A VÁCI DUNA-SZAKASZ PART MENTI SÁV CÖNOLÓGIAI KÉPE ÉS TÁJÖKOLÓGIAI ÖSSZEFÜGGÉSEI

SZENT ISTVÁN EGYETEM Környezettudományi Doktori Iskola

A VÁCI DUNA-SZAKASZ PART MENTI SÁV CÖNOLÓGIAI KÉPE ÉS TÁJÖKOLÓGIAI ÖSSZEFÜGGÉSEI Doktori értekezés

CSEREKLYE-KLAPWIJK ERZSÉBET KRISZTINA

Gödöllő 2010

A doktori iskola megnevezése:

Környezettudományi

tudományága: Környezettudományok vezetője:

Prof. Heltai György tanszékvezető, az MTA doktora SZIE Mezőgazdaság- és Környezettudományi Kar Kémia és Biokémia Tanszék

témavezető:

Dr. Bardóczyné dr. Székely Emőke egyetemi docens, Ph.D. SZIE Környezet és Tájgazdálkodási Intézet Természetvédelmi és Tájökológiai Tanszék

........................................................... Az iskolavezető jóváhagyása

........................................................... A témavezető jóváhagyása

2

TARTALOMJEGYZÉK 1. BEVEZETÉS ÉS CÉLKITŰZÉSEK.....................................................................................7 1.1. BEVEZETÉS ...........................................................................................................................7 1.2. CÉLKITŰZÉSEK ....................................................................................................................8

2. IRODALMI ÁTTEKINTÉS ..................................................................................................11 2.1. A TÁJÖKOLÓGIA ÉS AZ ÖKOSZISZTÉMA KUTATÁSA..............................................11 2.1.1. A tájökológia fejlődése ................................................................................................11 2.1.2. Tájrendezés, élőhely-, tájvédelem alakulása................................................................12 2.1.3. A természetes állapot kutatása .....................................................................................12 2.1.4. Cönológia feladata, eszközei........................................................................................13 2.1.5. Relatív ökológiai mutatók, degradáltság......................................................................14 2.2. ÖKOLÓGIAI TÁJSZEREKEZETEK ...................................................................................15 2.2.1. Táji kapcsolatrendszer szerkezetének összefüggései...................................................15 2.2.2. Szegélyhatások, folyósok megjelenése ........................................................................16 2.2.3. Területrendezési rendeletek kapcsolódó vonatkozásai ................................................19 2.3. VÍZRENDSZERI VIZSGÁLATOK......................................................................................20 2.3.1. Holtágak, holtmedrek helyzete ....................................................................................20 2.3.2. A folyók meder és partszakasz alakulása.....................................................................23 2.3.3. Vízfolyások fenntartó tevékenységének állapota.........................................................24 2.3.4. A kisvízfolyás rendezés és hasznosítás szemléleti kérdései ........................................25 2.3.5. Vác térségében végzett kisvízfolyás vizsgálatok .........................................................26

3. A MINTATERÜLET ÖKOLÓGIAI ISMERTETÉSE ...................................................29 3.1. DUNAKANYAR TERÜLETE..............................................................................................29 3.1.1. Földtani-domborzati viszonyok, földtani értékek ........................................................29 3.1.2. Talaj, és a veszélyeztető tényezők ...............................................................................29 3.1.3. Levegő, és a minőségét befolyásoló tényezők .............................................................31 3.1.4. Felszíni- és felszín alatti vizek, és a befolyásoló tényezők..........................................31 3.1.5. Természeti értékek, és a veszélyeztető tényezők .........................................................34 3.2. VÁC TERÜLETE ..................................................................................................................36 3.2.1. A váci mintaterülethez kapcsolódó természettudományi munkák...............................36 3.2.2. Fekvése és domborzata ................................................................................................37 3.2.3. Éghajlati tényezők........................................................................................................37 3.2.4. A váci Duna-partszakaszának alakulása és védelme ...................................................38 3.2.5. Természet és tájvédelem ..............................................................................................41 3.3. VÁCI LIGET TERÜLETE ....................................................................................................42 3.3.1. A váci Liget kialakulása, történeti jelentősége ............................................................42 3.3.2. Tájalkotó tényezők főbb jellemzői...............................................................................42 3.3.3. Természetvédelmi kezelés a váci Liget területén ........................................................47 3

4. VIZSGÁLATOK ÉS MÓDSZEREK ..................................................................................49 4.1. A DUNAKANYAR MENTÉN VÉGZETT CÖNOLÓGIAI VIZSGÁLATOK ...................49 4.1.1. A mintavételi helyszín és a vizsgálat folyamata ..........................................................49 4.1.2. A vizsgált területi egységek .........................................................................................49 4.1.3. A verifikációhoz alkalmazott módszerek.....................................................................55 4.1.3.1. Szociális magatartási típusok (SBT) ...............................................................55 4.1.3.2. Relatív hőigény indikátorszámai (TB).............................................................57 4.1.3.3. Relatív talajvíz, illetve talajnedvesség (WB)...................................................57 4.1.3.4. Növények relatív talajreakció értékei (RB).....................................................58 4.1.3.5. Növények relatív nitrogénigénye (NB)............................................................58 4.1.3.6. Növények relatív fényigénye alapján megállapított indikátor számok (LB) ...58 4.1.3.7. Klímahatások tűrésére vonatkozó relatív értékszámok (CB) ..........................58 4.1.3.8. Sótűrőképesség relatív értékszámai (SB) ........................................................59 4.1.3.9. Természetvédelmi értékkategóriák (TVK).......................................................59 4.1.3.10. Degradáció értékszámai ...............................................................................60 4.1.4. Adatfeldolgozás és eszközei ........................................................................................60

5. MÉRÉSI EREDMÉNYEK BEMUTATÁS, ÉRTÉKELÉSE .......................................61 5.1. A MORGÓ-PATAK TORKOLATI SZAKASZA ................................................................61 5.1.1. A szociális magatartási formák %-os megoszlás (SBT) ..............................................61 5.1.2. A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás (TB) .........................................................61 5.1.3. A relatív vízigény szerinti %-os megoszlás (WB) .......................................................62 5.1.4. Relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás (RB)......................................................63 5.1.5. Relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás (NB) ..................................................63 5.1.6. Relatív fényigény szerinti %-os megoszlás (LB).........................................................64 5.1.7. Klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlás (CB) .........................................64 5.1.8. Relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás (SB) ................................................65 5.1.9. Természetvédelmi érték kategóriák (TVK) .................................................................65 5.2. A KISMAROSI HOLTÁG ÉS A KŐGESZTERI-SZIGET ..................................................67 5.2.1. Szociális magatartási formák %-os megoszlás (SBT) .................................................67 5.2.2. A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás (TB) .........................................................67 5.2.3. A relatív vízigény szerinti %-os megoszlás (WB) .......................................................68 5.2.4. A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás (RB) ...................................................69 5.2.5. A relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás (NB) ...............................................69 5.2.6. A relatív fényigény szerinti %-os megoszlás (LB) ......................................................70 5.2.7. A klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlás (CB) ......................................71 5.2.8. A relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás (SB)..............................................71 5.2.9. Természetvédelmi értékkategóriák (TVK) ..................................................................72 5.3. A KOMPKÖTŐ-SZIGET ......................................................................................................73 5.3.1. A szociális magatartási formák %-os megoszlása (SBT) ............................................73 4

5.3.2. A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás (TB) .........................................................73 5.3.3. A relatív vízigény szerinti %-os megoszlás (WB) .......................................................74 5.3.4. A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás (RB) ...................................................75 5.3.5. A relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás (NB) ...............................................75 5.3.6. A relatív fényigény szerinti %-os megoszlás (LB) ......................................................76 5.3.7. A klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlás (CB) ......................................76 5.3.8. A relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás (SB)..............................................77 5.3.9. Természetvédelmi értékkategóriák (TVK) ..................................................................78 5.4. A TORDA-SZIGET ÉS A VÁCI LIGET ..............................................................................79 5.4.1. A szociális magatartási formák %-os megoszlás (SBT) ..............................................79 5.4.2. A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás (TB) .........................................................79 5.4.3. A relatív vízigény szerinti %-os megoszlás (WB) .......................................................80 5.4.4. A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás (RB) ...................................................81 5.4.5. A relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás (NB) ...............................................81 5.4.6. A relatív fényigény szerinti %-os megoszlás (LB) ......................................................82 5.4.7. A klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlás (CB) ......................................83 5.4.8. A relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás (SB)..............................................83 5.4.9. Természetvédelmi értékkategóriák (TVK) ..................................................................84 5.5. A TERÜLETI EGYSÉGEK ÖSSZESÍTETT ÉRTÉKELÉSEI.............................................85 5.5.1. A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás (TB) .........................................................85 5.5.2. A relatív vízigény szerinti %-os megoszlás (WB) .......................................................85 5.5.3. A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás (RB) ...................................................86 5.5.4. A relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás (NB) ...............................................86 5.5.5. A relatív fényigény szerinti %-os megoszlás (LB) ......................................................87 5.5.6. A klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlás (CB) ......................................87 5.5.7. A relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás (SB)..............................................88 5.6. A DEGRADÁCIÓ ÉRTÉKELÉSE ÉS ÖSSZESÍTÉSE .......................................................89 5.7. ÚJ TUDOMÁNYOS EREDMÉNYEK .................................................................................92

6. KÖVETKEZTETÉSEK ÉS JAVASLATOK ....................................................................93 7. ÖSSZEFOGLALÁS ................................................................................................................99 8. MELLÉKLETEK....................................................................................................................101 MELLÉKLET 1. – Irodalomjegyzék ........................................................................................101 MELLÉKLET 2. – Cönológiai felvétel adatai..........................................................................111 MELLÉKLET 3. – Cönológiai értékszámok táblázatai............................................................115 MELLÉKLET 4. – Térképek ....................................................................................................123

9. KÖSZÖNETNYILVÁNÍTÁS .............................................................................................128 5

6

„Üzenem az erdőnek: ne féljen, ha csattog is a baltások hada. Mert erősebb a baltánál a fa s a vérző csonkból virradó tavaszra új erdő sarjad győzedelmesen. S még mindig lesznek fák, mikor a rozsda a gyilkos vasat rég felfalta már s a sújtó kéz is szent jóvátétellel hasznos anyaggá vált a fölt alatt…” (Wass Albert: Üzenet haza, 1948)

1. BEVEZETÉS ÉS CÉLKITŰZÉSEK 1.1. BEVEZETÉS Szűkebb, geológiai értelemben a Dunakanyar elnevezés, azt a kb. 20 km-es szakaszt jelöli, ahol a Duna a folyásirányát keletiről délire változtatva, két hatalmas kanyarral áttör a Visegrádi-hegység és a Börzsöny között. Tágabb értelemben így nevezzük a folyó magyarországi – 400 km hosszú – szakaszának talán legszebb, Esztergom és Budapest közötti, páratlan természeti értékekben és történelmi emlékekben gazdag mintegy 60 km-es részét (Czellár 2003). A disszertációmban a Dunakanyar szűkebb, a váci Duna-szakasz által érintett területeként az alábbi mintaterületeket vizsgáltam; a váci Duna-ág jobb partján: a Kőgeszteri-sziget és a Torda-sziget területe; a váci Dunaág bal partján: a kismarosi holtágtól, a Morgó-patak torkolati szakaszán keresztül, a Kompkötőszigeten át a váci Liget területéig, mely utóbbit külön kiemelve is tanulmányoztam. A Dunakanyar, a biodiverzitás megőrzése szempontjából nemzetközi viszonylatban is jelentős terület, mivel az egyedi tájak és élőhelyek sokfélesége jellemzi. A természetes és természetközeli állapotban megőrzött területek biztosítják a vadon élő honos fajok fennmaradását. Ugyanakkor magyarországi és európai viszonylatban is kiemelkedően magas a veszélyeztetett fajok és élőhelyek száma, bár a mozaikos élőhely-szerkezet révén a természeti értékek jelentős részét sikerült megőrizni. A történelmi és kulturális értékek jelentős részének védelme elválaszthatatlan a környező természeti és táji adottságok megőrzésétől. A természeti örökség megőrzését veszélyeztető problémák kialakulásában néhány alapvető ok játszott közre, így pl.: a természet közeli élőhelyek arányának drasztikus lecsökkenése. A kedvezőtlen természeti adottságok és a növekvő és differenciálódó területhasznosítási igények következtében a természetes élővilág élettere töredékére csökkent, gyakorlatilag a másra gazdaságosan már nem hasznosítható területekre szorult vissza. A természetes élőhelyek közötti kapcsolatok a beékelődő egyéb területhasználatok „ökológiai gát” hatása miatt lecsökkentek, a természetes élőhelyek felaprózódtak és elszigetelődtek. Az egyes területhasználatok környezeti feltételeinek szabályozását célzó beavatkozások (pl. folyószabályozás, ármentesítés, belvízrendezés, erdő kivágás) következtében számos jellegzetes élőhelytípus megszűnt vagy lecsökkent, ugyanakkor a nem honos, invázív fajok betelepülésének veszélye növekszik. Természetközeli erdeink mennyisége kevés, az egészséges fák aránya csökkent, továbbá jelentős faállomány-veszteségeket és termőhely-leromlást okoz az erdőpusztulás. A probléma megoldása kettős megoszlású. Egyrészt az erdősültség aránya marad el a természeti adottságok és környezeti szempontok alapján indokolt mértéktől. Másrészt az erdők fafaj- és korosztályösszetétele, valamint ökológiai állapota nem kedvező. A gazdasági célú faültetvények helyett, elsősorban javítani kell az erdők kedvezőtlen ökológiai állapotát. A talajban és a felszín alatti vizekben feltáratlan, illetve feltárt szennyezések elsősorban az élő szervezetekben történő felhalmozódás és károsítás útján, valamint e hatásoknak, a tápláléklánccal történő továbbterjedésével veszélyezteti a természetes élővilág ökológiai állapotát. Korábbi gazdasági tevékenységekből hátra maradt, felhagyott és elhanyagolt területek (szántók, iparterületek, vonalas infrastruktúra) – más hasznosítás, és kezelés híján – ökológiai folyosójává váltak az invázív gyomoknak, melynek következtében növekedhet az allergiás megbetegedések száma. Az általában 7

