. Annak érdekében, hogy meg lehessen határozni a monitorozó állomás elhelyezését, elengedhetetlen, hogy ismerettel rendelkezzünk az egyes kényszerek térbeli kiterjedéséről. Lehetséges, hogy a vízi élőlény együttesek képesek “felépülni” a szennyezett területtől való kis távolságban, de azt a szakasz, ahol a hatás érvényesül, ökológiai szempontból “kockázatosnak” kell tekinteni. Az ilyen szakaszok elfogadható hosszúsága jelenleg vita tárgyát képezi. E projekt keretében az esettanulmányok során egyik legfontosabb kérdés éppen a különböző kényszerek térbeni kiterjedésének elemzése. E szakaszok hossza döntő fontossággal bír egy hatékony beavatkozási program tervezésekor. Amennyiben egy kényszer a víztest teljes hosszának pl. 10%-ára hat, akkor feltételezhető, hogy a hatás nem jelentős, és nincs szükség beavatkozásra (vagy legalábbis nem magas prioritásúra). Nemzetközi szinten az első eredmények az első monitorozás ciklust követően lesznek elérhetők abban az esetben, ha a mintavételi helyek olyan módon vannak kiosztva, hogy jelezzék a hatással érintett és a nem érintett állapotot. 4.4.3. Egyesült Királyság, Németország és Franciaország Az Egyesült Királyságot és Franciaországot itt nem vitatjuk részletesen főleg azért, mert úgy tűnik, hogy Hollandia, Ausztria és Németország már tovább jutottak a kutatásaikban, mint a többi ország. Általában mind Az Egyesült Királyság, mind pedig Franciaország alkalmaz modelleket már meglévő adatbázisok alapján a kényszerek hatásának elemzésére, valamint a referenciaviszonyok meghatározására (Wasson et. al, 2001, Defra, 2005). Mind az öt vezető ország rész vesz olyan nemzetközi projektekben, amelyek az eredményei később lesznek ismertek. A nemzetközi projektek közül néhányban rendszeres (nyilvános) tanácskozásokat tartanak az eredmények terjesztésére és visszajelzések fogadására. Az utasításokról és a kutatás jelenlegi állásáról történő friss információ, beszerzése érdekében azt javasoljuk, hogy ezeken a tanácskozásokon magyar képviselő rendszeresen vegyen részt, vagy látogassa meg a honlapjukat rendszeres időközönként. 4.5. Következtetések és a magyar alkalmazásra vonatkozó ajánlások Ez a jelentés több olyan nemzetközi projektet is érint, amely a kényszerekre és a hatásokra összpontosít. Az EUROHARP főleg a kényszerekre és az állapotokra koncentrál, a REBECCA és a MODELKEY magában foglalja az élőlény együttesekre tett hatásokat is. 23


Hollandia és Németország már egészen messzire jutottak a hatások elemzéséhez használatos módszerek kifejlesztésében illetve a hatáselemzésekhez lépésről lépésre történő megközelítések kidolgozásában, amelyeket már összekapcsoltak az intézkedések kiválasztásával. Az ő víztest szintű megközelítésüket közelmúltbeli nemzetközi projektek és programok alkalmazták (Good Practice, 2006). Amikor a területi mérések hiányoznak, akkor minden ország modelleket használ a kényszerek hatásának elemzésére. A legtöbb esetben csak a terheléseknek az állapotváltozókra gyakorolt befolyását lehet mérni vagy számolni. Az ismeretalapok fejlesztés alatt vannak az állapotváltozók és az élőlény együttesek közötti kapcsolatok leírására. Ez a megközelítés összhangban van a CIS útmutató dokumentumokkal, ahol a DPSIR (ösztönző, kényszer, állapot, hatás, válasz (vagyis a beavatkozás) fogalom bevezetésre került. A hidromorfológiai kényszerekről és hatásokról a Jó Gyakorlat Dokumentum szól, sok ajánlást és példát nyújtva (Good Practice, 2006). A REBECCA projektből származó új eredmények e területen 2006. őszén fognak megjelenni. Az elsőbbségi anyagok hatáselemzésének műszerekkel való ellátása részben szintén ősszel történik meg a REBECCA által, és műszerek egy szélesebb köre várható 2010. vége előtt a MODELKEY programból. A hatások mértékének becslése vagy mérése a legérzékenyebb biológiai minőségi elemek használatával történik. A legérzékenyebb biológiai minőségi elem kijelölése országonként változó. Ausztria azt feltételezi, hogy a halak teljes mértékben érzékenyek minden hidromorfológiai kényszerre (7. táblázat). A REBECCA azt mutatja, hogy a folyókban lévő szerves szennyezések jelzésére a makroszkopikus gerinctelenek és a perifiton a legjobb indikátorok, mivel nagyon érzékenyek, és azokra már jó kapcsolatokat írtak le, és metrikákat fejlesztettek ki. Tavakban az eutrofizálódás esetében a fitoplankton, a makrofiton és a perifiton az elsődleges indikátorok. A halak és a makroszkopikus gerinctelenek is kimutatják a hatást, de ezt csak másodlagos hatásnak tekintik, amelyet a primer produkcióban és a makrofiton közösséghez kapcsolódó élőhely elérhetőségében bekövetkező változások (Duel et al., 2005) gátolnak. A REBECCA-tól és a Jó Gyakorlat Dokumentum ahol lehet, le fogja írni a mennyiségi kapcsolatokat, lényeges információt adva a beavatkozások meghatározásához. Víztest típustól függően, ahol intézkedést kell kiválasztani, a kényszer-hatás kapcsolatok leírására, és ezért az intézkedések meghatározására szolgáló legjobb illesztő rendszereket kell kiválasztani. Az árvízvédelem, az öntözés, víztározás és –szolgáltatás, a szennyvíz-kibocsátás, a rekreáció és a hajózás hajtóerőit, valamint az azokhoz kapcsolódó hidromorfológiai átalakulásokat is a nemzetközi projektek feladatként kezelik. Azok hatását a folyó folytonosságára, és más hidromorfológiai paraméterekre számos mintaprojekt feladatként tűzi ki a Jó Gyakorlat Dokumentumban. A legvalószínűbb az, hogy ezt a Víz Igazgatók találkozója novemberben hagyja jóvá. Ebben a jelentésben egy esettanulmány kerül bemutatásra egy folyó hordalékszállításáról (egy Észak-Írországi lazacos folyóban végzett vizsgálatok, lásd korábban). Ebben a folyóban végzett egyéves, modellekkel kombinált monitorozás kampány lehetővé tette, hogy azonosítsák azokat a hajtóerőket és kényszereket, amelyek magas hordalék-szállítási szintekhez vezettek a folyóban. Erre az információra alapozva tudtak meghatározni intézkedési programot. Az esettanulmány fontos konklúziója az volt, hogy a gazdálkodók és a vidéki közösségek részéről is szükséges intézkedések megtétele (Evans et al., sajtó alatt)! A hidrológia változásai (nem természetes vízszint és hozamok, és a bevezetés módjai) főleg a makrofitára, mint a legfontosabb befolyásolt biológiai minőségi elemre gyakorol hatást a

24


folyókban és a tópartokon. A másodlagos hatások legtöbb, ha nem az összes biológiai minőségi elemben láthatók. A minősítés víztest függő (Good Practice, 2006). Az intézkedési programok kiválasztására vonatkozó holland módszerek figyelembe veszik az intézkedések hatékonyságának lappangó szakaszát (log-phase, amikor a hatás még nem érzékelhető). A német rendszer alapértelmezett értékeket nyújt. Az aktuális, becsült lappangó szakaszt a szakértőknek víztest szinten kell becsülni. Ami a kémiai terheléseket, szerves anyagokat, tápanyagokat és elsőbbségi anyagokat illeti, a nemzetközi projektek feladataként azonosítják azokat. A mikroszennyezőkre nem hivatkoznak különösebben. Az EUROHARP számos szennyezési modell alkalmazhatóságát hasonlítja össze figyelembe véve a pontszerű és nem-pontszerű szennyezéseket, a városi térségeket (beleértve a szennyvíztisztító telepeket is), a vidéki közösségeket, a mezőgazdaságot és az ipart. A Duna vízgyűjtő Roof Report már tartalmazza a MONERIS-ből származó effajta kényszerekre vonatkozó eredményeket. Természetesen részletesebb képet kaphatunk a MONERIS, vagy egy más modellező csomag nemzeti, vagy regionális szinten történő alkalmazásával. A korszerű és részletes GIS fájlok nagy fontossággal bírnak a megbízható eredmények tekintetében. Magyarország is felismerte ennek szükségességét, és teszteljük a MONERIS modellt is. Az ECOSURV adatsor birtokában Magyarország szintén tudna információt szolgáltatni a nemzetközi közösségnek. Ez annak ellenére van így, hogy természetesen az adatsornak is megvannak a korlátai (egyetlen mérési alkalom mintaterületenként, nem vizsgálták mindenhol mindegyik biológiai minőségi elemet, a biológiai minőségi elemek mérése nem egy időben történt, stb.). E tanulmány második részében (AEC, 2006b) az esettanulmányok eredményeit fel lehetne használni az intézkedések kiválasztására irányuló holland és talán a német megközelítés tesztelésére is. A holland megközelítést (Prague-matic) a (mennyiségi) környezeti célkitűzések meghatározására szintén lehetne tesztelni később a projekt folyamán. A projektek közül több említette a GIS adatok kiterjedt használatát. A hazai feladatokat illetően az alábbi konkrét ajánlások fogalmazhatók meg: •

• • •

A VKI implementálása kapcsán nyert eredmények közül számos olyan, hogy nemzetközi érdeklődésre is számot tarthat. Ezek közül a tipológia, a minősítő rendszer egyes elemei (pl. fitoplankton) és a kockázatosság biológiai igazolása említhető. Ezeket az eredményeket a megfelelő csatornák felhasználásával az EU számára propagálni lehetne. Nemzetközi szinten is keveset tudunk a hidromorfológiai változások ökológiai hatásairól. Fontos feladat volna olyan koncentrált kutatás indítása, amely ezt a hiányt hazai viszonyokra alapítva igyekszik pótolni. Itthon is folytatni kellene a részletes, megbízható GIS térképek fejlesztését, és azokat az érdekelt szakemberek részére rendelkezésre kellene bocsátani. Minden vezető országban a nagy műszaki intézetek és a kereskedelmi tanácsadó ügynökségek fontos szerepet játszanak a VKI eszközök fejlesztésének felkutatásában, a jelenlegi állapot elemzésében és az intézkedési programok meghatározásában.

25


5.

KOCKÁZATOS VÍZTESTEKRE VONATKOZÓ KRITÉRIUMOK

A Víz Igazgatók 2005. júniusi találkozóján megegyeztek egy új tevékenység kezdeményezésében a VKI és a hidromorfológia tekintetében a Víz Keretirányelv (VKI) Közös Végrehajtási Stratégiája részeként (Common Implementation Strategy - CIS). Ez az új tevékenység tükrözi a hidromorfológiai kényszerek fontosságát a vízi környezetre, ahogy az hangsúlyt kap a VKI 5. cikkelye szerinti jelentésekben. A Víz Igazgatók szintén felismerték a vízpolitika integrálásának szükségességét az olyan vonatkozó politikai szektorokkal és gazdasági tevékenységekkel, mint az energia (vízenergia) és a szállítmányozás (hajózás és kikötők). Ilyen háttérrel zajlott le az európai VKI és Hidromorfológia Workshop 2005. október 17.-19. között Prágában. A munkaértekezlet célja az új CIS VKI-vel és a hidromorfológiával kapcsolatos tevékenységre vonatkozó rendelkezéstervezet megvitatása volt. A rendelkezés átdolgozott verzióját a Víz Igazgatók november 28.-29.-i londoni találkozóján vitatták meg és fogadták el. A fő feladatok és a teljesítendő intézkedések jelen fejezet végén fogalmazódnak meg; és azok 2006. végére várhatóak. A következőkben: • • •

Ismertetjük a hidromorfológiai kényszerek és a kockázatosság elemzés kritériumaira, műszaki kérdéseire vonatkozó munkaértekezlet eredményeit. Bemutatjuk az erősen módosított víztestek meghatározásának kritériumait. A néhány fő vízhasználattal (vízenergia, hajózás és árvízvédelem) kompatibilis hidromorfológiai mérséklő intézkedéseket foglaljuk össze (Kampa és Kranz, 2005)4.

Mivel több, mint 24 országból több mint 100 résztvevő (beleértve Ausztriát, Németországot, Hollandiát, Franciaországot és az Egyesült Királyságot) vett részt ezen a munkaértekezleten, ezek az eredmények EU szinten nagy valószínűséggel bepillantást engednek a VKI és a hidromorfológia összefüggésének jelenlegi helyzetébe. 5.1. A hidromorfológiai kényszerek és a kockázatosság elemzésének kritériumai 5.1.1. Általános szempontok a kockázatosság elemzés során Mivel nem áll rendelkezésre nagy mennyiségű biológiai adat, a kockázatosság elemzése során az országok eddig főleg abiotikus (hidrológiai és morfológiai) adatokat használtak. Az országok 3-4 különböző kockázati eredmény kategóriát hoztak létre. Ezeket tovább lehet osztani a különböző utólagos lépések megkülönböztetése, és prioritásának meghatározása érdekében ( 8. táblázat). A szakértői vélemény minden országban szerepet játszott; ezért a kockázatosság elemzésében a nagyfokú bizonytalanságot jeleztek. Néhány esetben a kockázatosság elemzése pusztán leíró jellegű volt. Amely országokban mennyiségi kritériumokat is használtak, azok országonként változnak (Kampa és Kranz, 2005). A tagállamok küldötteinek a prágai munkaértekezleten előadott prezentációi megtalálhatók a következő címen: http://www.ecologicevents.de/hydromorphology/presentations.htm. A gyakorlatban, a 0 % kockázat kritériumoknak, azaz a víztest 0 %-ának nem befolyásolt jellege szerinti kockázatnak, egyes esetekben nem tulajdonítanak nagy fontosságot. A %-os küszöbértékek közötti kis különbségek pl.: 50 % és 70 % között, nem befolyásolhatják 4

Idézet –módosításokkal és kiegésztíésekkel az infomáció mélységére tekintettel – a : „WFD and Hydromorphology“ Európau Workshop-ról , 2005. október 17-19., Prága, Workshop Összefoglaló Jelentés.

26


nagymértékben a kockázatosság elemzése eredményeit. Mindazonáltal a küszöbértékek közötti nagy különbségek, pl.: 30 % és 70 % között, egészen különböző kockázatosság elemzései eredményekhez vezethetnek. A %-os kockázat kritériumok, a referenciaviszonyok és a víztestben bekövetkezett változás szintje közötti különbséget mérik. Más típusú kockázati kritériumokat is használtak abszolút értékekkel, mint például a gát magassága (pl.: a víztest kockázatos, ha a gát magasabb, mint 30 cm vagy 20 cm). Mivel tavakkal kapcsolatban (például Franciaországban, de kisebb mértékben Ausztria és Németország folyóira jellemzően) máig nincs rendelkezésre álló ökológiai jellemzés, sem elemzési szabvány a (mesterséges és természetes), jobban összpontosítottak a folyókra (pl. Finnországban kevés elemzést végeztek el tavakra) (Kampa és Kranz, 2005). A Twining Projekt keretében a VKI Magyarországon történő végrehajtására egy sor kockázatosság elemzései kritériumot dolgoztak ki Magyarország számára német és osztrák rendszerek alapján, beleértve mind a kémiai, mind a hidromorfológiai kényszereket is (Twinning Projekt 2005). 5.1.2. A kockázatosság elemzésének eltérései Amíg néhány ország mindegyik ideiglenesen erősen befolyásolt víztestet hidromorfológiai szempontból kockázatosnak minősített, addig más országok csak víztestek egy részét tekintették annak. A kockázati kritériumok különböző fókuszterületek szerint kerültek kiválasztásra. Néhány ország, úgymint Lettország és Norvégia a vízhasználatra és kényszerre vonatkozó információkat használta fel. Más országok a hidromorfológiai kritériumokra összpontosítottak (pl.: gátak száma) a kockázatosság elemzésében. Ezen túlmenően a különböző országok különböző küszöbértékeket használtak a jelentősnek minősülő kockázat meghatározására (pl.: kockázatos ha a folyó hosszának > 15% vagy > 50% érintett). Németországban a különféle víztest kategóriák (tó és folyó) elemzésére különböző kritériumokat használtak. Azokat a paramétereket, amelyek a víztest egész hosszára vonatkozó információt nyújtanak megkülönböztették azoktól, amelyek csak a pontszerű mintavételi adatokról szolgálnak információval. Ez azt jelenti, hogy a minta alapján azonosított kockázatot az érintett víz egész szakaszára kellene alkalmazni. A LAWA5 azt javasolja, hogy a számos jelentős vízhasználat részvételére tekintettel a VKI oxigén háztartásra vonatkozó környezeti célkitűzéseinek elérését (szaprobia mutató) “potenciálisan kockázatosnak” kellene értékelni abban az esetben, ha a vízfolyás 30-70 %-a befolyásolt. Kockázatos a víztest, ha a vízfolyás több mint 70 %-a érintett (a kritériumokat Ausztria, Belgium, Finnország, Magyarország, Írország, Lettország, Lengyelország, Szlovénia, Svédország, Hollandia és az Egyesült Királyság részére fogalmazták meg; Kampa és Kranz, 2005). Az öt vezető ország és Magyarország nemzetközi megközelítésének összefoglalását a 8. táblázat mutatja be.

5

LAWA: Német munkacsoport a VKI bevezetésére

27


8. táblázat: Kockázatosság elemzései megközelítés az 5 vezető országban és Magyarországon

Ország

AT

DE

NL

FR

UK

HU

Az 5. cikk szerinti jelentésben bemutatott megközelítés

Hatáselemzés indikátorokkal és kritériumokkal6, Meglévő biológiai elemzési adatok és krtitériumok³

A LAWA által ajánlott hatáselemzés indikátorok és kritériumok (A Szövetségi Államok vízügyi kérdésekkel kapcsolatos Német Munkacsoportja)7, Meglévő biológiai elemzési adatok és kritériumok8

Meglévő kémiai és biológiai adatok tesztelése meglévő normákkal. A hidromorfológiai kockázatok elemzése nem teljes. A ’kockázatos’ állapot megalapozásának hiánya. A gazdasági fejlődés és a természetvédelem hatásait egyenlőnek tekintik. Így a jelenlegi állapot = 2015-ös állapot. Regionális és nemzeti programok a visszafordíthatatlanság ellenőrzésére

Meglévő biológiai és (halak és diatómák) és kémiai adatok. Elemzés ideiglenes normákkal. Magában foglalja a gazdasági fejlődés hatásait (2015).

Meglévő adat használata

Hidromorfológiai alapokon előzetes kockázatosság becslés történt az összes víztestre, útmutató alapján. A kockázatos állapot biológiai igazolása az ECOSURV adatok alapján a vizsgált víztestekre (kb. 400) megtörtént a kémiai kockázatosság egyidejű becslésével. Az útmutató pontosítása ennek megfelelően elkészül majd. A kiterjesztése az összes víztestre hasonlóságok alapján történik

Jelenlegi megközelítés

6

EU Wasserrahmenrichtlinie 2000/60/EG Österreichischer Bericht der IST – Bestandsaufnahme Methodik March 2005, BMLFUW, section VII 1, 2 7 Forrás: Kriterienpapier für Fließgewässer; status as at March 31, 2003) 8 A részteletesebb krritériumok megtalálhatók: Water Framework Directive - Summary of River Basin District Analysis 2004 in Germany, Federal Ministry for the Environment, Nature Conservation and Nuclear Safety (BMU)

28


5.1.3. A kockázatosság elemzésével kapcsolatos jövőbeni lépések és az intézkedési programokkal való kapcsolat A jövőbeni feladatokat a hidromorfológiai kockázatosság elemzésével kapcsolatban az alábbiak szerint állapíthatjuk meg; • • •

• • •

• •

Az országok folytatni fogják az (főleg biológiai, de más) adatgyűjtést a kockázatosság elemzése igazolására. Biológiai indikátorként főként a halakat és a makroszkopikus gerincteleneket fogják használni a következő végrehajtási lépések során a hidromorfológiai változások jelzésére. Több munkát fordítanak az olyan víztestek állapotának tisztázására, amelyeket eddig “valószínűleg kockázatosnak” értékeltek. Az intézkedések érdekében tett erőfeszítéseknek a közepesen kockázatos víztestekre kellene összpontosítania. Mindazonáltal hangsúlyozták, hogy még a nagy kockázatú víztestekben is (pl.: bizonyos tározók), lehetséges lehet bizonyos intézkedések megtétele kis mértékű javulás elérése érdekében (pl.: a működtetésben való változtatások). Azt javasolták, hogy azonnal kezdjünk el dolgozni az intézkedési programon (további elemzés nélkül) a gyenge és rossz állapotú kockázatos víztestekkel kapcsolatban (9. táblázat). Az intézkedési programok felvázolásának hátteréül ki kellene fejleszteni a hidromorfológiai osztályozására szolgáló rendszert. Sok vita folyik arról, hogy a biológiát hogyan lehetne bevonni a hidromorfológiai kockázatosság elemzése javításába. Ennek megtételére két mód került megemlítésre: - A hidromorfológiai kritériumok és az ökológia közötti kapcsolat javításával, - megfelelő biológiai monitorozás használatával a hidromorfológiai változások követésére. A kutatási projekteket a hidromorfológia és a biológia közötti összefüggés alapján kellene kezdeményezni. A különböző vízügyi szektorokon belül prioritási intézkedéseket kellene alkalmazni költség-haszon elemzés használatával.