1. fejezet – Bevezetés és célkitűzések

széles tűrőképességű, gyorsan terjedő fajok egyre inkább elfoglalják a honos fajok élőhelyeit. Az inváziós fajok részben a becserjésedés gyorsításával, részben az őshonos fajok kiszorításával a regenerálódást és fennmaradást erősen korlátozzák. Az özönnövények terjedését leginkább a természetes társulások bolygatása segíti, például egy elöntés vagy aszály után az inváziós fajok könnyebben megtelepednek, mint az őshonosak. A jelenséget az is erősíti, hogy a tájidegen fajoknak nálunk nincsenek kártevőik – vagy legalábbis jóval kevesebb, mint eredeti élőhelyükön. Az ártereken, az elmaradó elöntés miatt kialakulnak olyan szélsőséges életfeltételek, hogy miközben az őshonos fajok legyengülnek, az inváziós fajok előtt lehetőség nyílik a megtelepedéséhez és elszaporodásához. A Dunakanyarban – Budapest közelségével – centrális helyet foglal el Vác városa, mind földrajzi-, mind gazdasági- és kulturális értelemben. Vác város környezet-állapotát lényeges mértékben befolyásolja a levegő szennyezettsége a város fokokozott ipari-, kereskedelmi-, gazdasági élete következtében. Emellett a felszín alatti- és felszíni vizek-, valamint a talaj szennyezettségének hatása is nagymértékben károsítja a környezeti állapotot. Vác város kiemelkedő természeti értékei között fellelhetjük azokat a természeti ritkaságokat, amelyek természeti értéke felbecsülhetetlen. Ezek közül a legjelentősebb képviselő a város déli határán található váci Liget. A mintaterületen a kutatási és tudományos munkám aktualitását fontosnak találom, mivel a Dunakanyar térségének ökológiai folyosója található itt különböző természetvédelmi területi egységekkel. Kapcsolatban áll és meghatározza a Duna part menti, valamint a vízgyűjtőterület távolabb eső térségeiben élő emberek ivóvízkészletét, a hajózás és általában a közlekedés lehetőségét, valamint környezet-élvezetét, a szabadidő eltöltés kultúráját. A téma aktualitása nemcsak jelen időben fontos, hanem továbbkíséri a későbbi generációk életét is. A több mint egy évtizedes környezet-, agrártudományi tanulmányaim, valamint három szakdolgozathoz elkészített kutatásaim során elsődleges célom volt a tájökológia adottságok és tájhasznosítási lehetőségek vizsgálata a Dunakanyar szűkebb területi egységében, a váci mintaterületen. A kutatási tudományterületem a környezettudományon belül a tájökológia és ebben átfogóan megtalálható a hidrológia, geológia, talajtan, növénytan, meteorológia, természetvédelem. A kutatott témát azért választottam, mert szoros kapcsolatban állok, mind szakmailag, mind pedig lakhely szerint az érintett területtel és a probléma helyzetével. A disszertációmban a témával kapcsolatban készített tanulmányok összegzését, elemzését, valamint ebből kiindulva egy tágabb szemléletű vizsgálati folyamatot mutatok be tájökológiai szemléletben. Értekezésem készítése során lényegesnek tartottam, hogy bebizonyítsam, hogy a tájökológiában a geográfia, a természeti lények – ezen belül kiemelt módon az ember – és környezetüknek kapcsolata, valamint a jelenségek és folyamatok rendszerelvű, funkcionális értelmezésének kapcsolata egymás kiegészítői és azok egyaránt fontosak. Munkám alkalmával végigkövettem, elemeztem a témával kapcsolatos a hazai és a nemzetközi szakirodalmat, valamint az aktuális kutatásokat, melynek segítségével nyitott képet kaptam a témával kapcsolatos korábbi tevékenységekről, eredményekről (1. ábra). A disszertáció tartalmazza a terepi felvételezések módszerét és eredményeit, valamint ezeknek a számítógépes feldolgozását. 1.2. CÉLKITŰZÉSEK A kutatási terület tájökológiai jellemzéséhez szükséges vizsgálatok elvégzésével, azok részletes értékelésével bemutatom e terület jelentőségét. A kutatás fő célkitűzése volt a vizsgált terület részletes felmérése, a felmérés elemzése és a fejlesztési lehetőségek feltárása. 1. Cönológiai térképezés készítése azzal a céllal, hogy a Dunakanyar váci Duna-szakaszról Borhidi-féle relatív mutató értékeket tudjak készíteni. Az így megkapott relatív mutató értékei alapján következtetni lehet az egész társulás szerkezetére, térbeli elhelyezkedésére, sűrűségére, hemeróbia szintjére.

8


2. A természetvédelmi értékkategóriák felmérése eltérő helyzetű területi egységekről a váci Duna-ág jobb, illetve bal partján, amely képet ad a természetes állapotú, valamint a degradációra utaló társulás arányáról. A felmért területeken összehasonlításra kerülnek a Simon-féle természetvédelmi értékkategóriák (TVK), valamint a Borhidi-féle szociális magatartás típusai (SBT) alapján számolt degradáltsági mértékek. 3. A Duna part menti területének sávjában – elsősorban Vácnál – végzett vizsgálatok alapján feltárása kerül a növényzet megjelenése és partszakasz változása közötti összefüggés. 4. A terepbejárások során vizsgálatra kerül az, hogy a Duna part menti holtágaknak milyen a holtág típusa, a vízborítottsága, valamint a vizsgálatok alapján javaslatot teszek arra, hogy jellegük szerint milyen fejlesztési lehetőségek valósíthatóak meg a területükön. 5. Keresem arra a választ, hogy megfelelő-e a Duna part menti sávjában elterülő váci Ligetnek a kezelése, a védelme, a Duna part vonalának hasznosítása, valamint a part rendezési helyzete. 6. További célkitűzésem annak feltárása, hogy a váci Ligetre vonatkozó tudományos eredmények hogyan hasznosíthatók a tervezési gyakorlatba, illetve hogyan integrálhatók a Dunakanyar térségfejlesztési koncepciójába. felhasznált irodalom

alkalmazott tudományágak

botanika ökológia hidrológia

tájökológia

a Dunakanyar vizsgálati területe

a váci Liget mintaterülete

vizsgálatok

cönológia relatív ökológiai mutatók szegélyhatások

eredmények alkalmazása fejlesztési lehetőségek 1. ábra A disszertáció áttekintő vázlata

9

eredmények értékelése


10

2. IRODALMI ÁTTEKINTÉS 2.1. A TÁJÖKOLÓGIA ÉS AZ ÖKOSZISZTÉMA KUTATÁSA 2.1.1. A tájökológia fejlődése A tájökológia létrejöttét – ahogy a legtöbb új tudományét, számos geográfus és ökológus munkássága készítette elő. Az elnevezés mégis Carl Troll (1939) nevéhez kötődik, aki tájökológiának nevezte azt a sajátos kutatási tárgykört, szemléletmódot, illetve módszert, amit ez a korszerű tájkutatási irányzat jelent. A tájökológusok különösen sokat köszönhetnek a német származású Tüxennek, aki 1968-ban összehívta az első tájökológiai konferenciát, valamint Ellenbergnek (1963, Ellenber et al. 1986), akinek szakmai tekintélye évtizedeken át igen fontos volt a fiatal tájökológia tudományterületének. A hazai szakirodalomban Marosi és Szilárd (1963) írt először elemző cikket a korszerű tájkutatásról, amelyben megjelenik a tájökológia mint új, önálló szakterület. Ezt követően több tanulmány lát napvilágot a tudományterületén belül, amely jelentős szerepet játszik a magyarországi tájökológia fejlődésében (Pécsi et al. 1972; Marosi 1980; Csemez 1983, 1985, 1991; Csorba és Mezősi 1994; Csorba 1999; Mőcsényi 1999). Kertész (2003) könyvében bemutatja a tájökológia kialakulását, értékeli legjelesebb művelőinek tevékenységét, foglalkozik a táj és a környezet fogalmával, a tájalkotó tényezőkkel, a tájökológia területi egységeinek hierarchiájával, áttekinti a tudományág legfontosabb módszereit. Hazánk tájbeosztásának példáján megismerteti a tájbeosztás rendszerét. A gyakorlati – tereporientált – szemlélet az egész művet végigkíséri, mellyel azt szeretné elsősorban hangsúlyozni, hogy a tájökológia nemcsak és nem elsősorban elméleti tudomány, hanem olyan természetföldrajzi tudományág, amely részletes terepmunkán alapul és nagyon konkrét, kézzelfogható eredményekhez vezet. A haza tájökológia leglényegesebb eseményei közé tartozik a három tájökológia konferencia: - I. Magyar Tájökológiai Konferencia, Szent István Egyetem, Környezet- és Tájgazdálkodási Intézet, Tájökológiai Tanszék, Szirák, 2004. szeptember 17-19. - II. Magyar Tájökológiai Konferencia, Debreceni Egyetem, Tájvédelmi és Környezetföldrajzi Tanszék Debrecen, 2006. április 7-9. - III. Magyar Tájökológiai Konferencia, Budapesti Corvinus Egyetem, Tájvédelem és Tájrehabilitációs Tanszék, Budapest, 2008. május 8-10. Az utóbbi két konferenciát követően kötetben (Csorba és Fazekas 2006; Csima és Dublinszki-Boda 2008) kiadták az előadások és megjelent poszterek teljes anyagát. A modern tájökológia szintézis nem képzelhető el a személyi – sőt az egyre nagyobb kapacitású – számítógépek nélkül. Az adatok nagy száma és a folyamatok összetettsége egyaránt megkívánja, hogy az értékelésben felhasználjuk a számítógépet. A tájökológia egyik legfontosabb, meghatározó egyénisége (Lezer 1991) is kifejtette, hogy a számítógép óriási lehetőségeket rejt magában a „táji rendszer” jövőbeli folyamatainak, illetve állapotának előrejelzésére, Ő ugyan ezt a funkcionális modellekre értette, de igaz ez a vizuális, képi megjelentetés esetében is. Természetesen ez a lépés bizonyos tekintetben több problémához vezet, hiszen nem egyszerű minden táji folyamatot jelenséget számszerűsíteni (Csorba 1999). Az 1970-es évektől mind erőteljesebb hangsúlyt kaptak az ökológiáról folytatott elméleti viták. Ezek filozófiai szinten három jól elkülöníthető irányzatban öltöttek testet. Az elsőben annak a felismeréséről van szó, hogy az ember az őt körülvevő világ lerombolásával nyilvánvalóan a saját létét is veszélybe sodorja. Így aztán ez az irányzat a természetet „humanistának”, sőt antropocentristának nevezhető szempontból közvetve veszi figyelembe. A környezetnek itt nincs semmiféle belső értéke. A természet csupán körülveszi az emberi lényt, a periférián helyezkedik el, 11

2. fejezet – Irodalmi áttekintés

nem pedig a középpontban. Ilyen címen persze nem tekinthető jogalanynak sem, mintegy önmagában véve is abszolút értékkel rendelkező entitás. A második irányzat morális jelentőséget tulajdonít nem emberi lényeknek. Lényege, hogy magáévá teszi azt az „utilitarista” felfogást, amely szerint nem csupán az ember sajátos érdekét kell figyelembe venni, hanem arra kell törekedni, hogy a lehető legkisebbre csökkenjen az okozott szenvedés és kár mértéke. A jóléti színvonalat pedig ennek figyelembevételével lehet emelni. Minden lényt, amely képes az öröm és a fájdalom érzékelésére, jogalanynak tekint és azokat ennek megfelelően kezeli. A harmadik irányzat jogokat követel a természetnek, beleértve annak növényi és ásványi formáit. A kisvízfolyás rendezés és hasznosítás mindhárom elvi, ökológiai filozófiai alapra támaszkodhat nem tévesztve szem elől, hogy a tervezett munkálatok – az ökológiai szempontok érvényesítése mellett – a terület népesség megtartó képességének megőrzését, vagy fejlesztését, a terület okszerű hasznosítását, a népesség jólétét kell, hogy szolgálják (Horváth 2006). 2.1.2. Tájrendezés, élőhely-, tájvédelem alakulása Az ember környezetét folyamatosan alakítja. Az adottságok befolyásolásának mértékétől és jellegétől függően változik a táj. A tájrendezés lényegét az ember tájalakító tevékenységén, az embereknek a tájhasználatra irányuló elképzelésein keresztül lehet megismerni. A táj rendezésére irányuló tudatos tevékenységeket tájalakítási, tájtörténeti, tájökológiai példákon keresztül célszerű áttekinteni (Csemez 1996). A táj érzékenységének kutatásáról, módszereiről több szerzőtől is olvashatunk tanulmányokat (Heathwaite és Gottlich 1993; Mezősi és Mucsi 1993; Perkins és Thomas 1993; Csima 1993; Brunsden és Griffiths 2001; Kerényi és Szabó 2001; Lóczy 2002; Csima és Göncz 2003; Csima et al. 2004). A tájvédelem értelmezésében megfigyelhető egyfajta kettősség, hiszen a tájvédelem egyrészt a természetvédelem keretében külön jogszabályokkal védett táji együttesekre (főként természeti tájak) vonatkozik, másrészt mint általános tájvédelem a tájban fellelhető – sem a természetvédelem, sem a műemlékvédelem által nem védett – kultúrtörténeti és esztétikai értékek védelmét jelenti (Csima 1993). 2.1.3. A természetes állapot kutatása Magyarország területének lényeges részén folyik mezőgazdasági termelés. Így hát érthető, hogy a természetvédelmi tevékenység nagyban függ a mezőgazdasággal való együttmőködéstől. A gazdálkodási módnak meghatározó szerepe van ezeknek a területeknek a védelmében, vagy amennyiben szükséges a helyreállításában (Kiss és Penksza 2008). A táj „egészségi állapota” kifejezi a természetközeli és attól eltávolodott élőközösségek számára rendelkezésre álló táji keretek potenciális ökológiai minőségét, illetve annak aktuális kihasználtsági fokát (Magyar 1996). A kutatások fejlődésének eszköztára az utóbbi évtizedeiben kibővült, és új módszerek, irányzatok bontakoztak ki jelentős irodalmi háttérrel, amelyek megcáfolják azt, hogy a vegetáció vizsgálatának tudományterülete lebecsülendő. A legújabb vegetációs módszereken belüli szemlélet a térbeli és időbeli szomszédossági kapcsolatokra helyezi a hangsúlyt (Chesson és Case 1986, Drake 1990, Myster és Pickett 1990, Cornell és Lawton 1992, Pickett et al. 1992, Wu és Loucks 1995, P rtel et al. 1996, Zobel 1997, Bartha 2004 és Bartha et al. 2004). A természetesség-degradáltságot kutató munkákban, a különböző élőhelyek – benne a növényfajok – természetességére vonatkozóan értékes adatok, megfigyelések található. A növényi közösségekre vonatkozóan az első jelentős megfigyelés McLeod (1894) nevéhez fűződik. Raunkiaer 1934-ben megalkotott életformarendszerében a növényeket a szaporítószervek elhelyezkedése és az áttelelés módja alapján osztályozta. Rapaics 1925-ben megjelent művében összefoglalást adott mindarról, amit a növényszociológiáról az időig tudni lehetett. Ramenszkij (1938) a növények között az erőszakosak, a béketűrők és a közömbösek csoportját különítette el. Négy évtizeddel később 1978-ban az alkalmazkodás sikere alapján Hallé, Oldeman és Tomlinson 12


architekturális formák szerinti csoportosítást végzett. Ramenszkij rendszerét Grime (1979) új ökológiai megvilágításba helyezte a kompetítorok, a stressztűrők és a ruderális fajok osztályozásával. Grime szerint (1988) a növényi stratégiákat két vezérlőelv szabályozza: a termőhelyi stresszhatások és a források elosztását befolyásoló zavarás mértéke. Ha a stressz és a bolygatás mértéke alacsony, a kompetítorok vannak előnyben; ha a stressz erős, de nincs bolygatás, a stressztűrők jutnak szerephez. Kis stressz és erős bolygatás egyidejű hatása pedig a ruderális fajok elterjedését eredményezi. Ha megvizsgáljuk, hogy ezen stratégiatípusok milyen szerepet játszanak a növényi társadalmakban, eljutunk a szociális magatartás típusok (SZMT) kategóriájához, amelyet ebben a formában Borhidi (1993, 1995) fogalmazott meg, szorosan kapcsolódva Grime háromstratégiás rendszeréhez (Borhidi 2002). A növényzetben felismerhető fontosabb degradációs jelenségeket Rédei (2003) kutatta. Munkájában különböző kritériumokat fogalmazott meg a lombkoronaszintre, a cserjeszintre, az aljnövényzetre, valamint azok egészségi állapotára, a gyomfajok jelenlétére, stb. vonatkozóan. A természetesség-degradáltság szerinti csoportosítás Seregélyes (1995) nevéhez fűződik. Ebben az osztályozási rendszerben az egyes élőhelyek öt kategóriába és három „főkategóriába” sorolhatók be, mely szerint az élőhely természetközelinek, természetesnek vagy nem természetesnek minősíthető. Varga (1998) a különböző élőhelyek értékelésénél a természetesség-leromlottság szerint kategorizál, melynek megfelelően természetes, féltermészetes és nemtermészetes élőhelyeket különíthetünk el (Rédei 1997). Természetvédelmi szempontú csoportosítást Németh (1995, 1997) is végzett. A hazai edényes flóra természetvédelmi értékbesorolását Simon (1988, 2000) adta meg, mely által az előforduló növényfajokon keresztül az élőhelyek természetességi állapota jól jellemezhető. 2.1.4. Cönológia feladata, eszközei Társulásnak – egyéb kritériumok mellett – a törvényszerűen ismétlődő összetételű és szerkezetű vegetációs egységeket tekintjük. A koordináltság, azaz a vegetációs állományok térbeli és időbeli invarianciájának a meghatározása, mérése tehát a társulástan alapvető feladata. Kiemelkedő fontossága ellenére korábban igen kevesen foglalkoztak ezzel a problémával (Bartha 2002). Fekete Gábor úttörő vizsgálatai (Fekete 1992) nyomán löszgyepek és homoki gyepek természetes állományainak mintázati állapotait hasonlította össze. A hazai klasszikus cönológia legfontosabb feladatának a vegetáció sokféleségének leírását, leltárba vételét és rendszerezését tekintette. A leíró szüntaxonómia mellett a társulások mibenlétére, organizációjára vonatkozó kérdések ezért időlegesen háttérbe szorultak. A társulástani törvényszerűségek feltárását tovább nehezítette a régiónkban bevált florisztikai módszer. Amíg a szüntaxonómia kialakult és a mindennapi gyakorlatban jól bevált módszerekkel rendelkezett, és sikeresen gyűjtötte tényanyagát, addig a társulásorganizációra vonatkozó kérdések megfelelő módszerek hiányában meg sem születtek vagy válaszok nélkül maradtak. A legfontosabb feladat e hiányzó módszerek megalkotása volt (Bartha 2002). Az alkalmas eszközöket Juhász-Nagy (1966ab, 1967ab, 1980) teremtette meg a nálunk klasszikusnak számító közép-európai cönológiai hagyomány és a nálunk akkor még alig ismert angolszász ökológiai iskola szemléleteinek és módszereinek egyesítésével, ötvözésével. Az utóbbi évtizedek egyik legintenzívebben kutatott és jelenleg is fontos ökológiai témája a fajszám csökkenés funkcionális következményeinek tanulmányozása (Tilman 1999, Chapin et al. 2000, Fridley 2001, Loreau et al. 2001, Cameron 2002, Schmid 2002, Tilman et al. 2002, Hooper et al. 2005). Kutatások sora bizonyítja, hogy a fajszámcsökkenés gyakran a közösségek működési zavaraihoz, sérülékenységéhez vezet (Bódis és Bartha 1997, Symstad és Tilman 2001, Pfisterer és Schmid 2002). Ma már egyre általánosabban elfogadott az a nézet, hogy a növényközösség viselkedése, a zavarásokra adott válaszreakciója nem elsősorban a fajszámtól, hanem cönológiai szerkezetéktől, múltjuktól és a szomszédos vegetáció állapotától függ (Virágh és Bartha 1996, Zobel et al. 1998, Bartha 2000, Barath 2004). Kutatások sora bizonyítja azt is, hogy a vegetáció térbeli mintázatának fontos szerepe van a vegetációdinamikában és a diverzitás fenntartásában (Thórhalsdóttir 1990, Anand és Kadmon 2000, Chase és Leibold 2000, Bartha et al. 2004, Ricotta 13


és Anand 2004). Annak a ténynek, hogy a diverzitás - funkció, pontosabban a fajszám - produkció stabilitás közötti összefüggések feltárása sokáig kevés sikerrel járt, annak éppen az lehet az egyik oka, hogy elhanyagolták a mintázatok funkcionális szerepét, s a folyamatokat, pl. a produktivitást vagy a degradációs-regenerációs dinamikákat nem kötötték össze közvetlenül a szerkezetek, illetve a mintázati jellemzők változásával. A növénytársulások funkcióját sokféleképpen jellemezhetjük: pl. az alkotó populációk forrásfelhasználásával, a primer produkcióval, a növényközösségeknek a környezeti stresszel és inváziós fajokkal szembeni ellenálló képességével (Virágh et al. 2006). 2.1.5. Relatív ökológiai mutatók, degradáltság A relatív ökológiai mutatók kidolgozása arra a megállapításra épül, miszerint az élőlények – ez esetben a növények – előfordulásukkal jól jellemzik azt a környezetet, melyben élnek. A növények e jelzőértéke – vagyis, hogy mely termőhelyi adottság esetében találhatók meg a legnagyobb valószínűséggel – jól számszerűsíthető tulajdonság (Penksza 2006). Az ökológia értékszámok megmutatják, hogy egy bizonyos ökológiai faktor szempontjából kialakított relatív termőhelyi sorrendben az adott faj egyedei mely tartományban fordulnak elő a legmagasabb statisztikai valószínűséggel. Ezen mutatók megállapítása rendszerint konkrét mérések hiányában is elvégezhető, a skálázás tulajdonképpen a növénycönológiai felvételek és vegetációtérképezés tapasztalataira alapul. A felállított termőhelyi faktorok skáláinál a szélső értékeket mutató fajok termőhelyi szórása kisebb, míg a középső értékeknél nagyobb, így a mutatók itt jobban torzítanak. Fentiek miatt az ökológiai jelzőszámokat nem konkrét ökológiai jellemzésekre, hanem inkább összehasonlításra lehet ajánlani (Bartha 1995). A szántóföldi növények különböző igényeinek vizsgálata alapján Ellenberg (1950, 1952) dolgozott ki értékelési rendszert, melyet a német flóra teljes fajkészletére kiterjesztett. A közleményekben a virágos fajok mellett a mohák és a zuzmók jelzőértékei is szerepelnek. Az egyre több és egyre szélesebb körű vizsgálatokkal a felállított skálák tovább bővültek (Ellenberg 1974, Ellenberg et al. 1991). A magyar flóra relatív ökológiai mutatói Zólyomi kezdeményezésére tapasztalati értékek alapján alakultak ki (Zólyomi et al. 1967). E munka 1400 fajra kidolgozott listáját Kárpáti et al. (1968) Kárpáti (1978) egészítette ki. A mutatók alkalmazhatóságát és módszertani feldolgozásuk lehetőségeit Zólyomi és Précsényi (1964) vizsgálta, az értékszámok tesztelésével Bagi (1987) foglalkozott. A relatív ökológiai mutatók egyik legteljesebb skálája Simon (1988, 2000) nevéhez fűződik. Ellenberg munkái (1950, 1952, 1974), valamint Grime et al. (1979, 1988) a növények stratégiájáról felállított modelljének figyelembe vételével a magyar flóra fajaira Borhidi (1993, 1995) dolgozott ki értékeket. A hazai őshonos száras növényekre Soó (1964, 1980) közölt mutatókat, melyeket ötfokozatú skálán tüntetett fel. A növényökológiai értékszámok különböző skáláit Bartha (1995) foglalta össze. Az ökológiai mutatókkal foglalkozó botanikai munkákban több helyütt talajtani vizsgálatok is szerepelnek (Marrs és Proctor 1979, Dyrness és Youngberg 1966). A növényzet és a mikroklíma kutatása mellett Kovács (1966, 1970) és Jakucs (1972) a növényzet és a talajok kapcsolatát is tanulmányozta. Több szerző az egyes ökológiai mutatók, valamint a talajtani paraméterek és a növények relatív ökológiai értékei közötti összefüggésekre keresett választ. Kunzmann (1990a, 1990b) különböző nedvesség fokozatú kategóriákat állított föl, és ennek függvényében vizsgálta a növény számára felvető nitrogén mennyiségét, továbbá a növények számára felvehető víz formájára vonatkozóan Ellenberg tapasztalati skáláját vizsgálta felül. Bartha et al. (1994) a talajban felhalmozódó nitrogén és a degradáltságot jelző lágyszárúak közötti kapcsolatot tárták fel. Barczi et al. (1996-1997) a mért talajparaméterek és a relatív ökológiai mutatók közötti összefüggéseket kutatták. A növényzet és talaj pusztulása közötti összefüggés vizsgálatot – gyepterületekre is vonatkoztatva – Centeri (2002) közöl. A talaj-növény kapcsolatok ökológiai összefüggéseit mutatja be Borhidi (1996), Borhidi et al. (2000, 2001), valamint Barczi et al. (2002). Gyeptársulások felvételezésével és leírásával foglalkozik Penksza (1992, 1995, 2000) és Penksza et al. (1994a, 1994b, 1996, 2002) több művében is. 14