29


9. táblázat: Lehetséges példák az ellenőrző lépések megkülönböztetésének és prioritási sorrendjének felállításának megkönnyítése érdekében tervezett eredmény-kategóriák alosztályaira (Borchardt, 2004) Elsőbbségi ellenőrző intézkedések

Potenciálisan hasznos alosztályok Olyan víztestek, amelyekkel kapcsolatban már most világos további jellemzés vagy kiegészítő monitorozás szükségessége nélkül, hogy a célkitűzések nem valósulnak meg.

Olyan víztestek, amelyekkel kapcsolatban valószínű, hogy a célkitűzések nem valósulnak meg, de további munkára van szükség, mielőtt az intézkedések tervezése elkezdődhet.

Olyan víztestek, amelyeknél lehetséges, hogy a VKI célkitűzései nem fognak megvalósulni nem megfelelő adatok miatt, és ennek elegendően biztos megállapítására szükségesnek tekinthető további jellemzés és működési monitorozás elvégzése.

Intézkedések tervezésének megkezdése Működési monitorozás megtervezése További jellemzés előtérbe helyezve a 14. cikk szerint a 2007-ig végrehajtandó jelentős vízrendezési kérdések elsődleges áttekintése elkészítésének támogatására. A működési monitorozás megtervezése, vagy ahol alkalmazható, vizsgálati monitorozás elvégzése.

További jellemzés. Működési monitorozás megtervezése.

Olyan víztestek, ahol a rendelkezésre álló adatok nem mutatják, hogy a VKI célkitűzéseinek elérése veszélyben lenne, de a rendelkezésre álló adatok minősége és köre javítható lenne.

Felügyeleti monitorozás tervezése az eredmények alátámasztásának és igazolásának segítése érdekében. A kényszer és hatás analízis felülvizsgálata az adatok javítása és az eredmények ellenőrzése érdekében.

Olyan víztestek, amelyeknél már most világos további jellemzés vagy kiegészítő monitorozás adatok szükségessége nélkül, hogy a VKI célkitűzései nincsenek veszélyben.

A kényszerekben bekövetkező változások figyelése, amelyek például az állapot romlását eredményezhetik.

5.1.4. Aggodalomra okot adó nyitott kérdések a további kockázatosság elemzésének munkáira tekintettel A hidromorfológiai kockázatosság elemzésére, valamint az ütemezésre fordítandó erőfeszítések szintje még nem tisztázott, különös tekintettel az intézkedési programhoz szükséges adatok időben történő begyűjtésére. 5.2. A magyar alkalmazásra vonatkozó ajánlások A víztest “kockázatos” állapotának meghatározásának módszertanának hivatalos leírását a legtöbb ország követte. Magyarország számára egy, a német és az osztrák eljáráson alapuló, módszert javasoltak a Németországgal végrehajtott Twinning projekt során (Twinning Projekt 2005). A kockázatos állapot igazolása, vagy a legérzékenyebb flóra és faunából történő mintavétellel, vagy részletes modellezéssel történhet. Mindamellett a modellezéshez részletes adatokra van szükség a kényszer (pl. tápanyagterhelés), az állapot (pl. tápanyag-koncentrációk), valamint a gyűjtött flóra és fauna és az állapot közötti kapcsolat tekintetében. Ha ezek a kapcsolatok ismertek, (pl. fitoplankton egyedsűrűség a tavakban és a tápanyagterhelés közötti kapcsolat), a

30


modellezés jó módszer lehet a kockázatos állapot előzeteses igazolására. Mindazonáltal ez nem vonatkozik minden biológiai minőségi elemre. Éppen ezért Magyarországnak még több adat gyűjtésére kellene összpontosítania. A monitorozási költségek lehető legalacsonyabb szinten való tartásának érdekében – értékes adatok elvesztése nélkül - csak a legérzékenyebb biológiai minőségi elemeket lehetne mérni. Az a tény, hogy Magyarország alacsonyan fekvő terület, azt jelenheti, hogy a kockázatosság valószínűsége magasabb lehet (gyűjtőhely). Ez azonban nem változtat azon a tényen, hogy az ökológiai célokat nálunk is el kell érni. Ez irányú intézkedéseket az EU elvárja, ha fennáll annak a kockázata, hogy 2015-re a célkitűzéseket nem érik el. Ha a folyók felső szakaszára eső szomszédos országokból érkező szennyeződésterhelés lesz az oka annak, hogy 2015-re nem érjük el a kitűzött célokat, abban az esetben az EU mindkét tagállamtól elvárja, hogy a problémákat vízgyűjtő gazdálkodási koordinációs munkacsoportokkal együtt oldják meg. Fontos az intézkedések kölcsönös összehangolása. A felső szakaszú szennyeződést lehetőleg a forrásnál kell kezelni. Mindazonáltal az alsó szakaszokon végrehajtott intézkedések is hozzájárulhatnak a cél eléréséhez. Az időbeli összehangolás szintén fontos. Ha a folyó felső szakaszán lévő országnak – alapos gazdasági elemzés alapján – az intézkedéseket el kell halasztania, tanácsos lenne Magyarország számára az intézkedésekkel való várakozás a saját víztest-szakaszon, azonban ezt jól meg kell alapozni és indokolni Brüsszel felé. A folyók felső szakaszáról érkező nagy terhelésnek, mint csupán természetes háttérnek, és mint a jó ökológiai állapot el nem érésére való „mentséget” vagy lehetőségét az EU nagy valószínűséggel nem fogja elfogadni. Lehetséges, hogy ez némiképpen eltérhet az Ukrajnából érkező vizek tekintetében, mivel Ukrajna akkorra nem lesz az EU tagja. Az EU-val való tanácskozások megtartása egy korai szakaszban hasznos lehet, habár az Ukrajnával való tanácskozások, és megállapodások elérése sokkal szükségesebb lenne rövidtávon. Mivel Ukrajna részt vesz az ICPDR-ben, és az ICPDR támogatja a WFD gyakorlat megvalósítását a nem EU tagállamokban is, az első feladat Ukrajna meggyőzése lenne vizeinek általában való javításáról, különös tekintettel a Tiszára. A magyar víztestek kockázatos állapotára tekintettel javasoljuk a biológiai minőségi elemek és a kémiai monitorozás folytatását, vízminőségi modellfejlesztést, és a kockázatosságra vonatkozó ökológiai modell fejlesztését is. Itt szükséges megemlíteni, hogy a monitorozás és vizsgálati költségek nagyságrenddel alacsonyabbak lehetnek az intézkedések költségeihez, vagy a Brüsszel által a célok nem teljesítéséért kirótt szankciókhoz képest. Az elfogadható monitorozás program figyelembe veszi a helyes intézkedések megválasztását a megfelelő helyen. Így elkerülhető, hogy információ hiányában olyan lehetséges problémákkal kell foglalkoznunk, amelyek nem igazolódtak volna, ha megfelelő monitorozás történt volna. A rossz helyeken rosszul elköltött pénzt, és a Brüsszelnek a célok nem teljesítéséért a szankciókra „kidobott” pénzt, meg lehetne megspórolni. A monitorozás pénzbe kerül, de az elégtelen monitorozás még többe kerülhet! Ami a magyar tipológia igazolását illeti, annak ellenére, hogy az nem kapcsolódik közvetlenül a „kockázatos” állapothoz, a legfontosabb megközelítés a biológiai adatok használata lenne az igazolás során. E projekt 2. részéhez javasolt megközelítést lehetne alkalmazni (AEC, 2006b). Mindazonáltal az elegendő adat hiánya nem fogja lehetővé tenni az értékelést az összes biológiai minőségi elemre. A tipológia igazolása mellett a referenciaállapot értékelését, és az osztályhatárok megállapítását a minősítési rendszerben az interkalibrációs munkacsoportokon belül egyeztetni kell, különösen a külföldről érkező folyók esetében. A határfolyón belül mindkét ország típusainak összeegyeztethetőnek kell lenniük. Magyarország azzal, hogy az

31


igazolást az összes biológiai minőségi elem felhasználásával kísérli meg, magasabb célt tűz ki, mint számos vezető európai ország. A tipológia igazolása német és osztrák megközelítésének részletes leírása az AEC (2006a) munkájában található. Konklúzióként fontos kihangsúlyozni, hogy a tipológia igazolása azért vált lehetővé ezekben az országokban, mert az adathiány felismerése nagyon korán megtörtént. Azóta sok újabb adatot gyűjtöttek, amely nem csak az igazolási eljárásnak, hanem a biológiai minőségi elemek értékelési rendszerei összehangolásának az alappillérét is jelenti. Németországban, csakúgy, mint Ausztriában az értékelési rendszerek összehangolásának és a felülről lefelé történő tipizálás érvényesítésének a kezelése párhuzamosan történt, a tudományos, a szövetségi, az országos, valamint a regionális szakértők közös munkájának az eredményeképpen, hozzájárulva egy ciklikusan ismétlődő (iteratív) folyamathoz. Az értékelési rendszerek folyamatban lévő tesztelése további új adatsorok szolgáltatásával lehetővé tette korrelációs analízis elvégzését egy széleskörű, és egyre homogénebb, adatsoron. Az igazolás a típusok folyamatos módosulását, alkalmazkodását és élesebbé válását eredményezték, tekintettel azok élőlény együttesekkel kapcsolatos helytállóságára. Mivel a makroszkopikus gerinctelenek adatai a legmagasabb fokú szintű típusmegkülönböztetést kívánják meg, az igazolást tanácsos a már meglévő makroszkopikus gerinctelen adatokkal kezdeni (a referencia és a degradált folyószakaszokra is). Ugyanakkor nem tanácsos a minősítést, és a kockázatosság kérdéskörét egyetlen élőlény együttesre szorítani. A szakirodalomból kitűnik, és a magyar gyakorlat is ezt állapította meg, hogy az egyes kényszerekre az élőlény együttesek érzékenysége eltérő. A többi élőlény együttest is figyelembe kell venni úgy a referenciaállapot meghatározás, mint a minősítés és a kockázatos víztestek elemzése során. Ezzel elkerülhetők a szakmai tévedések a rendszer felállításának korai szakaszában. Az ECOSURV Projekt eredményeinek elemzése a kockázatosság eldöntésére is arra a következtetésre vezetett, hogy ugyanannak a mintaterületnek a megítélése egy élőlény együttes alapján alapvetően más eredményt hoz, mint az összes élőlény együttes figyelembe vétele (BME VKKT 2006). A nemzetközi tapasztalatból levonható fontos következtetés az is, hogy a tipológiát, a minősítő rendszert, valamint a kockázatosság kritériumait nem lezárt, hanem „élő rendszernek” kell tekinteni. A felülről lefelé történő megközelítés alkalmazásával nem szabad arra számítani, hogy a munka készen van, és alkalmas a jövőbeni alkalmazásra. Módosítások szükségesek lehetnek az újabb információk birtokában. A magyar szakértők és döntéshozók is osztják ezt a véleményt. Az ECOSURV Projektben a bottom-up megközelítéssel javaslatokat tettek bizonyos típusok összevonására, azonban az összes élőlény együttesre vonatkozó összefoglaló értékelést nem végezték el. Ugyanakkor nem szabad elfelejteni, hogy a biológiai igazolás egyetlen mérési alkalom adati alapján készült. Ez szükségessé teszi az eredmények igazolását hasonlóan nagy, de független új adatok felhasználásával, ehhez további mérések szükségesek. Az eddigi eredmények alapján azonban a jelenlegi folyótipológia használható a gyakorlatban (lásd: AEC, 2006b).

32


6.

AKCIÓPROGRAMOK ELEMEI ÉS ÖKOLÓGIAI HATÉKONYSÁGUK

6.1. Hollandia: a Meuse táblázat, VKI-EXPLORER és VKI-ESZKÖZÖK Amikor az intézkedések és hatások meghatározására került a sor, Hollandiában a folyamat több szinten játszódott le. Regionális szinten a Meuse táblázatot a Royal Haskoning fejlesztette ki (részleteiben lásd: AEC 2006a). E táblázat úgy indult, mint mindenfajta lehetséges intézkedésnek és azok maximális végrehajtása esetén jelentkező hatásoknak a “hosszú” listája. A közelmúltban további oszlopokat adtak hozzá a felhasználó által történő kitöltésre minden egyes mérlegelés alatt lévő víztestre: mely felek vesznek részt az intézkedések végrehajtásában (önkormányzatok, vízügyi testület, Rijkswaterstaat, természetvédelmi szervezetek stb.), mekkora az intézkedés végrehajtásának a mértéke (pl.: a folyó hosszának módosítandó %-a), mekkorák a költségek egységenként (beruházások, éves költségek), mik a gazdasági értékcsökkenési paraméterek? A felhasználó (vagy inkább a felhasználók csoportja, akik részt vesznek az intézkedési programok meghatározásában egy bizonyos víztesttel kapcsolatban) kiválaszt egy lehetséges megvalósítható intézkedési csomagot, jelzi a hatást, amely egy intézkedés maximális mértékben történő végrehajtásakor jelentkezik, és jelzi azt a mértéket, amelyben azokat az intézkedéseket végre lehetne hajtani. A költségek kalkulációjához szükséges paramétereket meg kell adni (létezhetnek alapértelmezett paraméterek, de a helyi körülményeket mindig figyelembe kell venni). A táblázat előállítja az intézkedés teljes hatékonyságát (relatív értelemben), az összes költségeket (beruházás, éves), és a költség-hatékonyságot. A felhasználók másodlagos előnyöket is hozzáadhatnak minden egyes intézkedéshez (halászat javítása, növekvő üdülési lehetőségek, stb.). Fontos értékelni azt a tényt, hogy a felhasználók maguk viszik be az információt az intézkedések várható hatásáról. Ebben a megközelítésben minden egyes víztestet egyedinek tekintenek, és az intézkedések hatékonysága sok helyi tényezőtől függhet. Ennek ellenére az alapértelmezett hatásokat részben fel lehet használni, és tovább lehetne őket fejleszteni a jövőben a felhasználók kívánságaitól függően. Míg a Meuse táblázat a lehetséges intézkedéseknek és azok költségeinek gyors áttekintésére fókuszál, addig a VKI-EXPLORER (KRW-Verkenner, Alterra et al., 2005) egy másik megközelítést mutat be. Az EXPLORER olyan eszköz, amely a következőkből áll: • • •

A stressz-tényezők és a reakciók közötti mennyiségi kapcsolatokkal feltöltött ismeretbázisból, amely kulcsparaméterek változtatásával dolgozik (pl. tápanyagok és szerves terhelések Információbázisból, amely vízrendezési intézkedésekkel és azok hatásával van feltöltve (pl. biológiai manipuláció vagy környezetbarát makrofiton aratási technikák). Egyszerűsített egydimenziós vízest és vízgyűjtő szakaszmodell, amelyben az anyagmérleget számítják.

A VKI-EXPLORER remekül egyesíti a szakértői véleményt és a stressztényezők és hatásaik közötti egyszerűsített kapcsolatokat az egyszerűséggel és gyorsasággal, az összes intézkedés lehetséges hatásainak gyors és könnyű szimulációjának lehetővé tétele érdekében. A tudomány és az egyszerűség között gondosan megteremtett egyensúly a rendszernek a szakértők körében történő elfogadását célozza meg (a kapcsolatokat meg tudják vizsgálni, és az intézkedések előzetes kiválasztásának folyamatának első lépéseként elég megbízhatónak tekinthetők), valamint a menedzserek és a politikusok körében történő elfogadását is (az input

33


és az eredmények világosan érhetőek, érthető képekkel vannak bemutatva GIS interface használatával). A VKI-SCOUT még fejlesztés alatt áll: a prototípus fejlesztése és tesztelése, amely a felszíni víztípusok korlátozott számát, és a biológiai minőségi elemekre a stresszhatás-reakció kapcsolatok első sorozatát tartalmazza, 2005-ben befejeződött. Az eszközre és annak használhatóságára tett észrevételek világos ajánlásokat eredményeztek a további fejlesztéshez. Ez a fejlesztés folyamatban van. 2006. júniusában a második verzió is kiadásra került, amely magában foglalja az összes víztípust (egész Hollandia) és a kapcsolatokat minden lényeges biológiai minőségi elemre. Ezek a kapcsolatok össze vannak kapcsolva a jelenlegi (elképzelt) EQR értékelő rendszerekkel. Olyan honlap is elindult (holland nyelven), amely lehetővé teszi a kiválasztott intézkedések lehetséges hatásainak a megtekintését . A harmadik megközelítés a WFD-TOOLS (VKI eszközök) Projekt. Ebben a projektben részletesebb modelleket fognak egyesíteni egy digitális eszköztárban. A Delft-i Cluster fogja kifejleszteni ezt a modellrendszert. Ennek az eszköztárnak a segítségével lehetséges lesz az intézkedési programok optimalizálása. A fejlesztési szakasz még csak most kezdődött el. A terv ebben a pillanatban még nem ismert, de eredmények nem várhatók 2006. ősze-tele előtt. 6.1.1. Intézkedési programok Hollandiában az intézkedési programok 5 lehetséges változatát fejlesztik ki nemzeti szinten, növekvő költségekkel és hatásokkal (DHV Ruimte en Mobiliteit bv, 2005, Alterra et al., 2005). A különböző változatok hierarchikusan épülnek egymásra, és az anyagi források legjobb kihasználását célozzák. Az alábbi változatok léteznek: •

•

• • • •

Az első változat az úgynevezett referenciaváltozat. Ez a változat csak azokat az intézkedéseket tartalmazza, amelyek már kiválasztásra kerültek a jelenlegi törvényhozás és stratégia során. Az intézkedések minden költségét a több éves költségvetések már fedezik. A második változat az alap-változat. Ez a referenciaváltozat minden intézkedését tartalmazza, továbbá számos egyéb olyan intézkedést, amelyek szükségesek a VKI-t megelőző EU rendeletek végrehajtásához, de amelyeket még nem vettek fel a kormányzati költségvetésekbe. A következő három változat mind ‘kiegészítő’ változatok, amelyek csak ajánlott VKI intézkedéseket tartalmaznak. A 3. a korlátozott változat. Ebben a változatban a többlet-intézkedéseket minimális szinten tartanák, és csak azokat az intézkedéseket (és költségeket) foglalná magába, amelyek elkerülhetetlennek tűnnek. A következő szint, amely tartalmazza az összes korábbi változatot az alapvető változat. Ez a változat tartalmaz minden olyan intézkedést, amely ésszerűen elfogadható a nagyközönség számára. Az utolsó változat a maximum változat. Ebben a változatban minden olyan intézkedés szerepel, amelyet szükségesnek ítélnek meg minden cél eléréséhez 2015-ig (a maximális erőfeszítések 100%-os teljesítése).

Minden valószínűség szerint ezt a megközelítés regionális szinten is követésre talál majd, amely minden víztest esetében az a szint, ahol az intézkedési programok meghatározásra kerülnek.