2.2. ÖKOLÓGIAI TÁJSZEREKEZETEK 2.2.1. Táji kapcsolatrendszer szerkezetének összefüggései Az ökológiai összekapcsoltság intenzitásának meghatározásához az első lépés a tájegységeket felépítő foltok csoportosítása ökológiai szempontok alapján (Schreiber 1988, With et al. 1997). Az élőközösségek sokszor kényszerülnek szuboptimális élőhelyek elfoglalására, itt azonban működésük például vitalitásuk, szaporodásuk, migrációjuk stb. fizikai és ökológiai korlátok közé van szorítva. A tájak ökológiai minősítésének egyik módszere az antropogén hatáserősség, az ún. hemeróbiaszint megállapítása. Ez a klasszifikációs módszer nálunk még alig terjedt el. A hemeróbia térkép az előző indikátor kapcsán említett tájfeldaraboltsági térképpel együtt alkalmas alapot teremthet egy olyan minősítés elkészítésére, amely kimutatja a magyarországi kistájak, kistájcsoportok, vagy középtájak jelenlegi ökológiai minőségét. Az eredmény igen fontos lehet a szükséges tájvédelmi beavatkozások számára, megmondja, hogy hol, milyen mértékű az a tájhasználati konfliktus, ami a természetközeli élőhelyek és az aktuális társadalmi igények között fennáll. Hol, milyen lehetőség van a táj legnehezebben működő izolátumainak erősítésére, a táji kapcsolatrendszer bővítésére (Csorba 2006). Csorba (2006) szerint a tájak külső, vizuálisan is megjelenő szerkezeti vonásainak jellemzésére – amelyek kifejezetten geográfiai, tájökológiai aspektusnak tekinthetők – három alapvető táji indikátor vizsgálatára érdemes koncentrálni: - a mozaikosság mértékére, - a hemeróbiaszint, azaz antropogén befolyásoltság mérésére, - a tájrészletek tájökológiai összekapcsoltsága, vagyis az ún. connectivity mértékére. Csorbának meggyőződése, hogy a fenti három tájtulajdonságot kifejező adatok jól használhatók a kistájak állapotfelmérésével, fejlesztésével, rehabilitációjával kapcsolatos munkák során, vagyis az ökológiai célú tájtervezésnél szélesebb körben használható tájszerkezeti adottságokat kívánjuk megvilágítani. Vos et al. (2001) pl. az ökológiai léptékű táji adatok közül kiemelkedő jelentőséget tulajdonítanak a tájökológiai foltok ökológiai teherbíró képességének, és a foltok összekapcsoltságának. Az első mutató megítélése kifejezetten ökológiai feladat, a másodikat, a tájszerkezeti összekapcsoltságot viszont geográfiai szemszögből is jól azonosítható tájtulajdonság. Azok a vizsgálatok, amelyekben a tájléptékű konnektivitást és a metapopulációs dinamikát összekapcsolták, három fontos következtetésre vezettek (Hanski 1998): -

A metapopulációs válasz a habitatvesztésre nézve nem lineáris, és mivel a foltok közötti konnektivitás nem lineáris módon szűnik meg, a hatás hirtelen lép fel.

-

A metapopulációban észlelhető negatív változások bizonyos késéssel jelentkeznek.

-

A hosszútávú metapopulációs dinamikához szükséges minimális foltmennyiség – a populáció szempontjából – üres foltokat is magában foglal, az üres habitatok egyensúlyi mennyisége mintegy kihalási küszöb-jelzésként fogható fel, mert az üres helyek megszűnése egyben az újrakolonizációt is megakadályozza.

A fentiekből következik, hogy a tájléptékű természetvédelem elsődleges feladata annyi habitat (folt) megőrzése, a pusztulástól megmentése, amennyi csak lehetséges. Az, hogy a kihalási valószínűség csökkentésére hány, és egymástól milyen távolságban lévő folt szükséges, a vizsgált faj populációjának méretétől és diszperziós képességétől függ. A hosszútávú fennmaradás szempontjából az üres fragmensek fenntartása éppen olyan fontos, mint a foglaltaké. A fragmentumoknak elegendően közel kell lenniük egymáshoz, hogy a kolonizáció megtörténhessen. A térbeli variáció tekintetében eltérő fragmensek kisebb eséllyel kerülnek egyidejűleg a populáció számára kedvezőtlen feltételek hatása alá. 15


2.2.2. Szegélyhatások, folyósok megjelenése Az élőhely-fragmentáció során egy összefüggő élőhely több darabra tagolódik, részeit olyan területek választják el egymástól, amelyek minőségileg különböznek az eredeti élőhelytől. A szétszórtan, vagy hálózatos szerkezetben fennmaradt fragmentumokat a közöttük elterülő, átalakított területek egymástól teljesen izolálhatják. Az élőhely kis hányadának átalakítása is okozhat fragmentációt, ha az akadályozza a fajok szabad mozgását, vándorlását, pl. út, vasút, csatorna építése. Ez esetben nem a területvesztés mértéke, hanem a beékelődő mátrix jellege a fő izoláló tényező (Báldi 1991). A fragmentáció fizikailag területcsökkenéssel, a kerület-terület arány növekedésével, a szegélytől való távolság csökkenésével jár. A peremterületeken jelentkező szegélyhatások (pl. mikroklíma, zavarás, szennyezőanyag terhelés, stb.) tovább zsugorítják az eredeti élőhelyet, és növelik a fajok közötti interakciók lehetőségét, ami a kompetitív hatások erősödésében is megnyilvánul (pl. fokozott predáció, tágtűrésű fajok térhódítása, stb). A fragmentumok izolálódása gátolja a szabad terjedést, az új területeken való megtelepedést, a táplálékforrások elérését és a párválasztást. A fragmentáció felgyorsíthatja a populációk genetikai hanyatlását is, mert az izolált kis szubpopulációk jobban ki vannak téve a genetikai leromlás veszélyének. Előfordulhat, hogy míg az eredeti élőhely képes a populáció fenntartására, a fragmentáció hatására izolálódott szubpopulációk egyike sem életképes hosszútávon, ami a lokális populáció kihalását eredményezi (Standovár és Primack 2001, Jordán 2002). A populáció és fajszintű kihalás folyamatában legfontosabb tényezők a habitat minőségének romlása, annak pusztulása és a fragmentáció. (Török és Szentesi 2002) Ebben a folyamatban a természetes körülmények között is létező metapopulációk további, még kisebb méretű habitat foltokba kényszerülnek, ahol a metapopulációs dinamika fokozottabban érvényesül, ami jelentős mértékben képes befolyásolni a genetikai variabilitást és az evolúciót (Hastings és Harrison 1994). Egy élőhelyfoltok és ökológiai folyosók rendszeréből álló élőhelyet benépesítő metapopuláció túlélésével, illetve a migráció és a génáramlás hatékonyságával kapcsolatban Jordán et al. (2004) írása szerint felmerül a kérdés, vajon az élőhely szerkezete, a foltok és folyosók (tehát a térszerkezeti elemek) egymáshoz viszonyított helyzete mennyiben befolyásolja azt. Feltehető, hogy egy fragmentált rendszerben további erős zavaró hatások is jelentkezhetnek (újabb térszerkezeti elemek vesztése), és nem mindegy, hogy ezek miként befolyásolják a lehetséges migrációs mintázatokat (pl. nem szakad-e ketté a hálózat). Egymás után sorban következő foltok közül akár egynek az elvesztése is szeparálhatja a fennmaradó foltokat, s ilyenkor akár mindkét „utódhálózatban” biztos kihalás lehet a „leánypopuláció” sorsa (Jordán 2004, Pickett és Cadenasso 1995). Más élőhelyszerkezetek összefüggősége ellenállóbb akár az ilyen drasztikus mértékű behatásokkal szemben is (Pickett és Cadenasso 1995). Ezekből következik, hogy a térszerkezeti elemek elrendeződése erősen befolyásolja a lokális populációk közötti kapcsolatok fennmaradását. Különböző növénytársulások határán általában olyan, ökotonnak nevezhető zóna alakul ki, amely minőségileg különbözik azoktól a társulásoktól, amelyeket elválaszt. A szegélytársulások elkülönítését az indokolja, hogy fajlagos biológiai anyagforgalmuk lényegesen nagyobb, mint azoké a társulásoké, amiket határolnak, faji összetételük változatosabb, következésképpen ökológiai értékük nagyobb (Szilágyi 2000). A szegélyek összetétele a fajgazdagságnál komplexebb fogalom, mivel a növényfajok egymás közti kapcsolatait is magában foglalja. Az egymástól markánsan különböző élőhely-típusok szegélyei ritkán mutatnak szegély effektust. Két nem túl távoli karakterű élőhely esetében összegződő hatást mutatható ki. A szegélyhatás intenzitása – az azt kialakító paraméterek (főként biotikus tényezők) éven belüli és többéves dinamizmusa következtében – ugyanazon szegélyterületen sem azonos (Faragó 2006). Az erdőszegély átmeneti, ökoton jellegű határzóna az erdő és az erdőtlen (fátlan) terület között. A fajgazdagság fenntartása szempontjából különleges jelentőséggel bírnak, mivel mint átmeneti élőhelyek nemcsak a növényfajok gazdagsága nő itt meg, hanem a rájuk épülő fogyasztók faj- és egyedszáma is. Ennek magyarázata az, hogy számos faj életmódjához többféle tápnövényt, többféle élőhelyet igényel, melyek az erdőszegélyben kis távolságon belül is megtalálhatók. 16


Emellett a szegélyben mindkét határos élőhely fajai még előfordulnak. Az erdőszegély fajeltartó képessége így a határos erdőhöz és mezőhöz képest nagyobb. Ez a szegélyhatás, amely magasabb fajkoncentrációhoz és egyedszámhoz vezet. Az erdőszegélyek élőhelyteremtő szerepükön túl fontos védelmi feladatot látnak el a zárterdei élőhelyek védelme tekintetében. A zárterdei életközösségek zártságát tartják fent a különböző biotikus (ragadozók, emberi zavarás, agresszíven terjedő, invázív fajok kizárása stb.) és abiotikus (eltérő fényhatások, hőmérséklet-változás, kiszáradás, zajszennyezés stb.) eredetű negatív hatások tompításával (Barati 2001). A szegély alapvetően az a határzóna, ahol az egyik terület- vagy földhasználati mód kezdődik, a másik pedig véget ér. A két terület komplex közösségeinek köszönhetően a találkozási tér rendszerint nem valamiféle élesen meghúzható határvonal, hanem inkább átmeneti zóna, ún. ökoton, ahol a növény- és állatközösségek fokozatosan mennek át egymásba. Az ökotonnak van szélessége, de ez természetszerűleg jóval keskenyebb, mint a csatlakozó területeké. Ugyanúgy, ahogy minden életközösségen belül léteznek fontos, sajátos összefüggések, úgy az ökotonokon belül is kialakulhatnak ezek, akár új életközösségek létrehozását eredményezve. A szegélyeken létrejövő közösségekre irányul számos esetben a figyelem, mivel ezek az ökotonok gyakorta fajokban és egyedszámban is gazdagabb élővilágot képesek fenntartani, mint a térben hozzájuk illeszkedő – s a hatást létrehozó – életközösségek bármelyike. Az ökotonok tartalmazhatják az egymást átfedő élőlényközösségek mindegyikének jellemző növény és állatfajait, továbbá olyan fajokat is, amelyek kizárólag ebben a zónában élnek. Ezt a jelenséget szegélyhatásnak nevezzük (Faragó 1997). Az ökológiai folyosó két „összetolt” szegély, így a számos szegélyhatás-vizsgálat eredményei bizonyos mértékben felhasználhatók a folyosók megértéséhez is. Számos állat mozgása a szegélyekhez mint ökológiai folyosókhoz kötődik (Wood és Samways 1991, Wilcove et al. 1986). Vannak fajok, melyek vonzódnak a szegélyekhez, és így a legtöbb ökológiai folyosóhoz is, és vannak olyanok, melyek távol tartják magukat onnan (Moskát és Báldi 1999). Az értékes, ritka, specializált fajok általában a belső élőhelyekhez kötődnek. Szigetközben végzett szegélyhatásvizsgálatok alapján a szegélyekben a magasabb madárfajszámot a közönséges mezei és településekhez kötődő fajok okozzák, mint például a seregély (Sturnus vulgaris), mezei veréb (Passer montanus), tengelic (Carduelis carduelis), zöldike (Carduelis chloris) (Báldi és Kisbenedek 1994, Báldi és Moskát 1994). Azok a természetes, természet-közeli és féltermészetes élőhelyek, amelyek nem magterületek, funkcionálisan az ökológiai folyosókat alkotják. Ezek lehetnek többé-kevésbé folyamatos rendszerek, vagy kisebb mozaikokra széttöredezett élőhely maradványok. Az ökológiai folyosók lehatárolása során célszerű megkülönböztetni a folyamatos szerkezetű folyosókat, az elszigetelődött élőhely-fragmentumokat és a zöldfolyosókat. Nagy (2004) munkájában három csoportba sorolja a különböző élőhely típusok alapján a folyosókat: -

folyamatos szerkezetű folyosók,

-

elszigetelt élőhely-fragmentumok, “lépegetőkő” élőhelyek,

-

zöldfolyosók.

Eredet és alaktan szerint a következő csoportosítások jellemzőek a tájökológiai folyosókra (Forman 1983, Forman és Godron 1986): Tájökológiai folyosók típusai - Vonalfolyosó: csak szegélyélőhely található benne, szegélykedvelő fajokkal (például utak, sövények, csatornák, elektromos távvezetékek vonala). -

Sávfolyosó: szélesebb, mint a vonalfolyosó, belső élőhelyek, és a hozzájuk tartozó fajok is megtalálhatóak bennük (például egy 100 m széles erdősáv).

-

Vízfolyások menti folyosó: a patakok és folyók menti bokor-, illetve fasorok (például ártéri erdők). 17


-

Ökológiai hálózat: folyosók kapcsolódásai hálózattá, illetve amikor a foltok olyan nagyok, hogy közöttük a mátrix „ökológiai folyosónyira” keskenyedik (például úthálózatok, mezsgyehatárok).

Tájökológiai folyosók típusai eredetük alapján -

Maradványfolyosó: emberi beavatkozás után megmaradt vonalszerű élőhely (például szántóföldek közötti mezsgye); ide tartozik még a regenerálódott ökológiai folyosó is.

-

Zavart folyosó: érintetlen élőhelyen vonalszerű emberi zavarás (például út, turistaút).

-

Természetes folyosó: természetes folyamatok hatására kialakult folyosó.

-

Mesterséges folyosó: teljes mértékben emberi beavatkozás nyomán létrejött vonalszerű élőhely (például csatornák, ültetett fasorok, sövények).

Tájökológiai folyosók alaktana -

Törés: ahol a folyosó folytonossága megszakad.

-

Keskenyedés: ahol a folyosó szélessége csökken.

-

Csomó: ahol a folyosó szélesedik, és ami még nem önálló folt.

Az ökológiai folyosók sok faj számára lehetővé teszik az élőhelyfoltok közötti mozgást (korridordiszperzió), ezáltal a rendelkezésre álló élőhely területe, illetve a populáció mérete megnő, metapopuláció alakul ki. A populációk mérete pedig kulcsfontosságú, hiszen a kis populációkban lezajlódó véletlenszerű népességi, genetikai és ökológiai folyamatok nagy valószínűséggel a helyi populáció kihalásához vezetnek (Simberloff 1988). Az ökológiai folyosók jelentős előnye lehet, hogy nem feltétlenül az egyedek mozgását segítik elő, hanem élőhelyet biztosítanak nekik (Dawson 1994, Eversham és Telfer 1994, Gallé et al. 1995). Az, hogy ökológiai folyosóként vagy élőhelyként funkcionál egy folyosó, nemcsak fajtól függ, hanem fajon belül is változó. A közönséges csíkos mókus (Tamias striatus) esetében például vannak rezidens egyedek, melyek élőhelyként használják, és kóborló egyedek, melyek ökológiai folyosóként használják a folyosót (Bennet et al. 1994). Gallé (2003) szerint ökológiai szempontból értelmezve élőhely-, ökológiai stb. folyosókról csak egy meghatározott szünbiológiai egységgel kapcsolatban lehet beszélni, mivel a fogalom – hasonlóan a környezet fogalmához – multiplurális. Pluralitása abban áll, hogy csak egy élő egységgel kapcsolatban értelmezhető, hiszen egy madár számára folyosóként funkcionáló élőhelysáv nem biztos, hogy egy más terjedési stratégiájú rovar, hal, vagy növény számára is az. Egy adott tájelem egy populáció számára több szempontból is folyosónak tekinthető, annak alapján, hogy a migrációt, a terjedést, az eseti mozgásokat, vagy a rekolonizációt segíti elő. Azonban Jordán et al. (2004) szerint valószínűsíthető, hogy sok veszélyeztetett faj túlélésének kulcsa éppen a lokális populációk között kialakuló génáramlás. Ennek feltételei az élőhelyfoltok közötti átjárhatóság és az ökológiai folyosók léte (Beier és Noss 1998), az egyedek megfelelő mobilitása, vagy a génáramlásnak a beltenyésztéses leromlás végbemenetelénél gyorsabb tempója. A ökológiai folyosók természetvédelmi hasznosságát, mely elsősorban elméleti metapopulációs modelleken alapul, egyre inkább kétségbe vonják, elsősorban a káros hatásokkal (pl. fertőzések, predátorok terjedése) foglalkozó célirányos vizsgálatok hiánya miatt. Valójában nem az ökológiai folyosó szélessége és hasonló jellemzői fontosak, hanem a folyosó hatékonysága (Báldi 1998). Az élőhely térszerkezetének összefüggősége kiemelt témája a mai (táj)ökológiai kutatásoknak. Elméleti és gyakorlati szempontból is érdekes probléma az összefüggőség mérése (vagy becslése), illetve a jövőbeli természetvédelmi alkalmazások számára hasznos lehet az összefüggőség fenntartásában viszonylag nagy szerepet játszó „kulcsfoltok”, illetve „kulcsfolyosók” azonosításának lehetősége (Jordán et al. 2004). 18


2.2.3. Területrendezési rendeletek kapcsolódó vonatkozásai A Dunakanyar és a váci mintaterület vonatkozó területrendezési terveinek országos ökológiai hálózati tartalmának ismertetését Illyés (2005) alapján készítettem el. A 2003. évi XXVI. az országos területrendezési tervről szóló törvény kötelezései -

Az országos ökológiai hálózat övezetben csak olyan kiemelt térségi és megyei területfelhasználási kategória, illetve övezet jelölhető ki, amely az ökológiai hálózat természetes és természetközeli élőhelyeit és azok kapcsolatait nem károsítja.

-

A közművezetékeket és a járulékos közműépítményeket úgy kell elhelyezni, hogy azok a tájba illőek legyenek. Az övezetben az új és felújítandó nagy-, közép- és kisfeszültségű vezetékeket – ha azt táj- és természetvédelmi igények indokolják – földkábelben kell elhelyezni.

-

Az országos ökológiai hálózat övezetét a kiemelt térségi és a megyei területrendezési tervben védett természeti terület, védett természeti terület védőövezete, természeti terület és ökológiai (zöld) folyosó övezetbe kell sorolni.

-

Az ökológiai (zöld) folyosó övezete nem minősíthető beépítésre szánt területté.

Az 1996. évi LIV. az erdőről és az erdő védelméről szóló törvényből fakadó kötelezések -

A törvény hatálya kiterjed a folyó medrében, a mederben keletkezett zátonyon, továbbá – ha önálló földrészletnek minősül – a patak, a csatorna medrében lévő facsoportra, illetve azokat szegélyező fásításra.

-

Erdőnek kell tekinteni az erdő által elfoglalt ezerötszáz négyzetméter, vagy annál nagyobb kiterjedésű fölterületet – ideértve a beerdősült, valamint az időlegesen igénybe vett földterületet is – a benne álló nyiladékokkal és tűzpásztákkal együtt.

-

Állami tulajdonban levő és a kincstári vagyont képező erdő esetében az erdészeti hatóság erdőgazdálkodóként a kincstári vagyon kezelőjét veszi számításba.

-

A törvény értelmében erdőgazdálkodó: az erdő tulajdonosa vagy az erdőgazdálkodási tevékenységet folytató jogszerű használó.

-

Az erdőgazdálkodó a nyilvántartásba vétel nélkül is köteles a törvénynek az erdő védelmére, valamint fenntartására vonatkozó előírásainak eleget tenni.

A Natura 2000 területekre vonatkozó szabályok (275/2004. októberi kormányrendelet) -

A Natura 2000 terület céljainak elérését nem veszélyeztető vagy nem sértő tevékenység korlátozás nélkül folytatható.

-

Tilos engedély nélkül olyan tevékenységet folytatni vagy olyan beruházást végezni, amely a terület védelmi céljainak megvalósítását akadályozza.

-

Natura 2000 területen az igazgatóság – vagy a külön jogszabályban meghatározott elsőfokú természetvédelmi hatóság – engedélye, illetve hozzájárulása szükséges a terület helyreállításához, jellegének, termőföld más célú hasznosítását eredményező területhasználathoz, az erdőkről és az erdő védelméről szóló törvény hatálya alá nem tartozó fa, facsoport, fás legelőn lévő fa kivágásához, telepítéséhez.

-

Natura 2000 területre irányuló hatósági eljárás során az igazgatóság vagy a külön jogszabályban meghatározott elsőfokú természetvédelmi hatóság szakhatósági hozzájárulása szükséges.

19


2.3. VÍZRENDSZERI VIZSGÁLATOK 2.3.1. Holtágak, holtmedrek helyzete Meglévő természeti értékeink megőrzését számos tényező veszélyezteti. Az évszázados emberi beavatkozások következményeként ugyanis az ártéri és vízjárta élőhelytípusok területe beszűkült, az élőhelyek összefüggő láncolata megszakadt, s így az ott lévő természetes életközösségek számára gyakran még a puszta fennmaradás feltételei sem biztosítottak. E kedvezőtlen folyamat megállításának elengedhetetlen eleme a folyómenti területek mentén a természetes körülmények között kialakuló vízi, vizes és szárazföldi típusú élőhelyek zonális és mozaikos, a jelenleginél nagyobb kiterjedésű, jó ökológiai állapotú, összefüggő rendszerének a helyreállítása (László 2006). A múltban a folyórendezési beavatkozásoknál – általában – a környezet és természetvédelemre nem gondolva, igyekeztek kielégíteni a gazdasági igényeket, nem számítva ennek következményeire. A holtmedrek zöme eliszaposodott, sok közülük ma a települések bűzös szennyvíz-befogadója. Nem csak a tájképet rontja, de a környezetre veszélyt is jelent (Putarich, 2005). Holtág, mai szóhasználat szerint a folyó azon mederrésze, melyet a folyó vagy természetes úton, irányának megváltoztatása következtében elhagyott; vagy pedig szabályozási célokból – átvágások, terelő művek, stb. által – leválasztottak róla. Ezt a mederrészt helyesebb lenne holtmedernek, vagy idegen szóval morotvának nevezni, ugyanis a holtág kifejezés inkább a több ágra szakadt folyó azon ágára illik, melynek egyik vége a folyó sodrának megváltozása következtében beiszapolódott. Hazánkban a folyószabályozás révén létrejött mederrészek (a levágott folyókanyarulatok) elnevezésére a holtág-kifejezés elterjedt általánosan. Gyakran előfordult, különösen nagyobb átvágásoknál, hogy a töltést az átvágás közelében építették meg, s így a holtág szinte teljes egészében az ármentesített területre, a "mentett oldal"-ra került. A hullámtéri csonkok ma már legtöbb helyen eltűntek, feliszapolódtak. Néhány esetben azonban a holtágnak hullámtéri és mentett oldali része is van, esetleg más-más elnevezéssel. A holtágaknak – az előzőek szerint – két fő típusát különböztetjük meg: -

a hullámtéri holtágak,

-

a mentett oldali holtágak (Pálfai 1994).

A holtágak főbb hasznosítási formái a következők: belvíztárózás és belvíz-továbbvezetés, öntözővíz-tárózás és -szállítás, halászat, horgászat, üdülés, vízi sportok, ipari hűtővíz tárózása. A holtágaknak, mint vizes élőhelyeknek, sajátos és kiemelkedő szerepük van a természetvédelemben, s tájformáló szerepük is figyelemreméltó. Különösen a hullámtéri holtágak védelme fontos, mert ezek több ritka állat- és növényfaj szinte kizárólagos előfordulásának helyei (Pálfai 1994). A holtmedrek rendezése korszerűen megoldható integrált revitalizációval. Egy olyan összetett megoldással, melyet a tervezés alatt optimalizálunk. A tervezéskor meghatározzuk a vízgazdálkodási érdekeket, és ezeket egyeztetjük a térség minden hasznosítójával. Más szóval integrált, azaz összetett rendszer, mely a tervezéskor a legjobb gazdasági eredményeket biztosítja, a környezetvédelem figyelembe vételével. Tehát: „az integrált rendezés a térség hasznosítására, és védelmére optimalizált” (Putarich 2005). A holtágak kardinális hasznosságú értéket képviselnek, mind a természetvédelem, mind a társadalom, mind a gazdaság számára. Az értékmegőrzés szándékát és mértékét a természetvédelemben betöltött szerepük alapján szükséges kijelölni. A természeti érték függvényében szabad csak a holtágak társadalmi-gazdasági hasznosíthatóságát megengedni. A holtág kategóriáknak is szükségszerűen tükröződniük célszerű a természetvédelmi oltalmakban, amelyek László (2006) szerint a következők: -

szentély holtágak – a szentély holtágakat elnevezésükből is adódóan célszerű lenne természetvédelmi védettségben részesíteni. Ezen holtágaknak állami tulajdonba kell kerülniük és a Nemzeti Park Igazgatóságoknak kell vagyonkezelésbe venniük. 20


-

bölcs hasznosítású holtágak – a bölcs hasznosítású holtágaknak legalább Natura 2000 védettséget kell élvezniük.

-

gazdasági hasznosítású holtágak – természeti területként célszerű ezeket kijelölni.