34


A Meuse táblázatot ebben az évben lehetne tesztelni egy vagy két víztestre az esettanulmány területeken. A területi szakértők részvétele (területi igazgatóságról vagy felügyelettől, talán még önkormányzatok részéről is) szükséges lenne a kísérlet megbízható eredményeinek, valamint a megközelítés Magyarországon történő használhatóságának a tesztelése érdekében is. A Meuse táblázat használata a közgazdász csapat részére használható adatokkal szolgálhatna a gazdasági elemzéshez. E projektben résztvevő holland szakértők az öt különböző változat koncepciójának a követését javasolják. Valójában ez nagyon is pragmatikusnak tűnik Magyarország számára. Ez valószínűleg a nyilvános részvételi folyamatban is hasznosnak fog bizonyulni, mert a tisztviselők és az érintettek csak ekkor fogják tudni megvitatni a különböző lehetőségeket, és együtt meghatározni a környezeti célkitűzéseket (GEP vagy GES felett, azon, vagy az alatt). 6.1.2. Az intézkedések kiválasztásának rendje Az intézkedések kiválasztása ideális esetben a víztestek szintjén történik. A lehetséges intézkedések hosszú listáját értékelik, és a megfelelő intézkedéseket egy rövid listába gyűjtik. A tanulmányozott dokumentumokban a legtöbb figyelmet még mindig a meglévő kényszerek és azok (általában összetett!) hatása közötti kapcsolatok megértésére fordítják. Mindazonáltal e kapcsolatok megértése vezet a hatásokat mérséklő intézkedések meghatározásához. Ez vagy a szennyező forrás, vagy a forrástól a víztestig vezető út, vagy a szennyezés víztestre történő hatásának a kezelésével történik. A hidromorfológiai változások tekintetében az intézkedések irányulhatnának a változások megszüntetésére vagy megváltoztatására, vagy azok víztestre való hatásának a mérséklésére. Az intézkedésekre és azok hatékonyságára a legtöbb figyelmet a hidromorfológiai változásokra figyelemmel a most befejezett Jó Gyakorlat Dokumentumban (Good Practice 2006), valamint a Meuse táblázattal kapcsolatos holland dokumentumokban és Excel fájlokban fordítják. A WFD-SCOUT közeljövőben megjelenő új verziójával úgy tűnik, hogy Hollandia megelőzte a többieket az intézkedésekre történő összpontosítás tekintetében. Ez nagymértékben logikus: Hollandiának sok mesterséges és erősen módosított vízteste van, és sokszor még a természetes víztestek is kockázatosak. Ezen túlmenően a közelmúltbéli XXI. századi holland vízrendezési politika (WB21) olyan intézkedési programokat kíván meg, amelyek biztonságban tartják Hollandiát az árvizektől és a magas vízszinttel kapcsolatos belső problémáktól. A VKI intézkedéseket össze kell hangolni a WB21 intézkedésekkel, máskülönben az utóbbinak (amely főként hidrológiai problémákat céloz meg) káros hatásai lehetnek a VKI vízminőségi és ökológiai célkitűzéseinek elérésére. Az embereknek tisztában kellene lenniük azzal a ténnyel, hogy egy víztest egy (rész-) vízgyűjtő szerves része. Elengedhetetlen figyelembe venni, hogy minden szintet (víztest, regionális, nemzeti, teljes vízgyűjtő) összehangolt intézkedési programmal egy időben kell feladatként kitűzni, és az alkalmazott elveknek nem szabad egymásnak ellentmondaniuk. Az intézkedési programoknak a víztest szinthez történő kiválasztása olyan részletes hidromorfológiai adatsorokat kíván meg, amelyek tükrözik a kényszerek sorozatának hatásait. Fontos a sokrétű intézkedések lehetséges összetett hatásaiba való bepillantás is. Ezért határozottan azt javasoljuk, hogy az ilyen programokat mindig szakértők egy csoportjának készítsék a helyi, területi ismeretekkel rendelkező szakértők, tudományos háttérrel rendelkező biológusok és olyan vízügyi menedzserek bevonásával, akik azzal a konkrét víztesttel és vízgyűjtővel, mint egésszel kapcsolatban minden fontos aspektusában áttekintéssel

35


rendelkeznek. Ilyen módszert követünk az esettanulmányokban is (lásd: AEC 2006b). A következő ábra összefoglalást nyújt az intézkedési programok szempontrendszeréről a 2006. júliusában megtartott ICPDR Workshop egyik előadása alapján (6. ábra).

Az intézkedési programok különböző szintjei

Szükséges adat

Intézkedési program nemzetközi vízgyűjtő szinten

A vízgyűjtőben jelenlévő kényszerek és hajtóerőkről szóló alapismeretek

Nemzeti szintű intézkedési program

A kényszerekre és hajtóerőkre vonatkozó terület-szintű részletes információk

Intézkedési program regionális vagy víztest szinten (a lehetséges intézkedések részletes azonosítása és tervezése)

Részletes hidromorfológiai adatok (pl.: CEN-standard a folyók hidromorfológiai jellemzőinek elemzésére)

A lehetséges intézkedések azonosításakor megfontolandó körülmények Vízgyűjtő-szintű kényszerek, lehetséges többoldalú megközelítések, …. Nemzeti körülmények (pl.: politika, energiafejlesztés, árvízvédelmi igények, hajózási igények , …) Regionális körülmények és struktúrák, adatok a helyi jellemzőkről

Szélesebb körben alkalmazható

Növekvő részletezettségi szint

6. ábra: Az intézkedési programok szempontrendszere (Hivatkozás: Helena Mühlmann, Osztrák Vízügyi Rendezési Szövetségi Ügynökség)

6.2. Németország A Víz Keretirányelv kiköti, hogy a gazdasági elemzésnek elegendő információt kell tartalmaznia annak érdekében, hogy meg lehessen határozni, mely intézkedések tudják a leghatékonyabban javítani a jó állapotot/potenciált el nem érő víztestek állapotát. Ebből a célból a német kormány kutatói speciális módszertant dolgoztak ki, amelyben figyelembe veszik a víztest jó állapotának elérése érdekében teendő intézkedések leginkább költséghatékony kombinációit. E módszer leírása (“A leginkább költség-hatékony intézkedéskombinációk kiválasztásának alapelvei az intézkedési programokba történő belefoglalásra a VKI 11. cikkében leírtak szerint” címmel) minden német államban kiadásra került és az illetékes hatóságok részére hozzáférhetővé vált (BMU, 2004b). Annak a dokumentumnak a megközelítését röviden vázoljuk a következő bekezdésekben. A kézikönyvben ajánlások szerepelnek az intézkedések kiválasztásához 2009-ig. Mindazonáltal nem szabad elfelejteni, hogy jelenleg számos, az intézkedések kiválasztását irányító meghatározó tényező – úgymint a “jó ökológiai állapot” meghatározása - még nincs egységesen szabályozva műszaki és jogi szempontból. Ezért szükséges lesz az adaptációnak a jövőbeni rendelkezésekkel való összehangolása. 6.2.1. Módszertan A kifejlesztett módszertan kiindulópontja a VKI szerint 2004. végéig létrehozandó leltár. A kényszerek, és hatások rögzítése révén ez vezet a lehetséges intézkedéskombinációk és támogató eszközök azonosításához (válaszok). Az azt követő több szakaszos optimalizálási

36


folyamat során megállapításra kerül a leginkább költség-hatékony kombináció kellő figyelemmel: • • •

Az intézkedés kombinációk ökológiai hatékonyságra. A 2015-ig elérendő cél elérésének valószínűségére, a végrehajtás ütemezésére. A működési és gazdasági költségek alapján egy prioritási sorrend felállítására.

Ez a megközelítés kezdeti ajánlást mutat be a döntéshozó szintek számára, így az intézkedések kiválasztásának alapvető szakaszait érthetően lehet végrehajtani. 6.2.2. Kényszerek rendszere A Kézikönyvben az intézkedések kiválasztását osztályozták, az intézkedéseket és az eszközöket három olyan különböző rendszer alapján kombinálták, amelyek rövid leírása az alábbiakban található. 17 intézkedés és 10 eszköz9 teljes példáját fogjuk idézni, amelyek a Németország általános vízügyi helyzetére vonatkozó jelentős problémák nagy részét felölelik. A folyamatban az első szakasz a kényszerek rendszere (7. ábra). Ez az áttekintő ábra, amely a pontszerű és diffúz források terhelési kategóriáin, a vízkivételeken, áramlásirányítási és morfológiai változásokon alapul (1. oszlop), a szennyező-kategóriákat a legmegfelelőbben határozza meg ezekhez a kényszereket (2. oszlop). A diffúz források térségével kapcsolatban például magában foglalja a mezőgazdaságot, a helyi hatóságokat és az ipart. Az ezt követő szakaszban a megfelelő kényszerek és szennyező kategóriához tartozó tipikus kényszertípusok szerepelnek (3. oszlop). Az előbbiekben említett kombináció összefüggésében a diffúz források, a mezőgazdaságnál, például a kényszer típusa: anyagáram a mezőgazdasági földről.

9

A Kézikönyv összefüggésében különbség van az intézkedések és az eszközök között. Az ‘intézkedés’ fogalom egy olyan konkrét műszaki óvintézkedésre vonatkozik, amelynek helyi hatása lehet, úgymint szerkezeti óvintézkedés, ezzel szemben az eszközök adminisztratív, gazdasági vagy tanácsadó természetűek. Mint olyan, az eszközök az intézkedések végrehajtásának támogatására szolgálnak (amelyek inkább műszaki jellegűek) azáltal, hogy hajtóerőket alkot a lényeges szereplők részére annak érdekében, hogy azok megváltoztassák a viselkedésüket. Ebből következik, hogy az eszközöknek hosszabbtávú, szélesebbkörű hatásuk van, mint az intézkedéseknek, és a közigazgatás egy magasabb szintjén igényli a koordinációt. Minazonáltal mind az intézkedéseket, mind az eszközöket ‘intézkedéseknek’ kellene tekinteni a VKI 11. cikke értelmében.

37


Terhelés

Helyi hatóságok Pontszerű források

Mezőgazdaság

Esővíz és kombinált szennyvíz Szennyvíz terhelés Gazdátlan ipari területek

Ipar

Mezőgazdaság Diffúz források

Terhelés típus

Szennyező kategória

Helyi hatóságok

Anyagok leeresztése mezőgazdasági területektől Nagy kiterjedésű anyag kibocsátás (közlekedés)

Ipar Gazdátlan ipari területek

Helyi hatóságok Vízkivételek ivóvíz célra

Mezőgazdaság Vízkivételek Ipar

Hűtővíz kivétel saját ellátás Vízkivételek ivóvíz célra

Egyéb

Mezőgazdaság Áramlás szabályozás

Mezőgazdasági öntözés

Helyi hatóságok

Mezőgazdasági öntözés

földhasználat,

Árvíz enyhítés Ivóvíz célú vízkivétel

Egyéb

Vízenergia Hajózás

Helyi hatóságok Morfológiai változások

Mezőgazdaság

Földhasználat Árvízvédelem

Egyéb

Vízenergia Hajózás

7. ábra: A kényszerek rendszere: kényszerkategóriák (1. oszlop), szennyező kategóriák (2. oszlop) és kényszertípusok (3. oszlop) (BMU, 2004b)

38


6.2.3. Intézkedési rendszer A részletezés következő szintjén minden egyes kényszerkategóriára, és kényszertípusra megfelelő, környezetileg releváns hatások, és az azokhoz rendelt alkalmas intézkedések vannak felsorolva. Ilyen módon lehetséges a hiányparaméterek és aztán a megfelelő intézkedések meghatározása a kényszerkategória (kényszerforráson keresztül a szennyező kategória) kényszertípus alapján. Összesen hat intézkedési rendszert fejlesztettek ki. 6.2.4. Eszközök áttekintése Az eszközök a következő csoportokba oszthatók: költségek és pénzügyi hajtóerők, együttműködési intézkedések, tanácsadói megközelítések és törvényes eszközök. Néhány eszköz bevezetése azonnal lehetséges, és azonnal bevezethető, másokhoz először szükséges lesz a törvényi alapok megteremtése. Továbbmenve, szükséges az eszköz alkalmazásáért felelős szereplők azonosítása is; a lehetséges szereplők listája megtalálható a kézikönyvben. 6.2.5. Intézkedés-kombinációk kiválasztása – Alapelvek Ismereteink jelenlegi állása és a jelentős kényszerek azonosításának heterogén jellege alapján nincs egyértelmű recept az intézkedések kiválasztására. A hatékony intézkedések, és eszközök kiválasztása nagymértékben függ a helyi periférikus feltételektől és a műszaki, társadalmi és pénzügyi keretfeltételektől. Következésképpen a javasolt módszertan olyan gyakorlati alapelvet fogalmaz meg, amely módszeresen egyesíti a szükséges munkafázisokat és a helyileg rendelkezésre álló információkat. Az intézkedések, és költségkalkulációs alapok jegyzéke már rendelkezésre állhat számos részvízgyűjtőn. A javasolt megközelítést olyan módon tervezték meg hogy az továbbfejleszthető, bővíthető és átvehető legyen a részvízgyűjtőben, összhangban a tapasztalatok alapján történő alkalmazás legfrissebb felfedezéseivel. A leginkább költség-hatékony intézkedéskombinációkat 7 szakaszban választják ki (8. ábra) (BMU, 2004b). Az 1-től 5-ig szakaszok célja az intézkedések és az eszközök kiválasztása és összekapcsolása. A leginkább költség-hatékony kombinációt ekkor határozzák majd meg a 6. szakaszban. Az intézkedések és eszközök kiválasztását követően továbbmenve a 7. szakasz maga után vonja az intézkedési programoknak más részvízgyűjtőkkel történő koordinációjának a megtervezését. Elvben lehetséges, hogy egy kiválasztott helyi intézkedéskombináció hatékonyságának értékelése másképpen történne, ha az egész vízgyűjtő kerület szempontjából lenne figyelembe véve, és össze lenne hasonlítva más részvízgyűjtőkkel (lásd a következő fejezetet e szempontba való mélyebb bepillantás érdekében).

39


Bevezető Jellemzés a terhelések és a szennyező kategóriák azonosításával

2004-ig

1. Szakasz: az intézkedési rendszer kiválasztása az azonosított terhelések alapján 2. Szakasz: A hatékony intézkedések kiválasztása a szektorokon belül 3a. Szakasz: Az intézkedések kombinációja és a hatékonyság elemzése

3b. Szakasz: A támogató intézkedések meghatározása és a hatékonyság elemzése

4. Szakasz: Az eszközök és az intézkedés kombinációk közötti kölcsönhatások leírása hatékonyság alapján

5. Szakasz: Az eszköz és intézkedés kombinációk (kvalitatív és kvantitatív) költségének számítása

6. Szakasz: A leghatékonyabb intézkedés kombinációk meghatározása (különböző

kategóriák

és

a

hatékonyság

alapján

7. Szakasz: Más rész-vízgyűjtők intézkedési terveivel történő összehangolás

Intézkedési program (11. Cikk és VII. Melléklet

2009-ig

8. ábra: A leginkább költség-hatékony intézkedéskombinációk meghatározásának alapelve (BMU, 2004b)

40


A víztestek lehatárolásával történő kezdeti jellemzés eredményei, a jelentős kényszerek azonosítása, a szennyező kategóriák meghatározása és a leltári adatok alapján biológiai, a kémiai és a hidromorfológiai állapot értékelése szükséges a fent vázolt konkrét szakaszokhoz, kellő tekintettel a VKI II. és V. Mellékletében felsorolt minőségi elemekre. Az eredményeket az ökológiai ok/hatás kapcsolatok értékeléséhez és végül az intézkedések és eszközök kiválasztásához használják fel. Az itt vázolt példaeszközök kiválasztásán túl az egyéntől függ az adott intézkedéssorozat alapján, hogy műveleti szinten összhangba hozza az ő már meglévő intézkedésjegyzékét a VKI követelményeivel. Az alapelvek szemléltetésére egyes munkaszakaszokat, beleértve, pl. lényeges és hasznos anyagokra vonatkozó feljegyzéseket, ok-hatás mátrix sablonokat, hatékonyság osztályozási rendszereket, az intézkedések és eszközök közötti kölcsönhatásokat, áttekintő táblázatokat, valamint esettanulmányok kiterjedt listáját, kifejtették a kézikönyvben. Mint fent említettük, minden egyes intézkedéshez és eszközökhöz olyan adatlapok állnak rendelkezésre, amelyek: • • • • • • • • •

Rövid leírással/specifikációval szolgálnak. Leírják az intézkedés végrehajtásában résztvevő érdekelteket. A hatásokat elsődleges és másodlagos alapon vázolják. Megállapítják a végrehajtásig, valamint a hatékonyság eléréséig szükséges időt. Leírják a földrajzi hatást. Megnevezik a más intézkedésekkel való kölcsönhatásokat. Megbecsülik a költségeket. Megállapítják a bizonytalansági tényezőt. Összefoglalják a minőségi értékelést és a bibliográfiát.

Mivel ez a koncepció számos kulcsfontosságú területen új utat nyit, bár minden részletes munkaszakaszt gondosan mérlegeltek elméleti szempontból, a gyakorlati eljárást még véglegesíteni kell az intézkedések kiválasztásához. A kézikönyvben vázolt megközelítést ezért a gyakorlati végrehajtás során bizonyosan több módon tovább kell alakítani, kiegészíteni és konkretizálni. A költség-hatékony intézkedés-kombinációkat korán azonosítani kell, mint a rendezési terv előkészítésének fontos lépését, az ezzel kapcsolatos számos kérdésre tekintettel, amelyekkel kapcsolatban nemzetközi szinten is konszenzusra kell jutni. A német kézikönyv által javasolt megközelítés képes a megfelelő intézkedések meghatározására több, az egyes vízhasználatokhoz kapcsolódó, változástól függően, a Kézikönyv anyaga még vita alatt van az EU szintű alkalmazását illetően (Good Practice, 2006). 6.3. Egyesült Királyság Az Egyesült Királyságban az intézkedések kiválasztásához használt megközelítés inkább általános. A kényszertípusokat és a megfelelő lehetséges intézkedéstípusokat inkább általánosságban sorolják fel. Amikor a valódi intézkedés kiválasztására kerül a sor, víztest méretben gondolkodnak. A gazdasági elemzésről szóló jelentés részletesebben írja le a módszert, és magában foglalja az általános intézkedések angol listáját. Az elemző rendszer tartalmaz egy kockázatosság elemzését: annak a kockázatnak az elemzését, hogy egy bizonyos intézkedés nem éri el az intézkedési program kiválasztásában számított várt eredményt. Ha például egyetlen intézkedés potenciálisan mérsékelni tudná egy kényszer 41


hatásait, de annak az esélyét, hogy ez nem fog bekövetkezni az intézkedés hatására, 25 %-ra becsülik, további intézkedéseket foglalnak az intézkedési programba annak érdekében, hogy biztosabb legyen a várt eredmény elérése. Ez természetesen magasabb szintű beruházásokhoz fog vezetni, de annak az esélye, hogy a célkitűzések elérése kudarcot vall, (és így annak a kockázata, hogy az EU bírságot vet ki) jelentősen csökken. További kockázatot jelent az, hogy egy tervezett intézkedést nem lehetséges megvalósítani. Az intézkedési programban ezt a kockázatot is figyelembe kell venni (személyes közlés - Dr. St. Warren, közgazdász e projektben). 6.4. Egy érdekes példa Ausztráliából Az alább részletezendő megközelítés Ausztráliából származik, ahol a VKI-t ugyan nem alkalmazzák (a publikáció irodalomjegyzékéből ítélve talán nem is ismerik), mégis ahhoz hasonló rendszert dolgoztak ki a vizek állapotának javítására (Brierley et al., 2002). A módszer lényege az alábbi. A környezeti célok meghatározása esetében a fokozatosság és a megvalósíthatóság elvét veszik figyelembe. A két elv együtt azt jelenti, hogy a környezeti célkitűzések igazodjanak az aktuális lehetőségekhez. A fokozatosság elve szerint ne fogalmazzunk meg egy lépésben olyan célkitűzéseket, amelyek csak a távoli jövőben valósíthatók meg, hanem a célkitűzéseket középtávra szakaszoljuk, és folyamatosan szigorítsuk azokat. A megvalósíthatóság elve az előzővel összefüggésben azt jelenti, hogy a kitűzött célok az adott időkereten belül valóban elérhetők legyenek, és meglegyenek az intézkedési módszerek, amely a megvalósítást biztosítja. A potenciált javító intézkedések meghatározása során az egyik legfontosabb alapelv az „együttműködés a természettel” elve. E szerint olyan technikai megoldásokat alkalmazzunk a megfelelő helyen, amelyek az élővizek természetével összhangban vannak. Stílszerűen fogalmazva: ne ússzunk az ár ellen. Ez a szemlélet a felszíni vizek esetében azt igényli, hogy: • • • • • • •

Megismerjük a vizeink hidrológiai és morfológiai természetét. A felszíni vizet és vízgyűjtőjét az intézkedések szintjén is együtt kezeljük. Holisztikus ökoszisztéma megközelítést alkalmazzunk a állapotértékelés során. Vegyük figyelembe az adott felszíni víz egyedi sajátosságait a tervezésben. Elképzeljük, hogy mit, hol, milyen irányban és mértékben akarunk változtatni a vízfolyás, vagy tó fizikai környezetén anélkül, hogy ez a vízhasználat rovására menne. Felbecsüljük, hogy a megváltozott fizikai környezet az élőlénytársulások milyen mértékű és irányú változásával járhat. A vízfolyások esetében nem tekinthetünk el a felvízi hatásoktól. Ez esetben célszerű megkeresni a hasonló beavatkozásokat igénylő szakaszokat, és azokból összeállítani a technikai intézkedési tervet.

Alapvető különbségek az ausztrál és a VKI elvek között az alábbiak: • •

Ausztráliában nem gondolkodnak a VKI szerinti víztestekben, hanem a vízfolyásokon hasonló problémákkal rendelkező szakaszokat különítenek el, majd azokra különkülön intézkedési tervet dolgoznak ki. A VKI rendszeréhez képest az ausztráliai megközelítés lényegesen egyszerűbb, pragmatikusabb, kevésbé hierarchikus, és a meglévő lehetőségekből (anyagiakból is!) indul ki. 42


• •

Az ausztrál megközelítés az intézkedésekből indul ki, és nem az intézkedések jelentik a folyamat végeredményét. Ökoszisztéma szemlélet érvényesül az ausztrál példában, nincsenek kitüntetett élőlény együttesek az ökológiai állapot értékelésében.

Az ausztráliai példa a hollandok elképzeléseihez hasonlóan pragmatikus és eredmény centrikus. Ebben is megjelenik a különböző szakértők összehangolt csapatmunkája, valamint a közvélemény bevonása, különösen az anyagi áldozatvállalás szintjén. Szemléletének egyes elemei hazai megfontolásra érdemesnek tűnnek, különösen az ország gazdasági helyzetét tekintve. 6.4.1. Az intézkedési program és léptékei A VKI 11. cikkelye rendelkezik arról, hogy költség-hatékonysági elemezés (CEA) végrehajtása lenne szükséges az intézkedések kiválasztásának támogatására az Irányelv célkitűzéseinek minimális költségekkel történő megvalósítása érdekében. Amint az a Német Kézikönyv intézkedésekre vonatkozó fenti példájából is látható, egy ilyen költséghatékonysági elemzés sikeres végrehajtása komplex munkát, és az egész VKI végrehajtási eljárásra jellemző nézőpontot kíván. Ez a költség-hatékonysági elemzést végrehajtó közgazdászok, és azon a műszaki szakértők közötti szoros együttműködést követel, akiknek szolgáltatniuk kell a megfelelő információt a tesztelendő és összehasonlítandó intézkedések hatékonyságát illetően. A víztestekre ható kényszerek és hatások nagy változatosságának köszönhetően a különböző léptékekben alkalmazandó intézkedések (a helyi szinttől kezdve a vízgyűjtő szintjéig) széles skálája jelenleg is vita tárgyát képezi. A költség-hatékonysági elemzés keretében mérlegelendő intézkedéstípusok jelenleg még vita tárgyát képezik. Ezek tartalmazni fogják: • • •

Azokat az intézkedéseket, amelyeket egy közösség a saját maga erejéből is képes megvalósítani. Amelyek új vagy módosított törvényhozást igényelnek. Amelyeket csak önkéntes alapon lehet végrehajtani (pl. a gazdálkodók vagy az ipar által, RBA, 2004).

A jelenleg EU-szerte folyamatban lévő vita, valamint a 2005. márciusában benyújtott, a VKI 5. cikkelye szerinti jelentések (Herbke et al., 2005) azt mutatják, hogy az intézkedések és azok kombinációinak költségéről illetve hatékonyságáról rendelkezésre álló ismeretek nagymértékben eltérőek. Amint az első módszertani terveket kidolgozták számos európai tagállamban a költséghatékonysági elemzés folytatásának a módjáról, egy fontos módszertani kihívás még mindig maradt: a lépték kérdése. Valójában az intézkedések meglévő választéka különböző léptékeket érint. Egy szennyvíztisztítási terv például helyi szinten működik, amíg az adóknak a vízgyűjtő szintjén lesz hatásuk. Végül is egy költség-hatékonysági elemzésnek a helyi lépték (lentről felfelé) és a vízgyűjtő (felülről-lefelé) szinten történő megközelítés közötti eltéréseket figyelembe kell vennie. A következőkben a jelenlegi vita arra ad ötleteket, hogy milyen módon tűzzük ki feladatul a lentről-felefelé történő és a felülről-lefelé történő megközelítés összekapcsolásának

43


problémáját a költség-hatékony intézkedések kiválasztására a VKI értelmében, amelyeket röviden vázolunk (Dworak és Pielen, dátum nélkül). Baden-Württembergben megvitatásra került, hogy az egyedi műtárgyak ne kerüljenek eltávolításra, mivel pl. a bukógátak és gátak vezettek a negatív (= rosszabb, mint “jó”) állapot értékeléshez a beavatkozás, vagy intézkedés első lépéseként. A feladat inkább az egyes olyan élőhelyek szükségleteinek a meghatározása, amelyek lehetővé teszik a negatív hatások mérséklését (pl. a vándorló halak reprodukciójához szükséges folyó folytonosság biztosítását). A különböző élőhelyek közötti lehetséges kapcsolatok tesztelését az olyan szakaszoktól kell kezdeni, amelyek bár nem kockázatosak, mégsem érik el a VKI célkitűzéseit (Személyes közlés Joachim Bley úrtól, a Környezetvédelmi és Közlekedési Minisztérium VKI-Szekciójának vezetőjétől.). A VKI szerint az intézkedési megoldásokat minden egyes víztestre egyedileg kell meghatározni. Valószínű, hogy ez a VKI hierarchiájából adódóan akkor is így fog történni, ha más megoldás pragmatikusabb lenne. Mégis figyelembe kell venni azt az alapelvet, amely a különböző víztesteken belüli hasonló jellegű problémás szakaszokat hasonló módon kezeli. Olyan feltételrendszer kifejlesztését kellene támogatni a vízgyűjtő-gazdálkodási tervezés során, amelyek általánosabb alkalmazást tesznek lehetővé. Ezeket a halak, és más biológiai minőségi elemek szakértőivel együtt kell kifejleszteni. 6.5. Konklúzió és a magyar alkalmazásra vonatkozó ajánlások A nemzetközi közösségben a jelenlegi állás szerint az intézkedések hatékonyságának a becslésében modelleket kell alkalmazni, ahol lehet és szükséges. Ez ebben a projektben is így történik majd, a közgazdászok dolgoznak ezen a kérdésen. Mindazonáltal az első lépés mindig egy, vagy több lehetséges intézkedési program kiválasztása kell, hogy legyen a víztest szintjén. Ezeket a programokat helyi vízügyesekből, környezet- és természetvédőkből, valamint tapasztalt biológusokból álló szakértők csoportja kellene, hogy kiválassza. Az októberi tokaji esettanulmány workshop is hasonló munkamódszer szerint történt. Az olyan megközelítések használata, mint amilyeneket Hollandiában vagy Németországban alkalmaztak tudás adatbázisok, GIS és szakértői vélemények használatával az intézkedések lehetséges hatékonyságába való gyors bepillantás érdekében, igen hasznosnak bizonyulhatnak. Az intézkedések hatásának a terjedelmét azonban mindig víztest szinten kell felbecsülni. Egy tudás adatbázisban erre nem lehet szabványokat adni. A hatás mértéke általánosításának egyik lehetséges módja az állapotban bekövetkező lehetséges javulás lehetne az intézkedések maximális végrehajtásakor. Ezt a fajta információt legjobban a helyi szakértők tudnák megbecsülni. Az esettanulmányok során hasonló alapelvet alkalmaztunk e projekt keretében (lásd 3. Előrehaladási jelentés 21. melléklet). A második lépésben az intézkedések hatékonyságának és azok költségeinek részletesebb kiszámítása kellene, hogy megtörténjen. A különböző opcionális programokat meg kellene vitatni az igazgatókkal, az irányelvek meghatározóival és az érdekeltekkel. Amikor egy program kiválasztásra került, az intézkedéseket tovább lehet finomítani és javítani részletes modellek vagy területi megfigyelések használatával. Amennyiben szükséges, ismétléseket kell alkalmazni az intézkedési programok javítása érdekében. Kidolgozni és tesztelni kellene egyszerű és gyakorlati eszközöket a lehetséges intézkedések hatékonyságának elemzésére gyors és könnyen érthető módon. A más országokban kifejlesztett szoftverek és tudásbázisok példaként szolgálhatnak, de Magyarországnak hazai

44


szakértőket kell alkalmaznia olyan szoftverek és tudásbázisok kifejlesztésére, amelyek a magyar helyzetre koncentrálnak. A projekt keretében a holland szakértők elkészítették a holland és német egyesített intézkedéslistát, amelynek hazai adaptálása és tesztelése hasznos eredményeket hozhat. A teszteket az integrált megközelítés alkalmazásában kellene elvégezni, a különböző szakemberek közötti együttműködéssel, valamint egyes esetekben további érdekeltek bevonásával. További részletes modellező eszközöket kellene kifejleszteni (vagy a rendelkezésre álló eszközök közül kiválasztani) az intézkedések költség-hatékonyságának javítása érdekében. Meg kellene gondolni, hogy az Egyesült Királyság kockázat fogalmát a magyar megközelítésbe bele kell-e foglalni. Ez a fogalom a többi országban nem fordult elő, de bölcs kiegészítésnek tűnik. Mindezen ajánlások és egyéb nemzetközi és hazai tapasztalatok figyelembevételével is készül a hazai intézkedéslista és költséghatékonysági útmutató. 7.

A MEZŐGAZDASÁGI EREDETŰ DIFFÚZIÓS TERHELÉS MEGHATÁROZÁSA ÉS A LEGJOBB MEZŐGAZDASÁGI GYAKORLAT

7.1. Általános tapasztalatok A Legjobb Mezőgazdasági Gyakorlat célja az, hogy hozzájáruljon az olyan mezőgazdasági rendszerek fejlődéséhez, amelyek mind környezeti, mind gazdasági szempontból fenntarthatóak. A nemzetközi ajánlások ösztönzik a megfelelő alkalmazási léptéket, az alkalmazás helyes ütemezését és a megfelelő típusú műtrágyaszórást és a helyesen kalibrált trágyaszóró használatát. Az ajánlások a jó terméshozam elérésére irányulnak a tápanyagveszteség kimosódás vagy elpárolgás által történő minimalizálásával egyidejűleg. A Legjobb Mezőgazdasági Gyakorlatról bővebb információ a következő címen található: http://www.efma.org/agriculture/section02.asp. Az EUROHARP projekt a mezőgazdaságból érkező diffúz terhelések elemzésére leggyakrabban használt módszereket tesztelte. A Legjobb Mezőgazdasági Gyakorlatot mind az UNDP-GEF és az ICPDR projekt, mind számos nemzetközi projekt is feladatul tűzte ki. A lehetséges intézkedéseket a holland Meuse táblázat tartalmazza. Az intézkedések hatékonyságát egy bizonyos mértékig tanulmányozták, és azok több modellben alkalmazhatók. A jobb növényirtószer kiszórásának hatékonyságáról, vagy a csatornák közelében való trágyahasználatról szóló tudásanyag elérhető ezen országok számára. Az ICPDR szintjén a Duna-menti országok (így hazák is) a MONERIS modell használatát választották a tápanyagterhelések kiszámítására a vízgyűjtő területén. A MONERIS modellt az egész Duna vízgyűjtőre fejlesztették ki, és az eredményeket közzétették a Roof Reportban. A MONERIS-t nemzeti, de talán még regionális szinten is lehet használni. A MONERIS tartalmaz olyan opciókat is, amelyek egyesítik a háztartásokból, a városi területekről és az iparból érkező tápanyagterheléseket. A mezőgazdaságból érkező tápanyagterheléseket gyakran az eutrofizálódási problémák (hatások) fő forrásaként (kényszer) tartják számon. Az Egyesült Királyságban, a közelmúltban elvégzett kutatás azt mutatta, hogy a szennyvízkezelő telepekről érkező tápanyagterhelések a száraz nyári időszakban jelentősebb terhelést okozhatnak, mint a mezőgazdaság. Ez eutrofizálódási problémához vezetnek az ottani alföldi folyókban. Ennek oka hidrológiában és 45


a tápanyagkészletben való szezonális változás (Jarvie et al., 2006). Más szóval: a mezőgazdaságból és (talán még inkább) a szennyvíztelepekről és a háztartásokból érkező magas tápanyagterhelések hatásai komolyan befolyásolhatják a fitoplankton, az élőbevonat és a makrofita közösségeket. Magyarországon ugyanez a megállapítás igaz lehet a száraz időszakban, átlagosan azonban a mezőgazdasági eredetű diffúz terhelés nagyobb a szennyvíz eredetűnél. 7.2. A magyar alkalmazásra vonatkozó ajánlások .Az alapterhelések és az antropogén terhelések becslését modellekkel lehet számítani. Ideális esetben fel kellene állítani egy nemzeti programot a részletesebb országos szintű modellezéshez, mint ahogy az a Duna Roof Reportjában történt. Mindazonáltal az EUROHARP eredményeit is lehetne tanulmányozni annak elemzésére, hogy vajon egy más modellező csomag használhatóbb lenne-e Magyarország számára. A legjobb az lenne, ha ez magában foglalná a határokon átnyúló vízgyűjtő területek külföldön fekvő részeit is. Ezt akár két- vagy háromoldalú megállapodás alapján is végre lehet hajtani. A tápanyag csökkentésére irányuló nemzeti stratégiafejlesztések hatékonyságát modellekkel szimulálni lehetne, mielőtt a törvényi szabályozás megtörténik. Ezt a tevékenységet össze kellene hangolni a Nitrát Irányelv végrehajtásával. A Földművelési Minisztériummal történő együttműködés szükséges lehet. Azt javasolható, hogy át kellene venni a nemzetközi Legjobb Mezőgazdasági Gyakorlat Útmutató tudásanyagát. E projekt keretein belül nem lehetséges mélyebb részletekbe menni e területen. Agronómusok és vidékfejlesztési szakemberek részvétele szükséges a mezőgazdaság területén szerzett nemzetközi tapasztalatok magyar helyzetre való alkalmazásához. A Legjobb Mezőgazdasági Gyakorlat alkalmazása időbe fog telni, és jelentős erőfeszítésekbe fog kerülni, mivel a egyedi gazdálkodók lesznek azok, akiknek végül is alkalmazni kell ezt a gyakorlatot. Ezzel az üggyel más országok is szembesülnek. E projekt PP/PR komponensében egy kísérleti vagy megvalósíthatósági tanulmányt lehetne elkészíteni ebben a tárgykörben. Fel kellene vázolnunk a saját szabályainkat a nemzeti alkalmazáshoz történő figyelembevétel érdekében. Megjegyezzük, hogy a fentiek az ARKADIS munkacsoport szakértőinek ajánlásait tartalmazzák, melyek sok tekintetben már túlhaladottak. A mezőgazdasági terhelés számításának módszertana már rendelkezésre áll (a nemzetközi tapastalatokkal összhangban, a MONERIS modell továbbfejlesztésével, lásd a 3. előrehaladási jelentés 2. mellékletét). A mezőgazdasági eredetű diffúz szennyezés csökkentésének szabályozásával, a jó mezőgazdasági gyakorlattal és annak hazai tapasztalataival részletesen foglalkozunk a jelentés 13. mellékletében. Mindazonáltal a KvVM és az FM közötti együttműködés szükségességét rendkívül fontonak tartjuk. 8.

A KÖLTSÉG-HASZON ELEMZÉSEK ÖKOLÓGIAI SZEMPONTJAI AZ ERŐSEN MÓDOSÍTOTT VÍZTESTEK ESETÉBEN

8.1. Az erősen módosított víztestek azonosításának és meghatározásának kritériumai A CIS (2002) kijelenti, hogy az “erősen módosított” meghatározás 2004 végéig ideiglenes lesz, mivel egy végleges meghatározást addig nem lehet átvenni, amíg;

46


• •

Átfogó gazdasági elemzés elvégzésre nem kerül sor. Amíg nem születik elhatározás arról, hogy a hasznos célkitűzéseket más eszközökkel el lehet-e érni.

A végleges meghatározásokat 2009-ig kell meghatározni. Az ideiglenes meghatározás maga után vonja annak az eldöntését, hogy a különböző víztestek valószínűleg elérik-e a jó ökológiai állapotot. Csak azokat a víztesteket azonosítják ideiglenesen “erősen módosítottnak”, amelyek a jó ökológiai állapotot hidromorfológiai változások miatt nem érik el. 8.2. Módszerek az ideiglenes erősen módosított víztestek azonosítására Az országok általában az ideiglenesen erősen módosított víztest azonosításra vonatkozó használatokat közvetlen (árvízvédelem, hajózás, kikötők, vízenergia stb.) és közvetett (földhasználat, erdőgazdálkodás, mezőgazdaság, népsűrűség) használatokra osztották fel. Az erősen módosított víztestek ideiglenes azonosítására használt technikák skálája térképeket, vagy GIS-t, hidromorfológiai adatokat és technikákat, biológiai adatokat, valamint szakértői tudást foglalt magában. A figyelembe vett hatások tartalmaztak fizikai, morfológiai, hidrológiai és biológiai változásokat. Németországban és Ausztriában a legtöbb esetben, a biológiai hatásokat adathiány miatt nem elemezték. Az erősen módosított víztestek ideiglenes azonosításához széleskörű kritériumrendszert használtak. A következő példákat Kampa és Kranz (2005) hozta fel az erősen módosított víztestek prágai munkaértekezletén. A tagállamok küldötteinek a prágai workshop-on megtartott prezentációi elérhetőek a következő címen: http://www.ecologicevents.de/hydromorphology/presentations.htm. Az itt említett számok nem mindig szerepelnek az eredeti prezentációkban, de az azokat követő viták során a résztvevők említették őket, és Kampa és Kranz jegyzőkönyvben összegyűjtötte azokat, ezek a kritériumok az alábbiak: • • • •

Skóciában a víztest módosítás mértéke > 50 %, Németországban a víztest módosítás mértéke > 70 %, Jelentős kikötők jelenléte (amely környezeti hatáselemzést kíván meg) Írországban, Norvégiában > 60 %-os áramláscsökkenés.

Látható, hogy eleve erősen módosítottnak csak a hidromorfológiailag nagyon terhelt eseteket vették. A kiválasztott országokban az ideiglenesen erősen módosítottként azonosított víztestek körülbelüli százaléka: 1% Írországban, 8% Portugáliában, 10% Skóciában, 50% Angliában és Walesben, és Hollandiában a mesterséges víztest 60%. A tagállamokon belül a helyi változatokat is megvizsgálták. Németországban az ökomorfológiai adatok és a víztestek jelenlegi használatára vonatkozó adatok térképen történő megjelenítésének az eredményei képezték az alapot “az erősen módosított víztestek ideiglenes azonosításához” (BMU, 2005). Ennek ellenére ennek az elemzésnek a kritériumait nem minden esetben értelmezték egységesen. Például néhány német állam csak a hajóutakat és a gátakat minősítette fontosnak a víztest ideiglenesen erősen módosítottá nyilvánításához, amíg Alsó-Szászország és Mecklenburg-Nyugat-Pomerania ebbe a kategóriába sorolta azokat a víztesteket is, amelyek kulcsszerepet játszanak azokban a gazdaságban, és amelyeknek a morfológiáját véglegesen és jelentősen megváltoztatták a vízkivétel megkönnyítése érdekében. Bajorország ideiglenesen a Duna Straubing és Vilshofen közötti szakaszát erősen módosított víztestként jelölte ki. A folyó e szakasza az utolsó szabadon folyószakasz Duna hajózható részén Németországban. 47


Ezzel szemben az Elba szabadon folyó szakasza a cseh határ és a Hamburg közelében lévő Geesthacht-i duzzasztó között természetes folyóként került azonosításra. MecklenburgNyugat-Pomerania a “mesterséges víztesteket” és az “ideiglenesen erősen módosítottként azonosított víztesteket” egyetlen kategóriában egyesítette, míg Bajorország a “Potenciálisan erősen módosítottként osztályozható” kategóriát adta a rendszerhez (BMU, 2005). A kép tehát akár Németországot tekintve is enyhén szólva változatos. Ezen túlmenően, már a jellemzési folyamat kezdeti szakaszában több német állam a hidromorfológiai változásokat a víztestekben nem a jó ökológiai állapot alapján elemezte, hanem inkább a jó ökológiai potenciál alapján, amelynek kevésbé szigorúak a követelményei. Németországban kb. 2,250 (23%) víztestet azonosítottak ideiglenesen “erősen módosítottnak” és 1,400-at (14%) “mesterségesnek”. Ideiglenesen erősen módosítottként azonosították víztestek 37 %-át, és összesen 30,000 km hosszúságú patakot, folyót és csatornát jelent. További 10,000 km-t mesterséges vízi útként határoztak meg (BMU, 2005). Ausztriában a vízszakaszok (Lebensministerium, 2006).