Fontos kérdés a holtmedrek esetében a minőség fogalmának pontos értelmezése is ökológiai szempontból. Az ökológusok kiindulópontként elfogadják a minőség (kvalitás) legáltalánosabb, filozófiai értelemben vett definícióját. Ennek megfelelően minőségen a dolgok, jelenségek és folyamatok olyan "belső", lényegi meghatározottságát értik, aminek révén azok egymástól tartósan és egyértelműen elhatárolhatók. A víz minőségét első közelítésben igen sok – főleg hidrológiai, fizikai, kémiai és biológiai – tényező határozza meg és befolyásolja. Gondolni kell itt többek között a víz áramlási viszonyaira, hőmérsékletére, átlátszóságára, ill. fényáteresztő képességére, oldott gáz tartalmára, ionösszetételére, különböző szerves anyagokban és élő szervezetekben való gazdagságára, sőt mindezeken túlmenően a víz valamennyi állapothatározójára (Dévai et al. 1992a). Ezt az általános fogalmat lehet azután például a vízminőség vonatkozásában a vízzel foglalkozó egyes tudományterületek (pl. a fizika, a kémia, a biológia, az ökológia, az ökonómia) kellően letisztult szempontrendszereire támaszkodva konkretizálni (Dévai et al. 1992b, 1992c). A holtágak medrének állapotára általában az erőteljes feliszapoltság, a növényzettel való túlzott benőttség a jellemző. A parti területek állapota a hasznosítás jellegétől és mértékétől függ. Ahol elsősorban üdülés, strandolás, vízisportolás folyik, ott az antropogén tényezők hatására a parti területek állapota az idők során leromlott. A holtágak vízforgalmát a folyók hullámterén döntően a folyó vízállás-változásai határozzák meg, míg a mentett oldalon a meteorológiai tényezők dominálnak. A holtágak helyenként és időnként a belvizekből is jelentős utánpótlódást kaphatnak. Mintegy száz magyarországi holtágnak van nagyobb belvízgyűjtő területe. Viszonylag kevés (alig félszáz) azoknak a holtágaknak a száma, amelyek – mint víztározók – be vannak kapcsolva valamelyik öntözőrendszerbe. A víz minőségét a holtágaknak csak felénél vizsgálták több-kevesebb rendszerességgel. Hozzávetőleges értékelés szerint ezek 25%-ánál a vízminőség kifejezetten rossz, 60%-ánál enyhén szennyezett a víz, s azt csupán 15%-uknál lehetett kifogástalannak minősíteni. A holtágakban leülepedett iszapot csak egy-két helyen, kivételesen, a kotrási munkák előkészítése során vizsgálták. A víz ökológiai szempontú vizsgálatát csak néhány kutatási célra kijelölt holtágnál végezték el (Pálfai 1994). A holtmedrek teljes körű felmérését László (2006) szükségesnek látja, mivel így a további sorsukat folyamatosan figyelemmel lehet kísérni. Véleménye szerint ugyanis semmilyen szempontból sem engedhető meg a holtmedrek számának csökkentése. Közismert, hogy világviszonylatban a vizes élőhelyek vannak a legnagyobb veszélyben. Ez a megállapítás hazai körülményeinkre is áll, különös tekintettel az utóbbi évek mostoha csapadékviszonyaira. Ezek nagyon erőteljesen hangsúlyozták a korábbi évtizedek túlzott vízelvezetési gyakorlatának káros következményeit, továbbá jelentősen felerősítették azokat a vízmennyiség-csökkenési tendenciákat, amelyek a folyók és csatornák erózióbázisának természetes és mesterséges lesüllyedése miatt következtek be. Ilyen körülmények között tehát sem ökológiai, sem társadalmi-gazdasági szempontból nem megengedhetőnek egyetlen holtmeder felszámolását sem. Ehelyett inkább arra kellene minden lehetséges pénzt és erőforrást mozgósítani, hogy a holtmedrek vízutánpótlása kellő mértékben biztosítható legyen. Ez a megállapítás elsősorban a mentett oldali holtmedrekre vonatkozik, de ma már sajnos nemcsak kizárólagosan. Az utóbbi évek tapasztalatai azt mutatják, hogy még nagyobb hullámtéri holtágak is képesek teljes mértékben kiszáradni a megfelelő magasságú árhullámok tartós s egyre gyakrabban előforduló elmaradása esetén. A holtmedrek sajátosságait, tulajdonságait, adatait vagy más szóval paramétereit, adatbankok rögzítik. Az adatbankok készítését az EU szorgalmazza, de részletes utasítást nem dolgoztak ki arra, hogy egy egységes, minden térségre egyforma és minden kritériumra kiterjedő, egyértelműen értékelhető legyen. Az adatbank kialakításához szükséges munkafolyamatokat a 2. ábra szemléletei Putarich (2005) alapján.

21


Adatgyűjtés

Grafikus

Statisztikai

Ökológiai körzethatárok Meteorológiai körzethatárok Belvíz-rendszer határa Talajvíz izohipszák Tulajdonviszonyok

Meteorológiai adatok Terméseredmények Belvízkárok Elöntöttség %-a Kiépítettség foka

Adatok feldolgozása

Adatok számítógépes feldolgozása

Térképek digitalizálása

A terület és a területre vonatkozó adatok egyeztetése

Digitális folttérképek szerkesztése

Felhasználás

A döntés előkészítése

Kutatás

Tervezés

Az adatok újra csoportosítása

Az integrált területekre háromdimenziós térképek szerkesztése fejlesztési javaslatokkal 2. ábra Az adatbank kialakításához szükséges munkafolyamatok (Putarich 2005)

22


2.3.2. A folyók meder és partszakasz alakulása Minden folyó mindig szállít üledéket, de ez az üledék igen különböző lehet, a legfinomabb iszaptól a tekintélyes nagyságú kövekig, vagy inkább fordítva, a tekintélyes nagyságú kövektől a legfinomabb iszapig. Attól függően ugyanis, hogy milyen a folyómeder esése, a folyó vizének különböző a mozgási energiája. Ez a mozgási energia szállítja, esetleg csak görgeti az üledéket, a hordalékot. A víz és a hordalék is súrolódik a meder falán. Ha a víz energiája viszonylag nagy, a súrlódás eredményeként a mederfal csiszolódik, megbontódik, a meder mélyül, ha viszonylag kicsi, a görgetett hordalék mozgását fékezi, majd meg is állítja. Ilyenkor a meder nem mélyül, hanem feltöltődik (Gánti 1983, 1994). A folyó bontó vagy építő tevékenységétől függően megkülönböztetünk felső-, közép- vagy alsószakasz-jelleget. Gánti (1983, 1994) a következő képen jellemzi a folyó szakasz-jellegeit: -

felsőszakasz-jelleg – a folyónak a folyóvíz esése (és így energiája is), ahol mélyíti a folyómedret, ahol a szállított hordalék többnyire kavics vagy kő, de mindenesetre nagy mennyiségű a görgetett hordalék. Hegy- és dombvidékeink időszakos vízfolyásai ilyen felsőszakasz-jellegűek. Nagyobb felsőszakasz jellegű folyónk nincs.

-

középszakasz-jelleg – nem jelenti azt, hogy a folyó itt nem végez építő vagy bontó tevékenységet, hanem, hogy e két tevékenység nagyjából kiegyenlíti egymást. Hol itt, hol ott keletkezik zátony, sziget, más részeken viszont mélyül a meder, „szakad” a part. A meder kacskaringózik (meanderezik), ide-oda vándorol, de szintje se nem süllyed, se nem emelkedik rendszeresen. Folyóink döntő többsége középszakasz-jellegű.

-

alsószakasz-jelleg – az építő tevékenység dominál; zátonyok, szigetek képződnek, a folyó több ágra szakad, deltát képez. A folyómeder szintje ilyen helyen egyre magasabbramagasabbra kerül. Eredete körül általában felsőszakasz-, torkolattáján rendszerint alsószakasz-jellegű a folyó, de ez korántsem általános szabály. A szakaszok egymást is váltogathatják a földrajzi viszonyoknak, a meder esésének és a geológiai adottságoknak megfelelően.

A folyók, így a középszakasz jellegű vízfolyások vízhozama általában ingadozó, s amikor a vízhozam akkora, hogy a meder már nem képes befogadni a megnövekedett vízmennyiséget, kiönt. Ekkor beszélünk árvízről. Az árvizek rendszeres kialakulása természetes folyamat, miként az általuk létrehozott felszínformák is, amelyek a medréből kilépő folyók hordalékszállításának sajátosságait tükrözik vissza. Az egyik jellegzetes folyamat a folyóhátképződés. Amikor a folyó kilép medréből és szétterül az ártéren, mozgási energiája hirtelen lecsökken, így szinte azonnal szállított hordaléka nagy részének lerakására kényszerül. Ily módon a folyópart mellett, a kanyarulatok külső ívénél, az alámosott partoknál környezetüknél magasabb, folyóhordalékból álló természetes gátak, folyóhátak alakulnak ki, amelyek a víz felé meredekebb, az ártér felé pedig lankásabb lejtőkkel csatlakoznak a felszínhez. Anyagukat a parti növényzet megköti. A kanyarulatok belső ívénél általában továbbra is az övzátonyok rendszere a jellegzetes formaképződmény. A folyóhátakon túl az árvízi lapályok találhatók, amelyeket áradáskor a mederből kilépő víz elönt. Ahol a folyóhátak az áradások következtében átszakadnak, ott az árvízi lapályokat durvább szemű, homokos üledékek fölhalmozása boríthatja. A lapályokon feltűnnek továbbá az egykor lefűződött meanderek is. A lapályok sokszor alig fekszenek magasabban a talajvíz tükrénél, a helyi mélyedésekben ártéri mocsarak alakulhatnak ki, amelyek sokszor az egykori meanderek mentén találhatók. Az áradás megszűntekor a víz visszaáramlik a főmederbe.

23


2.3.3. Vízfolyások fenntartó tevékenységének állapota Magyarország fekvése meghatározza a vízrajzi, vízgazdálkodási és vízrendezési adottságokat. Az ország domborzati adottságai miatt a felszíni vizek lefolyása lassú, a párolgási veszteség jelentős, amelyet a kőzetminőség, a növényborítottság, az időjárás és emberi tevékenység is befolyásolnak. Magyarország vízfolyásaink jelentős hányada határainkon kívül ered, azok vízhozamának, vízminőségének és az árvízi veszélyeztetettségének mértéke a környező, felvízi országok vízgazdálkodásától, táj- és területhasználatától függ. A felszíni vízkészlet sokévi átlagos lefolyásának 96%-a (120 milliárd m3 évenként) a szomszédos országok területéről érkezik, amely a legnagyobb folyóink vízkészleteit adja. A hazai kisvízfolyások többsége azonban Magyarország területén ered, összesített hosszuk 35.000 km. Vízháztartásuk alakulása és a vízgyűjtő összegyülekezési folyamatai könnyebben nyomon követhetők, befolyásolhatók. Ezért a vízfolyásés vízgyűjtő revitalizációs vizsgálatok és tervezések elsősorban a kisvízfolyásokra koncentrálnak. Hazánk összesített vízfolyásszakaszainak kb. 90%-án már történt valamilyen mértékű vízrendezési beavatkozás, amely jelentősen megváltoztatta a vízhálózatot. A nagy folyószabályozások és lecsapolások előtt Magyarország felszíni vízhálózata sokkal változatosabb volt, az ország közel 1/4e volt állandóan, vagy időszakosan árvízelöntésnek kitéve (Nagy 2001). A természetes állapotú patakok és ökológiai hatássávjuk morfológiai változatossága meghatározza élőviláguk elhelyezkedésének sokszínűségét is. A patakban és hatássávjában lehatárolható élőhelyek és társulások jellegzetes mozaikot alkotnak. Más és más társulásoknak adnak életteret a patakok gyorsfolyású, zuhatagos szakaszai, a kiszélesedő öblök, az anyamederhez kapcsolódó kis tavak, mocsarak. Fontos megállapítani, mely kis biotópok rehabilitálhatók könnyen és melyek azok, amelyek megóvása elengedhetetlen, mivel kialakulásuk hosszú időszakaszt vesz igénybe (Horváth 2006). A felszíni vízfolyások mentén, illetve a tavak környezetében meghatározott vízgazdálkodási területen belül a területhasználatot és az építést a vízvédelem érdekeinek kell alárendelni. A felszíni vízfolyások, patakok rendezéséről tájrehabilitációs (revitalizációs) terv alapján gondoskodni kell, a medrek mentén a fenntartás érdekében a vízmeder szerepétől függő szélességű sávot szabadon kell hagyni. A mederrendezést olyan mérnökbiológiai módszerekkel kell megoldani, hogy a jelentős környezeti értéknek tekinthető felszíni vízfolyások a város zöldfelületi rendszerének és a település „ökológiai hálózatának” jól hasznosítható részévé váljanak (Kertész 2009). A települési és a területi vízgazdálkodás több szegmense mentén (pl. a települési vízrendezés helyzete, fejlesztési irányai, lehetőségei; árvíz- és belvízvédelem; a kisvízfolyások rendezése és természetközeli állapotban tartásának lehetőségei) a Víz Keretirányelv (VKI) hazai alkalmazásával kapcsolatban számtalan kérdést hoz felszínre. Mindez ennél fogva nemcsak helyi vagy térségi, hanem igen nagyformátumú, országos – sőt a Föld antropogén hatásoknak kitett teljes felszínén megnyilvánuló – feladat (Dukay 2005). A hazai vízfolyások állandó és időszakos jellegének kimutatásával, olyan kisvízi eseményekkel, mint a vízfolyás kiszáradásának kutatásával azonban, a hazai szakemberek eddig nem foglalkoztak mélyrehatóan, pedig a téma jelentősége, mind elméleti, mind gyakorlati szempontból vitathatatlan (Konecsny et al. 2006). A szennyező források felmérésén és megszűntetésén túl az EU Víz Keretirányelve előírásainak megfelelően felülvizsgálni, és szükség esetén módosítani kell majd a jövőben a kisvízfolyás fenntartó tevékenységeink (meder- és rézsű-munkálatok, vízpart- és meder-rehabilitáció stb.) eddigi gyakorlatát is. A felszíni vizek jó ökológiai állapotának megőrzése ill. elérése érdekében kerülni kell a vízhozam-csökkenéssel és a rehabilitációhoz szükséges területek beépítésével vagy mezőgazdasági művelésével járó káros beavatkozásokat. Ennek megszervezése sem lesz könnyű az átalakulóban lévő tulajdoni és jogi környezetben. Kisvízfolyásaink jelentős hossza és a VKI-val járó megnövekedett kötelezettségeink indokolják hogy az EU fejlett országaiban alkalmazott gyakorlathoz hasonlóan, az érintett tárcák (KvVM, FVM, BM) szakhatóságain túl, az önkormányzatok és a helyi lakosság képviselőinek (intézmények, vállalkozások, társadalmi szervezetek) együttműködésével a vízgyűjtő-gazdálkodási tervek 24


részeként valósuljon meg a patakfigyelő és -megőrző hálózatok közös fejlesztése és működtetetése (Balogh 2004). Az EU Vízügyi Keretirányelv kiemelten kezeli, hogy az érintett lakosság aktív részese legyen a vízvédelemnek. A gyakorlati végrehajtás lépései hazánkban még kidolgozandók, de kis vízfolyások esetében már történtek kísérletek erre vonatkozólag. A 2000. év során megjelent EUVíz Keretirányelv három olyan dolgot hangsúlyoz, ami a kutatásoknak új lendületet adhat, így: -

Kialakulhat egy vízgyűjtőterületben gondolkodó komplex szemlélet.