44

%-át

jelölték

“erősen

módosított

víztestként”

8.3. Az erősen módosított víztest ideiglenes kijelölésével kapcsolatos néhány kérdés A “hidromorfológiailag kockázatos” (potenciálisan erősen módosított) víztestek között vannak variációk (egyes esetekben minden “kockázatos” víztestet potenciálisan erősen módosítottként határoztak meg; más esetekben csak néhány “kockázatos” víztestet azonosítottak potenciálisan erősen módosítottnak, pl.: Németország, Ausztria, lásd a fenti szakaszt). Fontos hangsúlyozni, hogy Németországban és Ausztriában elvégeztek egy ideiglenes potenciálisan erősen módosított vízest azonosítást azon az alapon, hogy a hidromorfológiában bekövetkezett változásoknak nemcsak jelentősnek kell lenniük, de lényeges változást kell eredményezniük a víztest jellegében az emberi beavatkozások miatt létrejött fizikai változások következtében (Irmer, 2005). Az erősen módosított víztest azonosítási eljárás 11 lépéses vázát illetően (CIS, 2002; 9. ábra) szükséges volt elegendő információ begyűjtése az 1., a 3., a 4. és az 5. lépés során. Ez annak bemutatásához kellett, hogy: • •

A kényszerek és hatások a jó állapot elérésének a kudarcát eredményezik (ahogy azt a CIS, 2002 is leírja). A 6. lépésben (az erősen módosított víztest eljárás első lépése) azt, hogy a víztest jellegében lényegesen megváltozott.

Az ilyen víztesteket ideiglenesen erősen módosítottként azonosították. Ezért a potenciális erősen módosított víztestek kockázatossága elemzésének a legfontosabb lépése a “jelentős” és “lényeges” hidromorfológiai változások közötti különbségtétel volt. A jelentős változásokkal szemben a lényeges változások állandóak és visszafordíthatatlanok a morfológiai és hidrológiai változások következtében. Mindazonáltal a VKI célkitűzései mindkét esetben veszélybe kerülnek. A potenciális erősen módosított víztestek azonosítása csak akkor lehetséges, ha mind a jelentős, mind a lényeges változások meghatározásra kerültek (Irmer, 2005).

48


A VKI 4. cikkely (3) (a) pontja szerinti speciális használatokat figyelembe véve a CIS (2002) útmutató tartalmazza, hogy a hidromorfológiában bekövetkező “lényeges” változás az, amelyik; • •

• • •

Alapos, kiterjedt vagy mélyreható. Jellemzően ez mind a víztest hidrológiájában, mind a morfológiájában bekövetkező változást magában kellene, hogy foglalja. Azon hidromorfológiai jellemzőktől való nagyfokú eltérés értelmében, amelyek a változások előtt jelen lettek volna, teljesen nyilvánvaló. Egy olyan víztest vizsgálatakor, amelyik jellegében lényeges változtatáson ment keresztül, nyilvánvalónak kellene lennie, hogy a víztest lényegesen megváltozott az eredeti állapotához képest. A változás nem ideiglenes, és nem időszakos. A változás hosszú távú (a morfológia változásainak következében). A változást a hidrológiai és morfológiai jellemzők okozzák. A víztestek hidrológiai jellemzőinek számos változása, úgymint a vízkivételek és leeresztések nem társulnak morfológiai változásokkal, és ezért gyakran könnyen visszafordíthatók, átmenetiek vagy rövid távúak lehetnek. Következésképpen az ilyen változások nem jelentenének lényeges változásokat a víztestek jellegében, és ezért az erősen módosított víztestmeghatározás alkalmazása nem lenne figyelembe véve.

A kritériumok, amelyeket “jelentősnek” és “lényegesnek” lehetne jelölni a következők: • • • •

A kategória megváltozása (pl.: tározók kialakítása folyók duzzasztásával). A típus megváltozása (pl.: duzzasztott folyószakaszok). Mesterséges keresztszelvény, pl.: a szelvény mélység és szelvény szélesség aránya >1:4 (Rhithral). A mesterséges akadályok nem átjárhatók a halfauna részére 5 m-nél nagyobb esési magasságnál

Kritériumok, amelyeket “jelentősnek” de nem “lényegesnek” lehetne jelölni: • • • • • •

A víztest hossz-szelvényének > 70% szabályozott. Partszabályozás nagyobb, mint a víztest teljes hosszának 10 %-a. A fentebb figyelembe nem vett drénezés. A víztest jelentős részének kotrása. A mesterséges vízhozam a vízierőművek alatt az a-feletti átlagos vízhozam harmadával kisebb. A mesterséges akadályok nem átjárhatók a halfauna részére 30 cm-nél nagyobb esési magasságnál.

E vitapontok feladatul történő kitűzése érdekében az alábbi választási lehetőségek egyikét alkalmazták: • •

Amennyiben a víztestet ideiglenesen erősen módosítottként azonosították a hidromorfológia lényeges változásai következtében, a víztestet potenciálisan erősen módosítottnak, azaz “kockázatosnak” kell nyilvánítani. Ezzel szemben egy teljes meghatározási folyamat végrehajtása, amely magában foglalja a VKI 4. Cikkely (3) pont szerinti meghatározási teszteket, engedi az összehasonlítást a “jó ökológiai potenciállal”. Ezért ezzel a második választási

49


•

lehetőséggel lehetségessé válik a “kockázatos” és “nem kockázatos” erősen módosított víztestek közötti megkülönböztetés. A “kockázatos” erősen módosított víztestek esetében működési monitorozást kell használni, a “nem kockázatos” erősen módosított víztestek esetében a tagállamoknak 2015-ben bizonyítaniuk kell, hogy a célkitűzéseket elérték. Amennyiben a meghatározási eljárásnak nem mind a 11 lépését hajtották végre, a potenciális erősen módosított víztestek “valószínűleg kockázatosak” lennének a működési monitorozás következményével, mint harmadik opcióval.

Ezek az alapelvek, eljárások és következtetések érvényesek lennének a mesterséges vízesetekre is. E szempontok hangsúlyozottak, mert az országok között: • • •

Eltérések vannak a hidromorfológiai hatások elemzésére használt technikák léptékében (hidrológiai adatok, morfológiai adatok, és néhány esetben biológiai adatok használata). A kis módosítások szerepével kapcsolatban különböző nézetek vannak (pl.: kisebb vízierőművek vagy kis kikötők) az erősen módosított víztestek ideiglenes azonosítása tekintetében. A természetes hatásokat heterogén módon kezelik.

A Hollandiában követett eljárás hasonló a magyar megközelítéshez a víztestek kockázatos állapotának elemzéséhez: •

• •

Annak elemzése, ha egy víztest természetes, erősen módosított vagy mesterséges (az erősen módosított víztest akkor kerül meghatározása, ha a hidromorfológiai változásokat nem lehet visszafordítani a vízhasználatok és a környezet negatív befolyásolása nélkül). Annak elemzése, hogy a víztest eléri-e az ökológiai (biológiai, hidromorfológiai és kémiai) célokat. Amennyiben legalább a célok közül egy is kockázatos, a víztest besorolása kockázatos.

Sok esetben az ökológiai elemzéshez nem állt rendelkezésre adat (az egyik oka annak, hogy a hivatalos VKI megközelítéstől való eltérés történt azzal, hogy nem az első lépéssel kezdték az elemzést). A besoroláshoz vagy szakértői véleményt használtak, vagy a „legrosszabb eset forgatókönyv”-et vették figyelembe, és ez vezetett a „kockázatos” állapothoz (Ministerie van Verkeer en Waterstaat, 2005).

50

Vállalkozási szerződés a Víz Keretirányelv végrehajtásának elősegítésére II. fázis.

Víztest útmutató

Víztest útmutató

3. Előrehaladási Jelentés

1. lépés: Víztest azonosítás [2. Cikk (10)] (ciklikusan ismétlődő folyamat) 2. lépés: A víztest mesterséges? [2. Cikk (8)] nem

3. Lépés: „Screening”: Vannak változások a hidromorfológiában? nem

igen 4. lépés: A hidromorfológiában bekövetkezett jelentős változások leírása. [II. Melléklet 1. (4)]

nem

5. lépés: Valószínű-e, hogy a víztest nem éri el a jó állapotot a hidromorfológiában bekövetkezett változások következtében? nem

igen 6. lépés: A vízest jellegében lényegesen megváltozott-e emberi tevékenységből eredő fizikai változások miatt? [2. Cikk (9)]

igen Erősen módosított vízestek ideiglenes azonosítása [5. Cikk (1) és II. Melléklet 1 (1) (i)]

Megfelelő környezeti célkitűzés: [4. Cikk

(1)] vagy kevésbé szigorú [4. Cikk (5)]

igen

(1)] vagy kevésbé szigorú [4. Cikk (5)]

Megfelelő környezeti célkitűzés: [4. Cikk

nem

7. lépés: „4 (3)(a) Meghatározási teszt”: A GES eléréséhez szükséges helyreállító intézkedések azonosítása. Ezeknek az intézkedéseknek jelentős kedvezőtlen hatása van-e a tágabb környezetre vagy a „meghatározott használatokra”? [4. Cikk (3)(a)]

igen

8. lépés: „4 (3)(b) Meghatározási teszt”: Az erősen módosított víztest módosításai által szolgált hasznos célkitűzéseket el lehet-e érni más olyan eszközökkel, amelyek jelentősen jobb környezeti opciók, műszakilag megvalósíthatók, és nem aránytalanul költségek? [4. Cikk (3)(b)]

„4 (3)(b) Meghatározási teszt”: A mesterséges víztest módosításai által szolgált hasznos célkitűzéseket el lehet-e érni más olyan eszközökkel, amelyek jelentősen jobb környezeti opciók, műszakilag megvalósíthatók, és nem aránytalanul költségek? [4. Cikk (3)(b)]

nem

9. lépés: Erősen módosított víztestként történő azonosítás [4. Cikk (3)]

10. lépés: Mesterséges víztestként való azonosítás [4. Cikk (3)]

10. lépés: A Maximális Ökológiai Potenciál létrehozása. Összehasonlítás a leginkább hasonló összehasonlítható felszíni vízzel [V. Melléklet 1 (5) (5)] minden olyan mérséklő intézkedés mérlegelésével, amelynek nincs jelentős kedvezőtlen hatása a meghatározott használatkora vagy a tágabb környezetre 11. lépés: A GEP létrehozása. Ha a MEP-ben csak enyhe változásokat találtak a biológiai elemekben, különben intézkedéseket kel foganatosítani a GEP elérése érdekében [4. Cikk (1)(a) (iii) és V. Melléklet 1 (2) (5)]

Vízgyűjtő Gazdálkodási Terv Tervezet 2008-ig (végleges Vízgyűjtő Gazdálkodási terv 2009-ig)

9. ábra: Az erősen módosított és mesterséges víztest azonosítási és meghatározási eljárásnak lépései (CIS, 2003) 51


8.4. Az „erősen módosított” besorolás igazolása Amennyiben egy víztestet nem határoznak meg erősen módosítottként, és később válik nyilvánvalóvá, hogy az valószínűleg erősen módosított, az erősen módosítottként való ideiglenes meghatározás és a meghatározási tesztek alkalmazása még mindig lehetséges 2004 után. Hasonlóképpen, ha egy víztestet ideiglenesen erősen módosítottként határoznak meg, a tagállamoknak nem kell lezárniuk a meghatározást. Ekkor még bármikor nem erősen módosított víztestnek nyilváníthatják, és a VKI 4. cikkelyének (1)(a)(ii) pontja, a 4 cikkely (4) pontja, vagy 4. cikkely (5) pontjának megfelelő célokat tűzhetnek ki: • •

• • • • •

Az erősen módosított víztest meghatározásra való áttérés előtt a kockázatosság elemzése következetlenségeit tisztázni kellene. A helyreállítási lehetőségek elemzésére a hidromorfológiai és biológiai enyhítési lehetőségek további tisztázása szükséges. Ezért hasznos lenne egy olyan lista összeállítása, amely tartalmazza az olyan intézkedések listáját, amelyek működnek, és azokét, amelyek nem Ilyen lista még nem áll rendelkezésre Európában. A gazdasági eszközök és elemzések szempontjából az útmutató továbbfejlesztése szükséges az EU-ban. Általában a hidromorfológia és az ökológiai közötti kapcsolatok jobb megértése (monitorozáson keresztül) szükséges. A költségek regionális szinten történő elemzésének a módja még nem tisztázott. A dolgok egyszerűségét a regionális szinten történő végrehajtás, és döntéshozatal során meg kellene tartani (pl.: tekintettel a jó ökológiai potenciál meghatározásra és a pénzügyi elemzésre). Az erősen módosított víztest meghatározás valószínűleg szakértői véleményen fog alapulni.

Javaslatok az erősen módosított víztest azonosítás és meghatározás kritériumainak ellenőrzésére: •

• •

A gazdasági döntéshozatalhoz meg kell osztani a megközelítéseket (nincs szükség részletes útmutató kifejlesztésére). Hasznos lenne megosztani a kalkulációval és az értékbecsléssel kapcsolatos tapasztalatokat, valamint az erősen módosított víztestekre vonatkozó gazdasági vizsgálatok és a VKI-ban máshol meglévő gazdasági elemzés közötti kapcsolattal kapcsolatos nézeteket is. A lépték kérdéseinek feltárása (időben és térben). A hidromorfológia és az ökológia közötti kapcsolatok vizsgálatának az elősegítése (valószínűleg hosszabb távú haszon).

A mérséklő intézkedések meghatározása a vízgyűjtő-gazdálkodási tervvázlat kifejlesztésének kulcslépése, és ezért olyan lépés, amelyről mielőbb szükség lesz információra. A mérséklő intézkedések bármely adott szituációban történő megfelelő pontos meghatározása bizonyos mértékig valószínűleg függ az érintett víztest sajátos jellemzőitől és vízhasználatától. A jó ökológiai állapot meghatározásával szemben, amely független az olyan intézkedés társadalmi-gazdasági hatásának bármilyen szinten történő figyelembe vételtől, amely szükséges lehet ezen állapot eléréséhez, a vonatkozó lépések és megfontolások különbözőek az erősen módosított víztestekre tekintettel. Továbbá a MEP hidromorfológiai jellemzői teljesen különbözőek lehetnek bármely nem erősen módosított felszíni víztest típus referencia hidromorfológiai jellemzőitől. 52


Mivel a MEP és GEP meghatározására vonatkozó megközelítésének leírása a CIS (2002) dokumentumában műszakilag bonyolult (10. ábra), jelenleg a MEP/GEP meghatározására egy másik útmutató megvitatása van folyamatban (11. ábra). Ez gyakorlatiasabbnak tűnik, és lehetővé teszi annak biztosítását, hogy az eljárást időben végre lehessen hajtani.

2. MEP meghatározása az összes mérséklő intézkedés alapján a leginkább hasonló összehasonlítható víztest alapján

1. Az összes olyan mérséklő intézkedés azonosítása, amelynek nincs jelentős kedvezőtlen hatása

3. A GEP meghatározása a biológiai minőségi elem apró változtatásaival (GEP)

4. Azon intézkedések meghatározása, amelyek jó ökológiai potenciált eredményeznek

10. ábra: A GEP meghatározásának megfelelő lépései a CIS (2002) leírása szerint

4. MEP becslése az összes mérséklő intézkedés alapján (a leginkább hasonló összehasonlítható víztest használata)

1. Az összes olyan mérséklő intézkedés azonosítása, amelynek nincs jelentős kedvezőtlen hatása

3. A GEP mérése a csökkentett mérséklő intézkedések listája alapján

2. Azon intézkedések eltávolítása, amelyek csupán kis változást okoznának a biológiai minőségi elemekben

11. ábra: A GEP meghatározásában foglalt lépések az alternatív megközelítés használatával (Kampa & Kranz, 2005) Mindazonáltal a javasolt finomítás EU szinten még nincs jóváhagyva. A jóváhagyás legkésőbb 2006. végéig várható, mivel sürgősen szükség van gyors és egyszerű elfogadott alapelvekre. Ez különösen esedékes, mivel az intézkedések maghatározását és az alternatív célok megfogalmazását 2008. vége előtt meg kell tenni. Várható, hogy ahol a műszaki források korlátozottak, vagy a MEP becslésére és levezetésére vonatkozó gazdasági adatok nem állnak rendelkezésre, a tagállamok engedélyt kapnak a gyakorlatiasabb alternatív megközelítés alkalmazása.

53


8.5. A magyar alkalmazásra vonatkozó ajánlások 8.5.1. Általános javaslatok Jelen jelentésben foglalt információk azt mutatják, hogy eddig nem minden ország követte a hivatalos CIS útmutatókat. Hollandia például eltért számos víztest erősen módosítottként történő előzetes meghatározásában. Ez befolyásolja a „kockázatos” besorolást. Egy víztest erősen módosított víztest besorolása ennek ellenére nem feltétlenül jelenti azt, hogy egy tagállam jogosult kevesebbet tenni a hatások mérséklésére. Ezen túlmenően a mentességekhez (jobb kifejezés, mint a „derogációk”, lásd a 10. fejezetet), intézkedési programokhoz és a monitorozáshoz történő szilárd alap szolgáltatásához megkívánt többlet erőfeszítés az erősen módosított vízestek meghatározása esetében magasabb költségekhez vezethet, mint a természetes víztestek meghatározása esetében. Azt javasoljuk az alkalmazás szintjén, hogy hazánkban gondosan tanulmányozzák a Good Practice (2006) eredményeit, és hogy kövessék annak ajánlásait. Mindenesetre, a kockázatosság elemzésének végrehajtása víztest szinten, biológiai adatok felhasználásával lesz szükséges annak felmérésére, hogy egy víztest valóban kockázatos-e. Az előzetesen erősen módosított víztestként történő meghatározást újra kell értékelni a kényszerekről és azok víztestekre gyakorolt hatásáról való helyi ismeretek használatával. A kényszerekről és hatásokról szóló, a jelen jelentésben rendelkezésre bocsátott tudás adatbázishoz hasonló tudás adatbázisokat annak kiderítésére kellene használni, hogy a hidromorfológiai változások önmagukban eléggé helytállóak-e az „erősen módosított víztest” besorolás igazolásához. A többi kényszert (pl. szennyezést) úgy kellene tekinteni, mintha ebben a feladatban nem lennének jelen. Ezt a feladatot nem lehet általánosított módon végrehajtani. Mivel ez a helyi állapotok részletes ismeretét kívánja meg, ezt a folyamatot a helyi vízügyi szakembereknek kellene végrehajtaniuk. 8.5.2. MEP/GEP az erősen módosított víztestek esetében Hollandiában módszereket fejlesztettek ki a költség-haszon elemzés végráhajtására egyesítve a környezeti célkitűzések meghatározásával. Elvben az olyan lehetséges intézkedéseket, amelyek nem (vagy kevésbé) költség-hatékonyak, kihagynák a jó ökológiai potenciál elemzéséből, de szerepelnének a maximális ökológiai potenciál becslésében. Ha az intézkedések nagy része költség-hatékony lenne, a jó ökológiai potenciál akár igen közel is lehet a MEP-hoz. A GEP-nak a legközelebbi természetes víztípushoz történő mennyiségi meghatározásakor a biológiai minőségi elem értékelési rendszerek mértéke szerint, néhány esetben ez magasabb szintű jó ökológiai potenciálhoz vezethetne, mint az összehasonlítható természetes típusok jó ökológiai állapota. Ez elég furcsa helyzetet okozna. Ezekre az esetekre Hollandia javasolhatná a környezeti célkitűzések 0,6-ra történő csökkentését a biológiai minőségi elemek EQR skáláján, egyezően az összehasonlítható természetes típusokkal. Ha a területi mérések az EQR-eket az összehasonlítható természetes víztestek jó ökológiai potenciáljához közelinek vagy azzal egy szinten mutatják, lehetséges, hogy az erősen módosított állapot igazolható. A szezonális hatásokat és az évről évre történő változásokat mindenképpen figyelembe kellene venni egy víztest állapotának megváltoztatása előtt. Ha egy vagy két VGT időszakot követően az erősen módosított víztest ökológiai potenciálja (az összehasonlítható természetes víztestek esetében a jó ökológiai állapot) a jó ökológiai

54


potenciál szintjén vagy a-fölött mutatkozik, lehetséges a természetes víztestként történő újraosztályozás. Azt javasoljuk, hogy itthon teszteljék az idézett holland és a német módszerek alkalmazhatóságát. Továbbá a CIS szerkesztő csoport VKI gyakorlati útmutatója és a hidromorfológia rendelkezésre álló eredményeit is tanulmányozni kellene, ugyanúgy, mint a REBECCA eredményeket, amelyek mind bepillantást nyújtanak a költség-hatékonyságba és a kapcsolódó haszonba. A vizsgálati eredmények alapján Magyarország finomíthatná a saját megközelítését. A megközelítés átláthatósága alapvető, mivel az érdekeltekkel való tárgyalások szükségesek lesznek, és a Brüsszel felé történő jelentéskor az átláthatóság alapvető a használt módszer magyarázatához. Az október 02.-03.-án Tokajban megtartott munkaértekezleten a teszt-területen kijelölt esettanulmányok esetében az emberi hatások értékelése, és mérséklési lehetőségeinek megtárgyalása állt a középpontban. A MEP és GEP meghatározás magyar mesterséges víztestek esetében folyamatban van egy KKV által finanszírozott projekt keretében (Simonffy et al., 2006). 9.

A KÖRNYEZETVÉDELMI CÉLKITŰZÉSEK GAZDASÁGI HÁTTERÉHEZ SZÜKSÉGES ÖKOLÓGIAI HÁTTÉR

A VKI előírja, hogy a jó ökológiai állapot minden egyes víztesten belül és az egész vízgyűjtőn is létrejöjjön. Ennek megfelelően, mindkét szintet – az egyes víztest szintjét és a vízgyűjtő szintet – is figyelembe kell venni az intézkedések listájának összeállításakor. A számos összefüggés és kapcsolat következtében nem lehet feltételezni, hogy ha pl.: az első három víztest jó állapotú, akkor a negyedik víztest el fogja érni jó állapotot, még akkor sem, ha azon nincsenek további kényszerek. Egy holisztikusabb megközelítésre van szükség, amely figyelembe veszi a vízminőséget befolyásoló különféle hatásokat a VKI céljának a vízgyűjtő szintjén történő elérése érdekében. Következésképpen a költség-haszon elemzést az intézkedések széles skálájára fogják elvégezni, amelyek magukban foglalják az intézkedéseket egészen az egyes műszaki intézkedésektől a gazdasági és jogi eszközökig, és azok kombinációit is. Míg a VKI nem határozza meg tisztán a léptéket (víztest vagy folyó vízgyűjtő), amely szerint egy ilyen feladatot el kell végezni, a WATECO Útmutató Dokumentum a költség-haszon elemzést a vízgyűjtő szinttel hozza összefüggésbe (WATECO 2002). A jelenleg a leginkább költség-hatékony intézkedéskombinációk kiválasztásáról folyó vitából két tág megközelítés-kategória látszik kibontakozni válaszul a fent említett kihívásokra (Pielen, et al., 2005): •

•

A lentről felfelé megközelítések az intézkedések műszaki specifikálására összpontosítanak igen lokális szinten (pl.: víztest) és részletes információt tartalmaznak az alkalmazott technikákra nézve, de többnyire figyelmen kívül hagyják az ezekkel a technikákkal kapcsolatos szélesebb körű gazdasági költségeket. A fentről lefelé megközelítések az eszközök széleskörű hatása helyett (pl.: adók) az egyes víztesteknél vagy víztest-csoportoknál (pl.: vízgyűjtő/ részvízgyűjtő) nagyobb területekre koncentrálnak, gyakran anélkül, hogy megvizsgálnák azok pontos műszaki specifikációit.

55


A két megközelítést egyesíteni kell. Az alkalmazás során ugyanis mindkettőnek megvan a saját hiányossága. A lentről felfelé megközelítés használatakor a kiválasztott eszközök hatását nem lehet pontosan kiszámítani azoknak a folyó vízgyűjtőjére gyakorolt szélesebb körű hatása miatt. Továbbá az egyetlen víztest adatainak a folyó vízgyűjtő szintjére történő extrapolálásakor a különböző egyes víztestekre kiválasztott intézkedések közötti kölcsönhatásokat nem mindig lehet megfelelően figyelembe venni. A fentről lefelé való megközelítés használata során a lefedett terület nagyszámú víztestet tartalmaz, és így szinte lehetetlené teszi a kiválasztott eszköznek egy konkrét víztestre gyakorolt hatásainak a becslését. Habár a döntéshozatalhoz az alap elégséges lehet, a pontosság effajta hiánya kiegészítő (műszaki) intézkedések szükségességét eredményezheti minden egyes víztestnél a jó állapot elérése érdekében. Ám ez potenciálisan magasabb összköltséghez vezethet az egész folyó vízgyűjtőben. Ezen hiányosságok és a különböző meglévő kényszerek és hatások következtében várható, hogy a Tagállamoknak egyszerre mindkét megközelítést alkalmazniuk kell a VKI célkitűzéseknek való megfelelés érdekében (Pielen, et al., 2005). Annak ellenére, hogy néhány tagállam jelenleg is dolgozik a két megközelítés egyesítésén, ez idáig nem áll rendelkezésre gyakorlatiasan alkalmazható módszertan. A fenti hiányosságok legyőzése érdekében egy kapocs kidolgozása szükséges, mely a két megközelítést összeköti, és amely a költség-haszon elemzéshez való döntéshozatalt célozza meg a megfelelő szinten (Dworak és Pielen, dátum nélkül). Az alábbiakban röviden vázolt módszertan az első kísérlet egy ilyen összekötő elem kifejlesztésére, amely figyelembe veszi a műszaki intézkedések és eszközök közötti kölcsönhatásokat. Bár ez inkább elméleti megközelítés, amely még mindig számos kérdést hagy nyitva (pl.: az intézkedések költségének kiszámítására vonatkozó részletes szabályok), és egy kezdeti elképzelést nyújt arról, hogy a lentről-felfele és a fentről lefelé megközelítést hogyan lehetne összekapcsolni. A 12. ábra a módszertan grafikus ábrázolását tartalmazza, és három fő lépésből áll.

56


1. LÉPÉS

2. LÉPÉS

3. LÉPÉS

a műszaki intézkedések nincsenek figyelembe

HATÉKONY INTÉZKEDÉSEK KIVÁLASZTÁSA

nem biztos, hogy minden víztestre hat

KÖLTSÉGHATÉKONY INTÉZKEDÉSEK KIVÁLASZTÁSA VÍZGYŰJTŐ SZINTEN

KÖLTSÉGHASZON ELEMZÉS

TOVÁBBI MŰSZAKI INTÉZKEDÉSEKK IVÁLAÁLSZTÁSA VÍZTEST SZINTEN

„FENTRŐL-LEFELE” MEGGKÖZELÍTÉS

1

3

SZAKÉRTŐI VÉLEMÉNY

Költség-haszon összehasonlítás

2

„LENTRŐL-FELFELE” MEGGKÖZELÍTÉS

HATÉKONY MŰSZAKI INTÉZKEDÉSE K

KÖLTSÉGHASZON ELEMZÉS

1

INTÉZKEDÉSI PROGRAMOK (11. CIKK)

3

3

KÖLTSÉGHATÉKONY MŰSZAKI INTÉZKEDÉSEK KIVÁLASZTÁSA VÍZTEST SZINTEN

az intézkedéseket nem veszi figyelembe

EXTRAPOLÁLÁS VÍZGYŰJTŐ SKÁLÁN

2

lehetséges, hgy a különböző víztesteken végzett műszaki intézkedések közötti kölcsönhatásokat figyelmen kívül hagyják

12. ábra: A lentről-felfele és a fentről lefelé megközelítések összekapcsolásának módszertana a költség-haszon elemzések támogatására (Dworak & Pielen, dátum nélkül) 1. lépés: A megfelelő megközelítés kiválasztása a költség-haszon elemzéséhez. 2. lépés: A leginkább költség-hatékony műszaki intézkedések/eszközök kombinációjának kalkulációja. 3. lépés: Az intézkedési program kifejlesztése rész-vízgyűjtő és folyó vízgyűjtő kerület szinten Az egyes lépések átfogóbb leírása “A költség-hatékony intézkedések kiválasztása az EU Víz Keretirányelv szerint: A lépték kérdése” című dokumentumban található (Thomas Dworak és Britta Pielen - dátum nélkül). 9.1. A költség-haszon elemzéssel összefüggő bizonytalanságok Az intézkedés kiválasztása érdekében a lehetséges megközelítések megvitatásakor a költséghaszon elemzés módszertanában rejlő bizonytalanságokat nem szabad figyelmen kívül hagyni. Tekintettel például az intézkedések várt hatékonyságára a bizonytalanságok összefügghetnek azzal az időtartammal, amely szükséges addig, amíg az intézkedések kívánt hatása jelentkezik, valamint arra a pontosságra, amellyel az intézkedések költsége megbecsülhető (Dworak és Pielen, dátum nélkül). A környezeti célok meghatározásának holland (vagy bármely más) módszere számos lehetséges intézkedési programhoz vezet. A programok mindegyikére kiszámolhatók a megfelelő költségek, például a Meuse táblázattal. A biológusok és a vízügyi vezetők számára 57


fontos annak a mértéknek a pontos meghatározása, amely mértékig az intézkedést végre kell hajtani (pl.: a folyópart hosszának %-a), és hogy a közgazdászokkal vagy a költségbecslőkkel együtt el meg tudják határozni, hogy egységenként mennyi lenne a kapcsolódó költség. A lehetséges műszaki intézkedések átfogó listája megtalálható a holland és a német megközelítésben (lásd: háttérjelentés, AEC 2006a). 9.2. A műszaki intézkedések költségkalkulációjának alapelvei A műszaki intézkedések költségkalkulációjának alapjai a következők: • • • • • • • • • • • • •

Az intézkedés leírása (skicc, rajz). Az szükséges egységek meghatározása (beton, fa m3, gép, felszerelés stb.). Egységár meghatározása. Mennyiségek meghatározása. Az alapvető anyagköltségek kiszámítása. Az intézkedés végrehajtásához szükséges munka és felszerelés leírása. A munka és felszerelés egységeinek a meghatározása. Munka és felszerelés költségeinek kalkulációja. Menedzsment költségek, kockázati fedezet stb. százalékos arányának a megállapítása A munka, felszerelés és anyagköltségek szorzása a megfelelő százalékokkal. Az összes költség összeadása. Az intézkedéshez szükséges föld megszerzésének költségének hozzáadása. Inflációval való korrigálás (főleg ha az intézkedések mostantól számítva több évig tartanak).

Az intézkedési program kidolgozásakor szintén figyelembe kell venni az éves menedzsment díjakat stb. Ezt az alap-megközelítést a holland Meuse táblázattal való kalkulációra lehet használni. 9.3. Következtetések és a magyar alkalmazásra vonatkozó ajánlások A környezeti célkitűzések elérésére fordított költségeket az alábbiakra lehet felosztani: Az eszközök költségei, úgymint országos stratégiák (fentről lefelé megközelítés) és egyes, a víztestek szintjén alkalmazandó műszaki intézkedések költségei (lentről felfelé megközelítés). Az országok még mindig sok időt és energiát fektetnek a fentről lefelé és a lentről felfelé megközelítés közötti szinergia alkotására. Hasznos megbecsülni a meglévő stratégia hatását egy víztest-szintű intézkedési program kidolgozása előtt. Az Egyesült Királyság kockázat megközelítését itt még egyszer meg kell említeni. Az intézkedések minden esetben kudarcot is vallhatnak: vagy abban az értelemben, hogy lehetetlennek tűnik a kiválasztott intézkedés végrehajtása, vagy hogy a végrehajtott intézkedés nem vezet a kívánt eredményre. Ezeket a kockázatokat meg kell indokolni a teljes intézkedési program kiválasztásában, és ezért gazdasági szempontból is elemezni kell azokat. Ebben a projektben ellenőrizzük és kiegészítjük a lehetséges intézkedések listáját. A standard intézkedésenkénti költséglista kidolgozása jelenleg nehézségekbe ütközik, de e projekt keretében készülnek költségelemzések a legfontosabb intézkedések esetében költségkalkulációs szakemberek bevonásával. Az egyes intézkedések költségét az egyes

58


víztestekre ezt követően lehet kiszámítani. Saját módszereket dolgozunk ki, és e munka során építünk a magyar és holland tapasztalatokra. 10. DEROGÁCIÓS IGÉNYEKKEL KAPCSOLATOS LEHETŐSÉGEK A kényszer- és hatáselemzés előzetes eredményei azt mutatják, hogy az európai vízi ökoszisztémák állapota bizonyos mértékig aggasztóbb, mint ahogy az előre látható vagy remélhető volt (a Brüsszel részére benyújtott 5. Cikk szerinti jelentések 2004-es eredményei alapján)10. Ez részben a más környezeti/vízügyi törvényhozások szerinti célkitűzések elérésének és a sok szempontból jelentős információhiány következménye11 (Szerkesztő Csoport, 2005). Ezért nem valószínű, hogy a tagállamok meg fogják tudni határozni feladatként a vízi környezetet érintő problémákat egyetlen tervezési cikluson belül. A VKI figyelembe veszi ezt azzal, hogy a mentességeket a vízgyűjtő-gazdálkodási tervezési folyamat szerves részeként tartalmazza. A mentességek olyan eszközöket biztosítanak a tagállamok számára, amelyek segítségével azok prioritási sorrendet tudnak felállítani a vízi környezet javítására irányuló műveletek között tervezési ciklusok sorozatán keresztül. A kényszer- és hatáselemzések előzetes eredményeiből úgy tűnik, hogy lehetnek olyan víztestek, amelyek nem érik el a jó állapotot 2015-ig. A tagállamok nem fognak tudni mindent egyszerre feladatul kitűzni, és el kell dönteniük, hogy a víztestek közül melyeknek kell a legmagasabb cselekvési prioritást adni, és melyeket lehet később megoldani. Az egyes víztestekkel kapcsolatos célkitűzések meghatározási eljárása a megfelelő mechanizmus e cselekvési sorrend kialakítására a VKI célkitűzéseinek kielégítése érdekében. A mentességek használata gyakoribb lehet az első folyó vízgyűjtő tervezési ciklusban, de azok száma folyamatosan csökkenni fog a tervezési ciklusokon keresztül, ahogy a műveletek végrehajtásra kerülnek és a VKI céljait elérik. 10.1. Mit tartalmaz a VKI? Hogyan lehet ezt a gyakorlatban alkalmazni? A VKI 4. Cikke állapítja meg a “környezeti célkitűzéseket” legfőképpen a 4. Cikk 1. §-ában, és arról rendelkezik, hogy a legszigorúbb az alkalmazandó (4. 2. §). Az erősen módosított és a mesterséges víztestek tekintetében a 4. Cikk 1. §-a állapítja meg a “különös célkitűzéseket” ezekkel a speciális víztestekkel kapcsolatban. A 4. Cikk 3. §-ában a mesterséges és erősen módosított víztestek meghatározására vonatkozó szigorú kritériumok vannak megfogalmazva. Ezt követően a 4. Cikk 1. §-a szerinti célkitűzés alóli “mentesség” kerül bevezetésre (lásd: 4. Cikk • 4. § (a határidők kétszer hat évvel történő meghosszabbítása, más szóval a jó állapotot legkésőbb 2027-ig el kell érni), • 5. § (a kevésbé szigorú célkitűzések elérése bizonyos feltételek mellett), • 6. § (a célkitűzések átmeneti romlása természeti okok következtében vagy “vis major” esetén) és

10

Különösen a hidromorfológiai változások adnak Európa-szerte okot az aggodalomra főként a hajózás, a vízierőművek, az árvízvédelem és a mezőgazdaság és az urbanizáció más használatai és terhelései következtében. Az EU egyes részein, a településekről és az iparból érkező, nem megfelelően kezelt szennyvíz még mindig jelentős szerepet játszik a vízminőség romlásában. 11 A következő vázlatos összefoglalások idézetek (módosításokkal) a “Környezeti Célkitűzések a VKI szerint” című Stratégiai és Háttérdokumentumból, amelyet a Víz Igazgatók 2005. június 20-i, Mondorf-les-Bains-ben megtartott találkozóján vitattak meg és hagytak jóvá. A jelzett információt egy az összes fél által elfogadott konszenzus informális állapotnak lehet tekinteni; nem feltétlenül minden kijelentés tükrözi a résztvevő partnerek hivatalos, formális álláspontját.

59


•

•

7. § (A felszíni vizek fizikai jellemzőinek új módosulásai vagy a felszín alatti vizek szintjének változásai, vagy egy felszíni víztest állapotromlása megelőzésének kudarca (beleértve a kiváló állapotról jó állapotra való romlást) a fenntartható emberi fejlődés érdekében végzett új tevékenységek következtében, amelyek leírják azokat a feltételeket és az eljárást, amelyben azok alkalmazhatók. (Napjainkban ajánlatos a “derogációk” kifejezés használatát elkerülni, mivel azt a többi EU törvényhozásban másképp használják, és más konnotációja van néhány más EU nyelvben). Végül a 4. Cikk 8. és 9. §-a általános “minimális követelményeket” fogalmaz meg a mentességek alkalmazásakor.

Az erősen módosított és mesterséges víztestekkel kapcsolatos célkitűzések elérése érdekében (azaz a jó ökológiai potenciál és a jó kémiai állapot), a meghatározásra vonatkozó rendelkezések (lásd a 4. Cikk 3. §-át) a jó ökológiai állapot elérésének következményeit számos szemponttal – többek között a gazdasági megfontolásokkal is - összehasonlító elemet tartalmaznak. Ezen túlmenően a jó ökológiai potenciál értékelése lehetséges mérséklő intézkedésekhez kapcsolódik. Európa-szerte hosszú vita folyt azzal kapcsolatban, hogy ezeket a követelményeket “alternatív célkitűzésként” vagy “mentességként” kellene-e értelmezni. Mindkét esetben azonban az Irányelv végrehajtásának a következményei és annak a folyamata ugyanaz. Elismerték ugyan, hogy a 4. Cikk 3. §-ának néhány eleme hasonló a mentességek néhány eleméhez (pl.: az aránytalanul magas költségek fogalma). Így az ilyen hasonló elemek alkalmazásában biztosítani kell a konzisztenciát a VKI-ben. Ezekben a mentességekben közösek a teljesítendő szigorú feltételek, és hogy a vízgyűjtőgazdálkodási tervnek egy igazolást kell tartalmaznia. Ezen kívül a társadalmi-gazdasági hatások elemzése (beleértve az ezen célkitűzések elérésnek környezeti és erőforrás költségeit és hasznát) az egyik kulcseleme a bármely mentesség alkalmazása mérlegelésének. A különböző mentességek alkalmazási kritériumainak összehasonlításakor hasonlóságokat fedezünk fel bennük, és mivel a mentességek különböző elemei kapcsolódnak egymáshoz, azokat inkább párhuzamosan kellene vizsgálni, mint egymást követően. Ennél fogva szükséges annak meghatározása, hogy az egyes mentességek hogyan és mikor kerüljenek alkalmazásra, és hogy létezik-e egy bizonyos sorrend vagy hierarchia azok együttes alkalmazásakor. A mentességek közötti kapcsolatok nem hierarchikusak abban az értelemben, hogy egyeseket könnyebb igazolni, mint másokat. Ennek ellenére a “kevésbé szigorú célkitűzések” feltételeinek meghatározása több információt és az alternatívák mélyelemzését kívánja meg, mint a határidő meghosszabbításának meghatározása. Mindazonáltal egy lépésről-lépésre történő gondolkodási folyamatra volna szükség annak megfontolására, hogy milyen mentességek lennének a legmegfelelőbbek (13. ábra). Az erősen módosítottként vagy mesterségesként meghatározott víztestekre tekintettel az ábrán a jó állapotra való hivatkozásokat jó ökológiai potenciálként és jó felszíni víz kémiai állapotként kell értelmezni12. Figyelembe kell venni, hogy ha a “jó állapot” célkitűzése a cél, (zöld cellák), a “jó állapot” elérését meg kell erősíteni monitorozás adatokkal. A mentességek több feltételt tartalmaznak az alkalmazhatóságukkal kapcsolatban. Bizonyos mértékig ezeket a feltéteket olyan kifejezésekkel minősítik, amelyeket nem könnyű 12

A mentességekkel kapcsolatos döntéshez minden információnak rendelkezésre kell állnia a folyamat elkezdése előtt, különös tekintettel a költségek arányának a tesztelésére, amely a jó állapot elérésének egyik feltétele.

60


értelmezni. A legfontosabb kifejezések a következők: “aránytalan”, vagy ”aránytalanul magas költségek”, “műszakilag megvalósítható”, “jelentősen jobb környezeti választási lehetőség” vagy “fenntartható (emberi) fejlődés” fogalmak. Aligha lesz lehetséges e kifejezések közös alkalmazásáról megegyezni. Fontosabb az, hogy a tagállamok által kidolgozott módszertan nyílt és átlátható módon legyen annak érdekében, hogy a közvéleménnyel való konzultációs folyamatban megvitathatók legyen. E kifejezések közül néhányhoz már rendelkezésre áll útmutató13.

13

Az “aránytalanul magas költségek” tekintetében a WATECO (2002) rendelkezésre bocsát néhány észrevételt (http://europa.eu.int/comm/environment/water/waterframework/guidance_document.html). A “jelentősen jobb környezeti opcióval” vagy “fenntartható (emberi) fejlődéssel” kapcsolatban a SEA vagy EIA Irányelv alkalmazása kínál törvényi keretet e szempontok elemzéséhez (http://europa.eu.int/comm/environment/eia/seasupport.htm). A “kiemelkedő közérdekkel” kapcsolatban az Élőhely Irányelv 6. Cikkéhez kidolgozott útmutató ad néhány észrevételt (“Módszertani útmutató a 92/43/EK számú Élőhely Irányelv (A Natura 2000 helyeket érintő tervek és projektek elemzése) 6 (3) és (4) Cikkének rendelkezéseihez”. Elérhetősége: http://europa.eu.int/comm/environment/nature/nature_conservation/eu_nature_legislation/specific_artic les/art6/index_en.htm).