-

A lakosság és a közvélemény bevonása a vizekkel kapcsolatos döntésekbe.

-

Vízminőségi oldalról közelíti meg a vizek állapotával kapcsolatos kérdéseket, és a minőség megítélésében döntő szerepet kap az ökológia. 2.3.4. A kisvízfolyás rendezés és hasznosítás szemléleti kérdései

A vízgazdálkodás valamennyi összetevőjének, így a természet adottságoknak (éghajlat, csapadék, vízfolyások, felszín alatti vizek) a vízellátás és csatornázás kérdéskörének, az árvízvédelemnek és folyószabályozásnak, továbbá az intézményrendszer kérdésének is szoros területi összefüggései vannak, ami arra a tényre vezethető vissza, hogy a víz szabályozott jelenléte minden emberi tevékenység és minden élőlény valamennyi életszakasza számára nélkülözhetetlen. Az aktív vízrendezési beavatkozással fokozatosan háttérbe szorították az élővilág életfeltételeinek, a természet, a táj egységének biztosítását. Ma egyre inkább előtérbe kerül az a társadalmi és tervezői igény, amely a rendezés során kielégítendő műszaki-gazdasági igényekkel azonos súllyal kezeli a vízfolyás és mellékének természeti és táji érdekeit. Ennek következtében a környezet orientált-tervezés és ezzel együtt az ún. revitalizációs vagy renaturációs megoldások kerülnek előtérbe. A bekövetkezett értékváltozások miatt a vízrendezési beavatkozások elsődleges célja ma: a vízminőség megőrzés, a vízháztartás, talajvízháztartás javítása, az ökológiai egyensúly megteremtése, a fajgazdagság és változatosság megteremtése, egészséges környezet és tájesztétikai érték létrehozása (Nagy 2001). Az elmúlt 200 év jelentős vízrendezési tevékenységének is köszönhető, hogy a vízfolyások ökológiai minősége jelentősen romlott. A jelenleg jelentkező ökológiai degradációnak öt fő oka van Nagy (2001) szerint: 1) A települési szennyvízkezelés még mindig lényegesen elmarad a vízellátás szintjétől, a közműolló közel 40%-os. A kisvízfolyások hígító és öntisztulási képességét már sokszorosan meghaladja a felszíni vizek, illetve a szennyvíz-beeresztésekből származó szennyezés mértéke. 2) A patakra települt szabályozatlan és helytelen vízhasználatok miatt sokszor a vízi ökoszisztéma fennmaradásához szükséges minimális vízmennyiség sem biztosított. 3) A patak menti területek hasznosítása, illetve a vízgyűjtőn jelentkező területhasználatok közvetlenül és közvetetten szennyezik a vízfolyást. Közvetlenül a patakparthoz kapcsolódó területhasználatok sok esetben nem veszik figyelembe az élővíz létét és ökológiai igényeit. 4) Jelentős a "hagyományos" patakszabályozás okozta degradáció, amely során eltűnt a patakparti növényzet természetes zonációja, a mederburkolat miatt megszűnt a kapcsolata a talajvízzel, a vízi és vízparti élőhelyek eltűntek vagy területük lecsökkent. 5) Az árvíz minél gyorsabb és akadálytalanabb levonulását biztosítása végett az árvízvédelmi gátak közé szorított keskeny árterület fenntartási munkái közé tartozik a megtelepedő fásszárú növényzet eltávolítása és a lágyszárú növényzet rendszeres kaszálása. Így az amúgy is kedvezőtlen ökológiai adottságú keskeny parti sávokban a természetes szukcesszió folyamata rendszeresen megszakad, nincs lehetőség a patakparti zonáció kialakulására. 25


Hazánk európai uniós csatlakozásával számunkra is kötelezővé vált az európai vízvédelmi irányelvek követése. Szerencsére vízfolyásaink természeti állapota kedvezőbb a nyugat-európai átlagnál, így vízminőség és az élővilág tekintetében sok esetben kedvezőbb megítélés alá esnek, mint a nyugat-európai vízfolyások, bár ez az általános nézet is újraértékelésre szorul. A terület- és településfejlesztési tervezés rendszerében nem megfelelően tükröződnek a vízgazdálkodási szempontok. A települési önkormányzati rendszer helyreállításával megnövekedett az önkormányzati döntés- és szerepvállalás súlya, ami a vízgazdálkodási célok, feladatok szétdarabolódását eredményezte. A vízügy kezdeményező és koordináló szerepét, pedig gyakran ellenérzések fogadják. A területi vízgazdálkodási tanácsok felállítása ezt a szerepkört hivatott betölteni, de sajnos valódi súlya nincs. A mai koordináció a hagyományos közigazgatási hagyományok szerint, a különböző engedélyezési eljárásokon keresztül folyik. Egy vízfolyás rendezése során sokszorosára növeli a feladatokat az a tény, hogy a vízgyűjtő általában több közigazgatási egységet érint. A komplex vízgyűjtő-gazdálkodásra irányuló törekvések lelassulnak, a bonyolult, szerteágazó és időt húzó engedélyezési eljárás miatt (Nagy 2004). Kétségtelen, hogy a kisvízfolyások fő feladata, a vízgyűjtőn belül keletkező felszíni és felszínalatti lefolyás – befogadóként összegyűjtése és lehetőleg károkozás nélküli – elvezetése. A kisvízfolyásra jellemző, hogy „élete” árhullámok sorozatából áll. Két árhullám között pedig a vízgyűjtőn tárózódott, vagy keletkező kis- és középvizek elvezetése a feladata funkciója. A már kialakult felszíni meder is állandó változásban van, amelynek legfőbb oka a vízgyűjtőről (vízmedrekből) érkező hordalék lerakódása, vagy a meder kimosódása. A változás további okai antropogén, éghajlati, florisztikai, faunisztikai stb. hatásokra vezethetők vissza. A kisvízfolyások – természetüknél fogva – élőhelyek, ahol számtalan növényi és állati élőlény találja meg életfeltételét. Olyan – emberi célok érdekében végzett – beavatkozások, mint a medertisztítás, szabályozás, ökológiai szempontból igen durva beavatkozásnak számít és számos élőlény pusztulásával, az életfeltételek nagyfokú romlásával jár. A kisvízfolyás nem csupán vízelvezető meder, csatorna, hanem fontos élőhely, fontos tájesztétikai elem. A szűken értelmezett folyóvízi ökoszisztémákat a következő tényezők határozzák meg. Horváth (2006) kidolgozott részletes anyagát alkalmaztam a munkám során, amelyben említésre kerülnek: -

az áramlások,

-

a fényviszonyok,

-

az oxigénháztartás, oldott oxigén,

-

patakok hőviszonyai. 2.3.5. Vác térségében végzett kisvízfolyás vizsgálatok

A térségnek fontos és értékes zöldfelületi adottsága maga a Duna folyam biológiailag aktív felülete (Gábor et al. 2006), valamint főleg a Duna keleti – összefüggő erdőterületekben szegényebb – oldalán, a Dunába torkolló kisvízfolyások menti zöldfelületi folyosók (Gombás-patak, Sződrákosipatak, Mogyoródi-patak, Szilas-patak, Rákos-patak, Biai-tó – Benta-patak). A Szent István Egyetem Környezetgazdálkodási Intézete által koordinált kutatócsoport több esettanulmányon keresztül vizsgálta (Bardóczyné et al. 2000, Bardóczyné 2004) a térséghez kapcsolódó patakokat, az alábbi szempontok szerint: hidrológia, vízi és vízparti növényzet, bevonatlakó kovaalgák, gerinctelen makrofauna, halfaunisztika, és mikroklíma. Fentieken túl elemezték a vízfolyás- vízgyűjtőterület összefüggéseket, és a civil szervezetek szerepét a patakokkal kapcsolatos kérdések megoldásában. Minta patakok: Morgó-patak (Börzsöny), Apátkúti-patak, (Visegrádi- hg.), Rákos-patak (Pesti-síkság, Gödöllői-dombság). A résztvevő és bekapcsolódott intézmények körét az 3. ábra mutatja be, megjegyezve, hogy a külön jelölt, bekapcsolódó résztvevők vizsgálatok végzésével (Dunakutató, Kék Forrás), ill. kiszállások megszervezésével 26


(Nyugat-magyarországi Egyetem) a téma iránti elkötelezettségből segítették a munkát, illetve kapcsolódtak a kutatáshoz. A patakokon általában nincs alapadatként használható vízhozam adatsor, így a munkálatok során a közelítő számításokat alkalmazták, amelyekben nagy szerephez jut a lefolyási tényező. Utóbbinak pontosítását a tájökológia két mutató számszerűsítésével segítheti, ezek: táji mozaikosság, illetve, tájhasználati állandóság mutatóinak számszerűsítése a vízgyűjtőterületen. A kutatócsoport vizsgálatai azt az eddig is ismert tényt támasztották alá, több tudományág nézőpontját közelítve, hogy az élőhely jelleget nagymértékben befolyásolja a patakok életébe történt emberi beavatkozás, vagyis a hemeróbia szint. Ezt próbálták számszerűsíteni a területhasználatok, a medermorfológiát alakító korábbi beavatkozások, és az ökológiai gátak súlyozott figyelembevételével.

3. ábra A komplex kutatócsoport felépítése

Dunakanyarban található kisvízfolyások közül a kiemelendő Gombás-patak Püspökszilágytól északra ered, és 17 km-es lefolyás során további patakok vizével gyarapszik. Egykori torkolata a Duna-part már a feltöltéssel eltűnt, pontosan több ágra szakadva délebbre terelődött, így biztosítva az ártéri erdő folyamatos vízellátását. A patak önmagában is fontos vizes élőhely, melynek természetvédelmi értéke csak növekedni fog, ha a szennyező források megszüntetésére és a patak természeteshez közeli állapotának visszaállítási javaslatai megvalósulnak. A Gombás-patak mentén megtalálhatók a természetes vízgyűjtő árkok, melyek évszázadok alatt alakultak ki. Ezek feladata az időszakos esőzések vizének gyűjtése és szállítása. Sok esetben figyelmen kívül hagyták (Hologon 2006) az altalaj tulajdonságaiból és a folyók, patakok vízjárásából eredő kötöttségeket. Laza hordalék altalajú patakparti területek épültek be, több helyütt pedig a magas talajvízállású, illetve agresszív talajvizes területekre emelt építmények műszaki állagát veszélyezteti az altalaj állapota. A Gombás-patak völgy- és medermorfológiai viszonyokat ért antropogén hatások bemutatásával foglalkozik Dukay (2005), melyben elemzi a vízfolyások – mint felszín-, egyúttal tájformáló erők – sajátos dinamikáját a morfológiai jellemzők, egyúttal az élővilág sokszínűsége eredményeként. A kisvízi mederre tervezéskor egyensúlyi, önfenntartó állapot alakítható ki – a vízfolyások önmaguktól is fejlődnek. A mindenkori „életet hordozó” kisvízi meder stabilitása ekkortól biztosított, s – talán leginkább belterületen – csak a nagyvízi víz- és hordalékszállítás kezelése lesz a feladat, melyre rézsűnyitás és a lokális kotrást lehetővé tevő hordalékfogó műtárgy jelenthet megoldást. 27