61


Elérhető-e a jó állapot 2015-re?

Igen

Jó állapot célkitűzése 2015-ig

Igen

A jó állapot célkitűzése lehető legrövidebb időn belül, ahogy a természetes viszonyok engedik 2015 után

Nem A természetes folyamatok időskálájától függők kivételével lehetséges-e a jó állapot eléréséhez szükséges javítások végrehatása 2015-ig? Elérhető-e a jó állapot 2021 előtt vagy végre lehet-e hajtani az összes javítást 2021 előtt azok kivételével, amelyek a természetes folyamatoktól függnek?

1. tervezési ciklus


Nem

Igen

A jó állapot célkitűzése 2021-ig vagy a lehető legrövidebb időn belül, ahogy a természetes viszonyok engedik 2021 után

Nem Elérhető-e a jó állapot 2027 előtt vagy végre lehet-e hajtani az összes javítást 2027 előtt azok kivételével, amelyek a természetes folyamatoktól függnek?

Igen

A jó állapot célkitűzése 2027-ig vagy a lehető legrövidebb időn belül, ahogy a természetes viszonyok engedik 2027 után

Nem

Kevésbé szigorú célkitűzés 2015-ig

2. tervezési ciklus 3. tervezési ciklus



Kevésbé szigorú célkitűzés meghatározása

Kevésbé szigorú célkitűzés felülvizsgálata 2015-ig

Közelebb tudunk-e kerülni a jó állapothoz vagy el tudjuk-e érni 2021 előtt?

Igen

Korábbi kevésbé szigorú célkitűzés fenntartása 2021-re

Nem

Ha egy korábbi tervben kevésbé szigorú célkitűzést határoztak meg, 2021-ig ismét felül kell vizsgálni

Közelebb tudunk-e kerülni a jó állapothoz vagy el tudjuk-e érni 2027 előtt? Nem

Jó állapot vagy kevésbé szigorú célkitűzés 2021-ig

Igen

Jó állapot vagy kevésbé szigorú célkitűzés 2027-ig

Korábbi kevésbé szigorú célkitűzés fenntartása 2027-re

13. ábra: A mentességek lépésről-lépésre történő megközelítése. (Szerkesztő Csoport, 2005)

62


10.2. Költségek A jelentős előnyök felismerése során14 a környezeti célkitűzések elérésének lehetnek további költségei azokkal a vízhasználatokkal vagy “ösztönző erőkkel” kapcsolatban, amelyeknek negatív hatása van a vízi környezetre vagy a javulás haszonélvezőire, és amelyek – mostanáig – nem járultak hozzá az ilyen hatások feladatul történő kitűzéséhez (pl.: nem fizetnek a vízhasználatért). Jelenleg ezek a lehetséges költségek nem ismertek. A konkrét költségbecslések hiányától függetlenül a VKI olyan mechanizmusokat foglal magában, hogy a társadalmi-gazdasági hatások helyesen legyenek feladatul kitűzve a döntéshozatalban, és hogy a legkisebb költségopció kerüljön kiválasztásra. Az a mód, ahogy az ilyen megfontolások VKI-ben meg vannak fogalmazva, főleg a fent említett mentességeken, és az intézkedési programok kidolgozásán keresztül történik, mint a tervezési folyamat szerves része. A javasolt opciókat, amelyek magukban foglalják az egyes mentességek használatát, és a javasolt intézkedési programokat PP-nek kell alávetni, amelyben minden érdekelt fél, - különösen az érintett vízhasználók és a környezeti nem kormányzati szervek – részvétele támogatott. 10.3. Lépték Figyelembe kell venni, hogy az elemzések léptéke fontos, és azt a VGT előkészítése során tisztázni kell. Például az intézkedések költség-hatékonyságának figyelembe kellene venni az intézkedések földrajzi irányát, azaz hogy az folyásirányú és/vagy azzal ellentétes. Felismerték, hogy a különböző léptékek (nemzeti, vízgyűjtő, rész-vízgyűjtő, víztest) megfelelőek lehetnek a különböző elemzésekhez vagy ugyanannak az elemzésnek a különböző szempontjaihoz. Pl.: a határon átnyúló kérdéseket határon átnyúló szinten kell elemezni. A lépték kiválasztását a VKI rendelkezései alapján kell igazolni. Ezáltal a VKI alapkoncepcióját fel kell ismerni, amely a vízkészlet gazdálkodást vízgyűjtőszinten vezeti be. 10.4. Kapcsolódó víztestek A 4. Cikk 8. §-a meghatározza, hogy egy víztestre történő mentesség alkalmazásakor, “a tagállamnak biztosítania kell, hogy az alkalmazás folyamatosan nem zárja ki vagy veszélyezteti az Irányelv célkitűzéseinek elérését más víztestekben ugyanabban a folyó vízgyűjtő kerületben, és nem ellenkezik más Közösségi környezeti törvényhozások végrehajtásával.” Ez a minimum követelmény két elemet tartalmaz: • •

A víztestek közötti kapcsolatokat. A más környezeti törvényekkel való konzisztenciát.

Az utóbbinak kellene biztosítania azt, hogy a VKI szerinti mentességeket semmilyen körülmények között ne használhassák más EU irányelvek által kirótt követelmények alól történő derogációra. A víztestek közötti kapcsolatok tekintetében e követelmény alkalmazása erősen függ a víztest azonosítására alkalmazott megközelítéstől. Az már világos, hogy nem létezhet automatikus mechanizmus a mentességek igazolására egy szomszédos víztestben egy másik víztesttel kapcsolatban elvégzett elemzés alapján. Ez nem szükségképpen utal arra, 14

Meglévő módszertanok alapján sokféle környezeti és társadalmi előnynek nehéz pénzbeli értéket tulajdonítani. Bár nem lesz mindig szükséges minden költség és előny pénzbeli értékkel történő mennyiségi meghatározása. Ezek közül néhány előnyt kvalitatív információ használatával lehet elemezni. Más esetekben megfelelő alternatíva lehet az “elővigyázatossági elv” alkalmazása, vagy lehetséges lehet az előnyök kvalitatív elemzésének az elvégzése és azok költségekkel történő súlyozása.

63


hogy a mentesség igazolása okainak (azaz a vízhasználatok vagy a jelentős terhelések) mindig azon a víztesten belül kell elhelyezkedniük, amelyre a mentességet kérik. A “legjobb gyakorlatból” vett konkrét példákat meg kellene osztani egymás között a rendelkezés helytelen alkalmazása elkerülése érdekében. 10.5. Finanszírozási eszközök Nyilvánvaló, hogy a költségek arányosságának (vagy aránytalanságának) az elemzése függhet a finanszírozási lehetőségektől. Ebben a tekintetben az EU finanszírozási eszközök használatának a lehetősége befolyásolni fogja a döntést és a döntéshozatalt a tagállamokban. Különösen a Közös Mezőgazdasági Stratégia, a Halászati Útmutató Finanszírozási Eszköz (vagy a jövőbeli Európai Halászati Alap), az Európai Fejlesztési és Kohéziós Alap alkalmazható. Szükséges lesz azonosítani, hogy a VGT mely intézkedései alkalmasak az alapok bármelyikéhez. A CIS keretében folyamatban lévő tevékenységek hasznos inputot fognak szolgáltatni ehhez a célhoz. 10.6. Kilátások Még mindig sok elvégzendő munka van a célkitűzések és mentességek meghatározásában. A folyamatban lévő tevékenységeket magas prioritással folytatni kell, és a tagállamokban a pótlólagos munkákat azonnal meg kell kezdeni. Úgy tűnik, hogy különösen a mentesség tesztelésének igazolásához rendelkezésre álló információ még mindig korlátozott. A mentességek használatához való szilárd alap fontossága miatt ezt az információ hiányt az elkövetkező évek során pótolni kell. 10.7. A magyar alkalmazásra vonatkozó ajánlások A VKI 4. Cikke a “környezeti célkitűzéseket” főleg a 4. Cikk 1. §-ában határozza meg, és itt rendelkezik arról, hogy a legszigorúbbat kell alkalmazni (4. 2. §). Az erősen módosított és mesterséges víztestekkel kapcsolatban a 4. Cikk 1. §–a határozza meg a “különleges célkitűzéseket” ezekre a sajátos víztestekre. A 4. Cikk 3. §-ában a mesterséges és erősen módosított víztestek meghatározásának szigorú feltételeit írja le. Ezáltal a 4. Cikk 1. §-ának célkitűzései alóli számos “mentesség” a 4. Cikk 4. § -7. §-aiban kerül bevezetésre 7. Ezek a következők: • • • •

A határidők kétszer hat évvel történő meghosszabbítása, más szóval a jó állapotot legkésőbb 2027-ig el kell érni. A kevésbé szigorú célkitűzések elérése bizonyos feltételek mellett. A célkitűzések átmeneti romlása természeti okok vagy „vis major” esetén. A felszíni vizek fizikai jellemzőinek új módosulásai vagy a felszín alatti vizek szintjének változásai, vagy egy felszíni víztest állapotromlásának megelőzésének kudarca (beleértve a kiváló állapotról jó állapotra való romlást) a fenntartható emberi fejlődés érdekében végzett új tevékenységek következtében).

Az első pontban foglalt mentességet például alkalmazandónak tekintik Németországban és Ausztriában az aránytalan költségek esetében, ahol műszakilag lehetetlen az intézkedések megvalósítása. A második pont szerinti mentességre tekintettel fontos kijelenteni, hogy a „kevésbe szigorú célkitűzés” nem jelenti azt, hogy:

64


• •

Megengedett a többi minőségi elem romlása a legrosszabb érintett minőségi elem által megszabott állapot szintjére, vagy a más minőségi elemek állapotában való lehetséges javulást figyelmen kívül lehet hagyni.

Az úgynevezett “kevésbé szigorú célkitűzések” elérése előírja olyan intézkedések végrehajtását, amelyek legalább olyan szigorúak, ha nem szigorúbbak, mint a jó állapot eléréséhez szükségesek. Például egy víztesthez kevésbé szigorú célkitűzést határoztak meg egy olyan jelentős vízkivétel miatt, amely aránytalanul drága ahhoz, hogy csökkenteni lehetne azt. Egy ilyen víztestben lévő szennyezés EQS-ének elérése szigorúbb vízkivételi szabályozást igényelhet, mint amilyeneket ugyanannak az EQS-nek az elérése igényelne egy olyan víztestben, amelyik nincs kitéve ilyen kivételnek. A 3. pontban foglalt feltétellel a vízierőművek, az árvízvédelmi rendszerek és a jövőbeni hajózási projektek fedhetők le. Annak az elemzését, hogy a kritériumok és feltételek teljesülnek-e, a tervezési szakaszban kell elvégezni. Így lesz értelme egy ilyen értékelést abba a környezeti hatáselemzésbe belefoglalni, amelyet a legtöbb ilyen típusú projektben el kell végezni. Ha egyes projekteket azonban a 85/337 számú Környezeti Hatáselemzési EGK Irányelv nem fed le, akkor a 4. Cikk (7) pontja alkalmazandó. A VKI környezeti célkitűzéseit befolyásoló programokkal és tervekkel kapcsolatban a 4. Cikk (7) pontja szerinti értékelést bele kell foglalni a Stratégiai Környezeti Elemzésbe (2001/42 számú EK Irányelv). A különböző mentességek alkalmazásának a feltételei hasonlóságokat mutatnak (EU szinten ajánlott a “derogációk” kifejezés használatának mellőzése ezekkel a kötelezettségekkel kapcsolatban). Az egyes mentességek elemei gyakran összefüggnek, és különböző igazolási rendszereket igényelnek a komplexitásra tekintettel, ezért egy lépésről-lépésre történő mérlegelési eljárás került bevezetésre annak eldöntésére, hogy milyen fajta mentesség lenne a legalkalmasabb. A mentességek alkalmazásának feltételeit tartalmazó módszerek kifejlesztése EU szinten folyamatban van. Ezen túlmenően a célkitűzések meghatározásának folyamata sem áll meg az első tervezési ciklust követően, hanem dinamikus és ciklikusan ismétlődő, ami azt jelenti, hogy azt tovább kellene fejleszteni és javítani az első VGT-k tapasztalatai alapján. Valószínű, hogy azoknak a víztesteknek a száma, amelyekre mentességet alkalmaztak, csökkenni fog a második és a harmadik tervezési ciklusban, de az alkalmazást minden egyes alkalommal át kell dolgozni. Javasoljuk az ebben a fejezetben foglalt alapelvek alkalmazását a magyar viszonyokra is, meggyőződve arról, hogy a lehetséges mentességek mindegyikének alapja szilárd és nagyon világos. Azokra a víztestekre tekintettel, amelyek a felső szakaszon lévő országokból származó terhelések következtében részben kockázatosak, Magyarországnak vízgyűjtő szinten kell együttműködnie szomszédaival. A nem EU tagállamok esetében az ICDPR keretén belül történő együttműködés jó kiindulópontot szolgáltathat. Azokban az esetekben, ahol engedetlenségre lehet számítani, tárgyalásokat lehet kezdeni az EU-val illetve más olyan tagállamokkal, amelyek hasonló problémákkal küzdenek. Ezeknek az együttműködéseknek a múltja és alapja már megvan, egyes esetekben az INTERREG keretében is történtek kezdeményezések (pl. horvát-magyar viszonylatban). A jelentős hidromorfológiai változásokat figyelembe véve Magyarországnak a megvalósítható környezeti célkitűzések meghatározására kellene összpontosítania (lásd: ausztrál példa). A 65


lehetséges intézkedések negatív mellékhatásait is le kellene írni, igazolva ezzel az alacsonyabb szintű célkitűzéseket azokban az esetekben, ahol például az árvízveszély és más árvízvédelmi intézkedések nem engedik meg a töltésekben való változtatásokat. A mérséklő intézkedéseket azonban mindig be kell tartani. A jelenlegi magyar gazdasági helyzetben a magas állami költségvetési hiányra tekintettel a mentességek leglogikusabb igazolása az időbeli mentesség lenne. Amennyiben a célkitűzéseket költség-hatékony eszközökkel meg lehet valósítani, de ezeket az intézkedéseket nem lehet megfizetni az első vízgyűjtő-gazdálkodás terv ciklusban, tanácsos a célkitűzések elérésének határidejét elhalasztani. Ha a jó ökológiai állapot vagy potenciál elérésére irányuló intézkedéseket nem lehet kedvezőtlen mellékhatások nélkül megvalósítani, az alacsonyabb szintű célkitűzésekre irányuló mentességet kell választani. Mindkét esetben egy alapos és átlátható igazolást kell adni. E projekt keretében már elkezdtük olyan modellek és elemzési módszerek kifejlesztését, amelyekkel lehetséges azon víztestek kiválasztása, amelyekre a fenti helyzet jellemző. 11. KÖVETKEZTETÉSEK Az alábbiakban a tanulmány főbb következtetéseit foglaljuk össze különös tekintettel az eredmények hazai alkalmazására vonatkozóan: •

•

•

•

A vizsgált országok tipológiai rendszerei annyira különböznek egymástól, hogy ezen a téren nem tudunk alkalmazkodni egy általánosan elfogadott rendszerhez, ezért nincs semmi akadálya a saját rendszerünk használatának. Ezt a rendszert azonban nem szabad lezártnak tekinteni: Ha szükségessé válik a változtatása meg lehet azt tenni. A tipológia igazolása a top-down és a bottom-up megközelítés kombinációjával lehetséges a vázolt feltételek betartásával. A különböző tipológiai rendszerek azonban az interkalibrációs gyakorlatban gondot okozhatnak, ezért Magyarországnak célszerű elsősorban a határokon átnyúló folyók esetében a szomszéd országokkal folyamatosan egyeztetni, és aktívabban részt venni a nemzetközi interkalibrációs programokban. A hazai tipológia biológiai igazolásában az ECOSURV projekt eredményei hasznosultak. A referencia állapot leírásának területén is a sokszínűség jellemző az országokra. A nemzetközi kitekintés eredményei szerint ezen a területen sincs olyan elterjedt gyakorlat, amelyhez alkalmazkodnunk kellene, vagy lehetne. A hazai módszerek a referenciaállapot leírására egyelőre megfelelők, és ebben a tekintetben sincs általában elmaradásunk az európai országokhoz képest. A potenciális referenciahelyek részletes monitorozására, és ilyen adatok alapján a típus specifikus referenciaállapot pontosítására azonban szükség van olyan víztípusok esetében, ahol erre lehetőség van. Számos olyan nemzetközi projekt befejeződött, vagy a közeljövőben fog befejeződni, amelyek az emberi tevékenység ökológiai hatásaival foglalkoznak (EUROHARP, MODELKEY, REBECCA, stb.). A hidromorfológiai kényszerekről és hatásokról a legfrissebb Jó Gyakorlat Dokumentum szól, sok ajánlást és példát nyújt. Célszerű e nemzetközi projektek eredményeinek a figyelembe vétele a magyar feladatok megoldásában. Az emberi tevékenység ökológiai hatásainak értékelésére sincs egységes szemlélet a vizsgált országokban. Általában elfogadható az a szemlélet, hogy az egyes hatásokat az arra legérzékenyebb élőlény együttesekkel kell jellemezni. Mindamellett a modellezéshez részletes adatokra van szükség a kényszer (pl. tápanyagterhelés), az

66


•

•

•

•

•

állapot (pl. tápanyag-koncentrációk), valamint a gyűjtött flóra és fauna és az állapot közötti kapcsolat tekintetében. Ha ezek a kapcsolatok ismertek, (pl. fitoplankton egyedsűrűség a tavakban és a tápanyagterhelés közötti kapcsolat), a modellezés jó módszer lehet a kockázatos állapot előzeteses igazolására. Az ECOSURV adatsor birtokában Magyarország szintén tudna információt szolgáltatni a nemzetközi közösségnek, annak ellenére, hogy természetesen az adatsornak is megvannak a korlátai. A kockázatosság megállapításával és igazolásával is különböző mértékben foglalkoznak a vezető európai országok. Sok vita folyik arról, hogy a biológiát hogyan lehetne bevonni a hidromorfológiai kockázatosság elemzése javításába. Ennek megtételére két mód került megemlítésre: (1) A hidromorfológiai kritériumok és az ökológia közötti kapcsolat javításával; (2) Megfelelő biológiai monitorozás használatával a hidromorfológiai változások követésére. A kutatási projekteket a hidromorfológia és a biológia közötti összefüggés alapján kellene kezdeményezni. A különböző vízügyi szektorokon belül prioritási intézkedéseket kellene alkalmazni költség-haszon elemzés használatával. A nemzetközi közösségben a jelenlegi állás szerint az intézkedések hatékonyságának a becslésében modelleket kell alkalmazni, ahol lehet és szükséges. Az intézkedési programokat helyi vízügyesekből, környezet- és természetvédőkből, valamint tapasztalt biológusokból álló szakértők csoportja kellene, hogy kiválassza megfelelő tudásbázis felhasználásával. Az intézkedések hatásának a terjedelmét azonban mindig víztest szinten kell felbecsülni. A hatás mértéke általánosításának egyik lehetséges módja az állapotban bekövetkező lehetséges javulás lehetne az intézkedések maximális végrehajtásakor. Ez után az intézkedések hatékonyságának és azok költségeinek részletesebb kiszámítása következne. Ki kellene dolgozni és tesztelni kellene egyszerű és gyakorlati eszközöket a lehetséges intézkedések hatékonyságának elemzésére gyors és könnyen érthető módon, a magyar viszonyokra. Számos esetben az tapasztalható, hogy eddig nem minden ország követte a hivatalos CIS WG útmutatókat a VKI alkalmazása során. Újabb útmutatók születnek (pl. a Good Practice útmutató), amely az emberi tevékenységek, és ökológiai hatásaik elemzésére. Célszerű ezeknek az útmutatóknak az ajánlásait figyelembe venni a hazai munka során. A környezeti célkitűzések elérésére fordított költségeket az alábbiakra lehet felosztani: Az eszközök költségei, úgymint országos stratégiák (fentről lefelé megközelítés) és egyes, a víztestek szintjén alkalmazandó műszaki intézkedések költségei (lentről felfelé megközelítés). Az országok még mindig sok időt és energiát fektetnek a fentről lefelé és a lentről felfelé megközelítés közötti szinergia alkotására. Hasznos megbecsülni a meglévő stratégia hatását egy víztest szintű intézkedési program kidolgozása előtt. Az intézkedések minden esetben kudarcot is vallhatnak: vagy abban az értelemben, hogy lehetetlennek tűnik a kiválasztott intézkedés végrehajtása, vagy hogy a végrehajtott intézkedés nem vezet a kívánt eredményre. Ezeket a kockázatokat meg kell indokolni a teljes intézkedési program kiválasztásában, és ezért gazdasági szempontból is elemezni kell azokat. Helyeselhető a projektben folyó lehetséges intézkedések listájának ellenőrzése és kiegészítése, a hazai megközelítés kidolgozása. A mentességek alkalmazásának feltételeit tartalmazó módszerek kifejlesztése EU szinten folyamatban van. Ezen túlmenően a célkitűzések meghatározásának folyamata sem áll meg az első tervezési ciklust követően, hanem dinamikus és ciklikusan ismétlődő, ami azt jelenti, hogy azt tovább kellene fejleszteni és javítani az első VGTk tapasztalatai alapján. A különböző mentességek alkalmazásának a feltételei hasonlóságokat mutatnak (EU szinten ajánlott a “derogációk” kifejezés használatának 67


•

•

mellőzése ezekkel a kötelezettségekkel kapcsolatban). Az egyes mentességek elemei gyakran összefüggnek, és különböző igazolási rendszereket igényelnek a komplexitásra tekintettel, ezért egy lépésről-lépésre történő mérlegelési eljárás került bevezetésre annak eldöntésére, hogy milyen fajta mentesség lenne a legalkalmasabb. A jelenlegi magyar gazdasági helyzetben a magas állami költségvetési hiányra tekintettel a mentességek leglogikusabb igazolása az időbeli mentesség lenne. Ha a jó ökológiai állapot vagy potenciál elérésére irányuló intézkedéseket nem lehet kedvezőtlen mellékhatások nélkül megvalósítani, az alacsonyabb szintű célkitűzésekre irányuló mentességet kell választani. Mindkét esetben egy alapos és átlátható igazolást kell adni. A jelentős hidromorfológiai változásokat figyelembe véve Magyarországnak a megvalósítható környezeti célkitűzések meghatározására kellene összpontosítania. A lehetséges intézkedések negatív mellékhatásait is le kellene írni, igazolva ezzel az alacsonyabb szintű célkitűzéseket azokban az esetekben, ahol például az árvízveszély és más árvízvédelmi intézkedések nem engedik meg a töltésekben való változtatásokat. A mérséklő intézkedéseket azonban mindig be kell tartani. Összességében a VKI végrehajtásának folyamatában az élőlény együttesekre vonatkozó adatok hiánya jellemző. Ez nemcsak Magyarországon, hanem azokban az országokban is így van, amelyekben a rendszeres biológiai adatgyűjtést korábban kezdték. Mivel a biológia (ökológia) a VKI egész végrehajtási folyamatában kulcsszerepet kap, törekedni kell a rendszeres, ellenőrzött és mindegyik VKI-s élőlény együttesre kiterjedő adatgyűjtésre. Hasonló helyzetben vagyunk a biológiai adatok területén, mint 1968 előtt voltunk a kémiai adatokat illetően. Ma már – köszönhetően a négy évtizedes adatgyűjtésnek – fontosabb vizeink esetében hosszúidejű adatsorok állnak rendelkezésre a trendek becsléséhez, és az intézkedések megalapozásához. Ugyanezt az állapotot kellene elérni a biológiai adatok esetében is a jövőben.

12. IRODALOMJEGYZÉK AEC (2005): ECOSURV final reports. Budapest/Arnhem, ARCADIS Euroconsult. Available at www.eu-wfd.info/ecosurv. AEC (2006a): Promoting the execution of the WFD, Phase II: Ecology: Component 1, Report, Budapest/Arnhem, ARCADIS Euroconsult. AEC (2006b): Promoting the execution of the WFD in Hungary, phase 2, Evaluation of reference and good ecological conditions. Component 2 Report Arnhem / Budapest / ARCADIS Euroconsult. Allan, I.J., B. Vrana, R. Greenwood, G.A. Mills, B. Roig, C. Gonzalez (2005): A “toolbox” for biological and chemical monitoring requirements for the European Union’s Water Framework Directive. Talanta 69, pp. 302-322, Elsevier. Alterra WURC, WL|delft hydraulics, TU Delft, RIZA, Stowa, and Waterschap Vallei & Eem, (2005): KRW-Verkenner, Blokkendoos voor de implementatie van de Kader Richtlijn Water. Leven met Water Programme. Andersen, J.M., M. Dunbar, N. Friberg (eds.) (2004): Report on existing methods and relatinships linking pressures, chemistry and biology in rivers. REBECCA WP4 Rivers, Deliverable D6. www.rebecca.org. AquaSense (2005): Relaties tussen nutriënten en kwaliteit van fytobenthos. Stuurbaarheid van doelvariabelen voor de Kaderrichtlijn Water. In opdracht van: Rijkswaterstaat RIZA. Rapportnummer: 05.2499. BMU (2004a): Bericht der Bundesrepublik Deutschland gemäß Artikel 3 Abs. 8 und Anhang

68


I der EG-Wasserrahmenrichtlinie (RL 2000/60/EG). Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reactorsicherheit,. Available at www.bmu.de BMU (2004b): Basic Principles for selecting the most cost-effective combinations of measures for inclusion in the program of measures as descibed in Article 11 of the Water Framework Directive – Handbook. Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reactorsicherheit,. Report Number UBA-FB 000563/engl. BMU (2005): Water Framework Directive - Summary of river basin disctrict analysis 2004 in Germany. Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reactorsicherheit, Available at www.bmu.de BMU (2006): Weiterentwicklung und Anpassung des nationalen Bewertungssystems für Makrozoobenthos an neue internationale Vorgaben. Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reactorsicherheit, Available at: www.fliesgewaesserbewertung.de Borchardt, D. (2004): Assistance in the testing of criteria for the pressure and impact analysis. Report in the frame of the Twinning Project, activity 30. Based on material provided by Mr U. Irmer, member of the CIS-HMWB drafting group and Co-Lead of the drafting group of the good practice paper on hydromorphological issues. Brierley, G. Fryirs K. Outhet, D., Massey, C. (2002): Application of the River Styles framework as a basis for river management in New South Wales, Australia. - Applied Geography 22 (2002) 91–122. Cardoso, A.C., Solimini, A.G., Premazzi G. (authors), Birk, S., Hale, P., Rafael, T., Marias Luisa Serrano (co-authors) (2005): Report on Harmonisation of freshwater biological methods. EC-JRC, Ispra, Italy. CIS (2002): IMPRESS, Guidance for the analysis of Pressures and Impacts in accordance with the Water Framework Directive. Final Version 5.3: 04 CIS (2002): Guidance document on designation and identification of heavily modified and artificial water bodies. – Manuscript CIS (2003): Guidance Document No.4: Identification and Designation of Artificial and Heavily Modified Water Bodies. Published by the Directorate General Environment of the European Commission, Brussels. Defra, (2005): Water Framework Directive, Summary report of the characterisation, impacts and economics analyses required by Article 5. Anglian River Basin District. Defra, London. Available at: (http://www.defra.gov.uk/environment/water/wfd/article5/index.htm. DHV Ruimte en Mobiliteit BV, (2005): Verkennen van maatregelen in de KRW. Proces op hoofdlijnen. On behalf of Rijkswaterstaat RIZA, werkgroep afwegingskader KRW. Duel, H., F.J. Los, H. Kaas, A. Lyche-Solheim, N. Friberg, D. Krause-Jensen, S. Rekolainen, A.-S. Heiskanen, J. Cartensen, D. Boorman, and M.J. Dunbar (2005): Relationships between ecological status of surface waters and both chemical and hydromorphological pressures. In: River Basin Management – Lawson (ed). ICE (Institution of Civil Engineers), London, UK. Dworak, T. and B. Pielen (dátum nélkül). Selecting cost effective measures under the EU Water Framework Directive – The issue of scale. [email protected] , [email protected] ECOSTAT (2003): Overall approach on ecological classification of ecological status and ecological potential: Final version. – CIS Working Group 2/a, Report, pp. 53. EUROHARP: www.euroharp.org Evans, D.J., C.E. Gibson, and R.S. Rossell,(in press). Sediment loads and sources in heavily modified Irish catchments: A move towards informed management strategies. Geomorphology, Elsevier B.V., The Netherlands Feld, K., S. Rödinger, M. Sommerhäuser, G. Friedrich, (2005): Typologie, Bewertung, Management von Oberflächengewässern – Stand der Forschung zur Umsetzung der EUWasserrahmenrichtlinie. Limnologie aktuell, 11.

69


Good Practice (2006). Good practice in managing the ecological impacts of hydropower schemes; flood protection works; and works designed to facilitate navigation under the Water Framework Directive. Non published draft report, 2nd Version, 28th April 2006. Available with this report. Final version will be published in September, to be endorsed by the Water Directors late 2006. Heiskanen A.-S. & A.G. Solimini (eds) (2005): Analysis of the current knowledge gaps for the implementation of the Water Framework Directive. REBECCA Report D4. (http://www.rbm-toolbox.net) Herbke, N., Dworak, T.; Karaczun, Z. (2005): WFD and Agriculture – Linkages at the EU Level, Pressures and Impacts, Broaden the Problem’s Scope. Background Paper, Version 3. CAP & WFD, deliverable 2.2. http://www.eaufrance.fr/docs/dce2004/ http://www.kaderrichtlijnwater.nl/download-document.php?id=275 http://www.kaderrichtlijnwater.nl/download-document.php?id=765 http://www.kaderrichtlijnwater.nl/download-document.php?id=767 http://www.kaderrichtlijnwater.nl/publicaties/documenten-sgds/ http://www.umweltbundesamt.de/wasser/themen/wrrl_bestand.htm http://www.defra.gov.uk/environment/water/wfd/article5/index.htm ICPDR (www.icpdr.org) IFGS (2006): Institut für Gewässerökologie, Fischereibiolohie und Seenkunde. Erstellung einer fischbasierten Typologie Österreichischer Fließgewässer sowie einer Bewertungsmethode des fischökologischen Zustands gemäß EU-Wasserrahmenrichtlinie. Schriftenreihe des Bundesamtes für Wasserwirtschaft, Band 23 Internationale Maascommissie, 2005. Internationaal Stroomgebieddistrict Maas – Analyse, overkoepelend rapport. Available at: http://www.kaderrichtlijnwater.nl/publicaties/documenten-sgds/ Irmer, U. (2005): Assistance in the designation of Water Bodies derived from the River Typology. Report in the frame of the Twinning Project. Activity 29. Jarvie, H.P., C. Neal, and P.J.A. Withers (2006). Sewage-effluent phosphorus: A greater risk to river eutrophication then agricultural phosphorus? Science of The Total Environment 360 (1-3):246-253. Kampa, E. and N. Kranz, (2005): WFD and Hydromorphology. European Workshop , 17-19 October 2005, Prague, Workshop Summary Report. KvVM (2004): KvVM/TJF/412/2004. számú kormány-előterjesztés a vízgyűjtő-gazdálkodás egyes szabályairól. - KvVM, kézirat LAWA (2001): Guide to the implementation of the EC Water Framework Directive. Working Group of the Federal States on Water Problems - Subcommittee of the EU Liaison Committee on preparations for the technical and legal implementation of the EC Water Framework Directive Lebensministerium (2006): EC Water Framework Directive 2000/60/EC – Summary report of the characterisation, impacts and economic analyses required by Article 5 – Austrian River Basins. Federal Ministry of Agriculture, Forestry, Environment and Water Management, Water Department MEDD, (2000): Le Ministre de l’Ecologie et de Developpement Durable, 2005. Circulaire DCE 2005/11 relative à la typology nationale des eaux de surface (cours d’eau, plans d’eau, eau de transition et eaux côtieres) en application de la directive 2000/60/DCE du 23 octobre 2000 du Parlement et de Conseil établissant un cadre pour une politique communautaire dans le domaine de l’eau. Ministry of Ecology and Sustainable Development of France. Ministerie van Verkeer en Waterstaat, (2005): Karakterisering Deelstroomgebied Nedereems. Rapportage volgens artikel 5 van de KaderRichtlijn Water (2000/60/EG).(Article

70


5 report for sub basin of Eems river). MIRR http://mirr.boku.ac.at/ Mischke, U. and H. Behrendt (2005): Vorschlag zur Bewertung ausgewählter Fließgewässertypen anhand des Phytoplanktons. In: C. K. Feld, S. Roedinger, M. Sommerhäuser and G. Friedrich (eds.): Typologie, Bewertung und Management von Oberflächengewässern. Stand der Forschung zur Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie. Limnologie Aktuell. 11. Mischke, U., Nixdorf, B., Hoehn, E. & Riedmüller, U. (2002): Möglichkeiten zur Bewertung von Seen anhand des Phytoplanktons – Aktueller Stend in Deutschland. Aktuelle Reihe 5/02: 25-37, BTU Cottbus. Misckle, U., Behrendt, H. and B. Nixdorf (2006 unpublished): Die Bedeutung des Phytoplanktons für die Bewertung stauregulierter Flüsse nach WRRL . [email protected] MODELKEY (6th Framework Programme): www.modelkey.org Moog, O., Nesemann, H. and Ofenböck, T. (2001): Österreichs Anteil an den europäischen Ökoregionen gemäß EU-Wasserrahmenrichtline – eine deduktive Analyse landschaftsgeprägter Millieufaktoren. Österreichische Wasser- und Abfallwirtschaft, 52 (7/8). Moog, O., Schmidt-Kloiber, A., Ofenböck, T. and J. Gerritsen (2004): Does the ecoregion approach support the typological demands of the EU `Water Framework Directive'?. Hydrobiologia. 516, 1. pp. 21-33. Pielen, B.; Görlach, B. (2005): Holländer, R. (2005): Results of the Workshop on the implementation of economic aspects of the Water Framework Directive - Future challenges in the Elbe river basin, July 7-8. Pottgiesser, T. , Sommerhäuser, M. (2004): “Fliessgewässertypologie Deutschlands: Die Gewässertypen und ihre Steckbriefe als Beitrag zur Umsetzung der EUWasserrahmenrichtlinie“ In: Steinberg, C., Calmano, W., Wilken, R., Klapper, H. eds., Handbuch Angewandte Limnologie, Ecomed, Landsberg, Germany, pp. 3-16. Pottgiesser, T. and M. Sommerhäuser (2003): Steckbriefe der Fließgewässertypen Deutschlands. Free download at www.wasserblick.net RBA, Risk & Policy Analysts Limited (2004): CEA and Developing a Methodology for Assessing Disproportionate Costs. Final Report for Department for Environment, Food and Rural Affairs (Defra), the Welsh Assembly Government (WAG), the Scottish Executive (SE), and the Department of the Environment in Northern Ireland (DOENI). REBECCA (6th Framework Programme): www.rbm-toolbox.net/rebecca REBECCA WP3 Lakes (2005): Reference conditions report D7/D7 Reference conditions in lakes. p. 1-99. REFCOND (2003): Final guidance on establishing reference conditions and ecological status class boundaries for inland surface waters. CIS Working Group 2.3 – REFCOND. Schaumburg, J., C. Schranz, P. Meilinger, D. Stelzer, G. Hofmann, J. Foerster, A,. Gutowski, S. Schneider, B. Köpf and S. Schmedtje (2005): Makrophyten und Phytobenthos in Fließgewässern und Seen – Das deutsche Bewertungsverfahren: Entwicklung, Praxistest und Ausblick. In: C. K. Feld, S. Roedinger, M. Sommerhäuser and G. Friedrich (eds.): Typologie, Bewertung und Management von Oberflächengewässern. Stand der Forschung zur Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie. Limnologie Aktuell. 11. Simonffy Z., Szilágyi F., Padisák J., Pomogyi P., BioaquaPro, Halasi-Kovács B. (2006): A mesterséges és az erősen módosított víztestek maximális és jó ökológiai potenciálja. – BME VKKT munkabeszámoló, befejezés előtt. Sommerhäuser, M. (2004): Assistance in the development of a typology for Hungarian surface waters / Assistance in the definition of Hungarian reference conditions and reference sites. Report in the frame of the Twinning Project on WFD Implementation in Hungary,

71


Activity 5+6. Sommerwerk, N. (2006): „Wirksamkeit von gewässerstrukturellen Maßnahmen im Hinblick auf die Erreichung der ökologischen Ziele gemäß EU-WRRL. Ergebnisse einer Literaturstudie.“ Non published report on behalf of the Baden-Wuerttembergian Ministry of Environment Stubauer, I., Moog, O. (2003): Saprobielle Grundzustände österreichischer Fließgewässer. WWK-BMLFUW 2003. SWIFT-WFD: www.swift-wfd.com Syncera, ARCADIS, VU and UvA (2005): Verkenning argumentatielijnen fasering en doelverlaging (derogaties) Kaderrichtlijn Water. Syncera Water B.V., Arcadis, Instituut voor Milieuvraagstukken (VU), Centrum voor Milieurecht (UvA), in opdracht van RIZA. UKTAG, (2003a): UKTAG work Program – Task 2a, Typology for Rivers. UK Technical Advisory Group for Water Framework Directive implementation, available at: http://www.wfduk.org/tag_guidance/Article_05/Folder.2004-02-16.5312/view Szerkesztői Csoport (2005): Policy and Background Document “Environmental Objectives under the Water Framework Directive”. CIS. Szilágyi F., Ambrus A., Guti G. Juhász P. Kovács T., Kovács Cs., Padisák J., Pomogyi P., Simonffy Z. (2004a): Erősen módosított víztestek helyszíni bejárása, és biológiai validálása. – KvVM témabeszámoló, kézirat Szilágyi F., Ambrus A., Juhász P. Kovács T., Kovács Cs., Padisák J., Szalma E. (2004b): Referencia helyek jellemzése, passzportok véglegesítése. – KvVM témabeszámoló, kézirat Szilágyi F., Padisák J., Szalma E. (2004c): Természetes tavak tipológiájának és specifikus referencia-viszonyainak jellemzése. – KvVM témabeszámoló, kézirat TWINNING Projekt (2005): A Víz Keretirányelv végrehajtásának elősegítése (KvVM, kézirat UKTAG, (2003b: UKTAG work Program – Task 2a(i), Typology for Lakes for the UK. UK Technical Advisory Group for Water Framework Directive implementation, available at: http://www.wfduk.org/tag_guidance/Article_05/Folder.2004-02-16.5312/view Wasson, Jean-Gabriel, André Chandesris, Hervé Pella, and Yves Souchon, 2001. Définition des hydroécorégions francaises. Méthodologie de determination des conditions de référence au sens de la Directive cadre pour la gestion des eaux. Rapport de phase 1. Cemagref LABO # 10090, for: Ministere de l’amenagement du terroire et de l’envrionnement, direction de l’eau. WATECO (2002): Economics and the environment: The implementation challange of the Water Framework Directive. – CIS Working Group on Economics WFD (2000): Directive of the European Parlament and of the Council 2000/60/EC Establishing a framework for community action in the field of water policy. - European Union, Luxembourgh PE-CONS 3639/1/00 REV 1.

72


MELLÉKLET A munkában konzultáló külföldi szakértők listája


A MUNKÁBAN KONZULTÁLÓ KÜLFÖLDI SZAKÉRTŐK LISTÁJA Ország AT AT AT AT AT AT

D D D

Név Andreas Murrer Paul Jaeger Kurt Traer Franz Wagner Veronika Koller-Kreimel Stefan Schmutz Gisela Ofenboeck, Alexandra Dinhof Bettina Rechenberg, Jan Koschorreck Andreas Kraemer, Nadine Herbke Bernd Klauer Ursula Schmedtje Birgit Wolf

D

Jens Jedlitschka

F F F F

Yann Laurans Frederique Martini Yves Couchon Anne Roux Diederik van der Molen, Rob Portielje

AT D D

NL NL

Monique Berendsen, Gert-Jan de Maagd

NL NL

Reinder Torenbeek Harm Duel, Joost Icke

NL

Herman van Dam

NL NL

Roelf Pot Ronald Bijkerk Martin Griffiths, Aileen Kirmond Stephen Warren

UK UK

Munkahely Amt der Tiroler Landesregierung Amt der Landesregierung Salzburg Amt der Kaertner Landesregierung Bundesanstalt fuer Wasserwirtschaft Lebensministerium Universitaet fuer Bodenkunde, Wien Lebensministerium Umweltbundesamt Ecologic Umweltforschungszentrum Leipzig Landesregierung Oberbayern Bayerisches Landesamt fuer Umwelt Bayrisches Staatsministerium fuer Landesentwicklung und Umwelt l'Agence de l'Eau Seine Normandie (AESN) Ministère de l’écologie et du développement durable Cemagref, Lyon Private consultant WFD RIZA Ministry of Transport, Public Works, and Water Management, Directorate General of Water ARCADIS WL|Delft Hydraulics Private consultant WFD phytobenthos, phytoplankton, macrophytes, statisics Private consultant WFD, macrophytes Koeman en Bijkerk bv, Haren, phytoplankton Environment Agency Private consultant WFD

12. Melléklet A Víz Keretirányelv alkalmazásával összefüggő ökológiai témájú nemzetközi tapasztalatok

Recommend Documents