28

3. A MINTATERÜLET ÖKOLÓGIAI ISMERTETÉSE 3.1. DUNAKANYAR TERÜLETE 3.1.1. Földtani-domborzati viszonyok, földtani értékek Az általam kijelölt Dunakanyar szűkebb területi egységeként, valamint a közvetlenül kapcsolódó részek bemutatásakor a Hologon (2006) munkáját használtam fel, amely további részletes leírást ad a közvetetten kapcsolódó területekről, mint például a Dunazug-hegyvidéken belül a Budai-hegységen a Tétényi-fennsík, a Pilishegység medencéi, valamint a Kisalföldhöz tartozó Komárom-Esztergomi síkság szegélye. A Dunakanyar jellegzetes eleme az ősi, egymáshoz a folyó üledékeivel „tapasztott” szigetmagokból álló Szentendrei-sziget, és az azt körülfogó két Duna-ág, amely Budapest északi határánál egyesül. A terület keleti része ugyanakkor már részben az alföldi jellegeket hordozó VácPesti Dunavölgyhöz, részben a lankás, dombos, geológiai szempontból heterogén és rendkívüli ősi földtani elemeket magába foglaló Cserhát vidékhez tartozik. A Cserhát és a Dunakanyar találkozási pontján áll a Naszály mészkőtömbje. A fenti, rövid felsorolásból is kitűnik, hogy a területen jelentős szintkülönbségeket, egymástól gyakorta élesen elhatárolódó domborzati elemeket, összességében igen változatos (és látványos) domborzati viszonyok találhatóak. A Dunakanyar területe összességében bővelkedik földtani értékekben. A Pilisben, a BudaiVisegrádi-hegységben, a Naszályon összesen több mint 250 barlang található, melyek közül 13 védett. 3.1.2. Talaj, és a veszélyeztető tényezők A vizsgált Dunakanyar területi részén sokfelé találkozhatunk a lejtőhordalék- és a váztalajok több típusával. A folyók, patakok völgyében, a térség alacsony fekvésű kistájai esetében (pl. VisegrádiDunakanyar, Vác-Pesti-Duna-völgy) a különféle öntéstalajok dominálnak, de találunk üde réti és réti öntéstalajokat is. Az iszapos alapkőzetű öntéstalajok jó víznyelőképesség mellett többségükben gyenge víztartó képességűek. A homokon kialakult talajokra mindkét tulajdonság még fokozottabban jellemző. A homokos talajok humusztartalma alacsony, az öntés réti talajoké valamivel magasabb, kémhatásuk enyhén lúgos. A réti talajok átlagosan 3-6 % humusztartalmúak. Talajgazdálkodási szempontból összefoglalva a térség területének zömén jó és közepes víznyelő képességű és vízvezető képességű, közepes vízraktározású, közepes vízgazdálkodású, erózióra hajlamos, közepes humusztartalmú talajok találhatók (4. ábra). Aranykorona érték szerint a Dunakanyar területének mintegy harmada tartozik abba a kategóriába (17
29

3. fejezet – A Dunakanyar ökológiai ismertetése

4. ábra Talajfajták a vizsgált területen (GATE KTI 1999)

Hazánkban a szélerózióval veszélyeztetett területek nagysága kb. 1,4 millió ha. A szélerózió a térségben elsősorban Sződliget és Vác egyes részeit, valamint a terület nyugati határában elterülő dombvidéket érinti. Speciális veszélyeztető tényező a talaj szerkezetének romlása. Jellemzően a nehézgépekkel, kedvezőtlen állapotú (túl száraz vagy túl nedves) talajon végzett mezőgazdasági munkák, illetve állatok általi túlzott mértékű taposás hatására következik be: az addig jó szerkezetű, morzsalékos talaj szerkezetét veszti, elporosodik. A Dunakanyar területén a szuburbanizációs folyamatokkal és az infrastruktúra fejlesztésével számos területen nem csak az élővilág tűnik el, hanem nehezen vagy egyáltalán nem visszafordítható talajtömörödés következik be. A káros folyamatot nem feltétlenül ellensúlyozza, hogy a vonatkozó jogszabályok értelmében ezeken a területeken a termőréteget külön gyűjtik, megőrzik (a sokáig deponált talaj termőképessége nagyon lecsökken). A talajgazdálkodás a gyakorlatban még mindig túlságosan „nagyvonalú”. Sokszor fordul elő, hogy gondatlanság miatt a termőréteg az altalajjal, vagy építési törmelékkel, meddővel keveredik, így értékét veszti, esetleg végleges deponálásra kerül, ahol többet nem talajként kezelik. Különösen jellemző ez a bányaterületekre (pl. sejcei mészkőbánya, váci kavicsbányatavak). A bányászat talajokat veszélyeztető hatása arányaiban jelentősnek mondható, ami egyrészt nagyszámú külszíni bányának, másrészt a bányaterületek körüli domborzati adottságoknak köszönhető. További probléma, hogy a lakó- és üdülőterületi beépítés terjeszkedésekor sok esetben figyelmen kívül hagyták az altalaj tulajdonságaiból és a folyók, patakok vízjárásából eredő kötöttségeket. Laza hordalék altalajú patakparti területek épültek be (pl. Vác, Gombás-patak völgye), több helyütt pedig a magas talajvízállású, illetve agresszív talajvizes területekre emelt építmények műszaki állagát veszélyezteti az altalaj állapota. Az illegális hulladéklerakás okozta környezeti kockázat felmérhetetlen. Szinte minden település határban létezik kisebb-nagyobb illegális hulladéklerakó, ezt országos felmérések (Tájsebészet Program) és helyi kezdeményezések (Magosfa Alapítvány: Tiszta Egészséges Ipoly mentéért szennyezőforrás-felmérési és felszámolási program) egyaránt bizonyítják.

30


3.1.3. Levegő, és a minőségét befolyásoló tényezők A levegőtisztaság-védelmi helyzetet alapvetően a mért légszennyezőanyagok koncentrációjából és a védett, védendő „értékek” expozíciójából kiindulva lehet megítélni. A legveszélyesebb szennyező források a közlekedési, valamint az energiatermelő és szolgáltató ágazat. A lakossági eredetű légszennyezés az év fűtési időszakában néhány, korszerűtlen fűtésrendszerek által dominált településén lehet jelentős. A vizsgálati területen belül a jelentős agglomerációval bíró Dunakeszi – Vác térsége a legszennyezettebb. A levegőszennyezettség jellege és mértéke a RIV mérőhálózat adatai, valamint korábbi vizsgálatok eredményei alapján ismerhetőek meg. Az egyedi mérések és a váci állandó állomás adatai alapján az egyik legszennyezettebb hely Vác. A településen egyaránt gondot okoz az ipari tevékenység, valamint a közlekedési eredetű szennyezés. A városban a kéndioxid is nagyobb mennyiségben van jelen, mint máshol. A RIV hálózat mérőpontjain mért értékek szerint nitrogén-dioxid imisszió terén a legjelentősebb határérték túllépés Vácott található. A nitrogén-dioxid és a por koncentrációja többször meghaladja a határértékeket. A szálló por imisszió a város területén gyakorlatilag egész évben határérték feletti. A fűtési félév szennyezettebb, a por főként a Duna – Dráva Cementművekből érkezik. A közlekedés – elsősorban a közúti közlekedés – szempontjából a leginkább konfliktusos helynek a települések forgalmas átkelési szakaszai és a városok belső főforgalmi útjai tekinthetők. Bár a közlekedéssel szoros összefüggésben állnak, a nitrogén-oxidok, az ózon és a benzol és a szénmonoxid koncentrációja, azonban ennek mért értékei nem számottevőek a településen. A Dunakanyar egyéb területein minden vizsgált szennyező anyag esetében a határérték alatti kategóriák vonatkoznak. A Dunakanyar levegője ennek megfelelően általában kiváló minősítésű, határérték-túllépés a téli hónapokban, nitrogén-dioxid kapcsán fordul elő nagyon (Pápay et al. 2006) (5. ábra).

5. ábra Légszennyezettségi zónák fajtáji a vizsgált Dunakanyar területének kiemelésével (Komárom – Tatabánya – Esztergom zóna, illetve a Budapest és környéke légszennyezettségi agglomeráció) (Hologon 2006)

3.1.4. Felszíni- és felszín alatti vizek, és a befolyásoló tényezők A Dunakanyar fenntartható fejlesztési stratégiája során kulcsfontosságú természeti erőforrásnak tekinthető a helyrajzi „nevet adó” nemzetközi víz, a Duna folyam. Míg a Dunát majdnem mindegyik fejlesztési területen figyelembe kell venni, addig a terület másik meghatározó vízfolyása, az Ipoly folyó szinte kizárólag a természeti értékekre alapozott fejlesztésben játszhat fontos szerepet. Ennek okát elsősorban a Duna méretéből következő nemzetközi jelentőségében kell 31


keresni, mellette, mint Magyarország legnagyobb vízkészletű felszíni vízfolyása (2.362 m2/s átlagos vízhozammal) mellett eltörpül az Ipoly. A Duna vízjárását elsősorban az Alpok és részben a Kárpátok természeti hatásai befolyásolják. A vízszállítás évi változása elsősorban ezen hatások függvénye. Ennek megfelelően beszélhetünk hagyományosan júniusi maximumról és novemberi minimumról, melyek időben az éghajlatváltozás miatt látványosan eltolódtak. Ezek mellett kirajzolódik egy sokkal gyengébb decemberi másodmaximum is amelynek hátterében a kisebb vízfolyások hatása áll. A folyóvizek minősége változó, a Duna vize általában tűrhető minőségű (III-as kategória), de a jobb parti, Komárom-Esztergom megyei kisvízfolyások nagyon szennyezettek (IV-es, V-ös, azaz erősen szennyezett osztályba tartoznak). A Duna oxigéntelítettségi értéke Komáromtól Esztergomig emelkedik, majd átmenetileg csökken. A nitrogén formák koncentrációiban téli csúcs figyelhető meg, a tápanyagterhelés összességében közepesnek mondható. A fürdőzés szempontjából különösen fontos mikrobiológiai szempontból a víz hosszú évek óta folyamatosan mindenhol szennyezettnek minősíthető (nyáron általában IV. osztály), ezért fürdőzésre nem ajánlott (6. ábra).

6. ábra A Dunakanyar területén az oxigén háztartás szerint a Duna állapota (Licskó és Szilágyi 2008) (I. Osztály, II. Osztály, III. Osztály, IV. Osztály, V. Osztály)

A Duna állapotát leginkább a jövőbeni közlekedési fejlesztések kedvezőtlen környezeti hatásai ronthatják. További fontos hatást gyakorolhatnak a felszíni vizekre a nem megfelelő ipari szennyvíztisztítási technológiát alkalmazó ipari üzemekből a környező felszíni vízfolyásokba bocsátott, illetve ezen létesítményekben bekövetkező havária események hatására a környezetbe kijutott szennyezőanyagok. A Dunakanyar területén a felszíni vizekbe jutott szennyezőanyagok a fő vízgyűjtőbe, a Dunába kerülnek, nem csupán a víz természetes élővilágát, hanem végső soron a partiszűrésű kutak szennyezése révén az ivóvízkészletet veszélyeztetve. A Duna mellett a terület bővelkedik kisebb, erősen ingadozó vízellátottságú és sokszor rossz vízminőségű kisvízfolyásokban, patakokban. A Dunába ömlő patakok közös jellemzője, hogy vízhozamuk néhány óra alatt többszörösére növekedhet hirtelen nagy esőzések, illetve tavaszi hóolvadás alkalmával. Példaként érdemes megemlíteni a Morgó-patakot, Gombás-patakot, amely teljes hosszát tekintve jelentős vízfolyásnak tekinthető, azonban egyes szakaszai a többi kisvízfolyáshoz hasonlóan ingadozó vízjárású, alapvetően alacsony vízállású. Állóvizek tekintetében meglehetősen szegényes a terület, jellemző méret a néhány 10 hektár, hasznosításukban egyre nagyobb szerepet kapnak a rekreációs, és a horgászati célok. A kis kiterjedésű, jellemzően bányászati tevékenység, anyagkitermelés során keletkezett, visszamaradt talajvíz tavak részben magán-, részben önkormányzati tulajdonban állnak. Emellett még a területen patak elgátlással, vízvisszatartással keletkezett, részben víztárózási, részben horgász-rekreációs célú kisebb tavakat találhatunk. A tavak vízminőségének megőrzése szinte mindenhol komoly akadályát jelenti a tervezett (vagy néhol spontán kialakult/kialakuló intenzívebb hasznosításnak. A gyorsan felmelegedő tavakba a környező mezőgazdasági területekről elegendő tápanyag jut ahhoz, hogy az eutrofizációs folyamatok rekreációs célokra alkalmatlanná tegyék a víztesteket (példa erre Vác). 32


A Duna, az Ipoly és néhány jelentősebb patak esetében a kezelési feladatokat az illetékes vízügyi igazgatóságok látják el. A kisebb felszíni vízfolyások túlnyomó többsége általában önkormányzati kezelésben áll. A talajvíz állapota szempontjából a Dunakanyar területén lévő települések kevés kivételével érzékeny, vagy fokozottan érzékeny felszín alatti vízminőség-védelmi területnek, nagyobb hányaduk pedig kiemelten érzékeny felszín alatti területnek minősül. Kémiai jellegüket illetően a területen találhatunk ivóvíz minőségűeket, ásvány illetve gyógyvizeket is. Az egyéb felszín alatti vízkészletek és előfordulások az előzőekhez képest kisebb jelentőségűek, de döntően az ún. ex lege védettség alá esnek. A Vác területén helyi jelentőségű (Bíró 2000), kis és ingadozó hozamú források fakadnak (7. ábra).

7. ábra Felszín alatti vizek fajtái a vizsgált Dunakanyar területének kiemelésével. 1. érzékeny, 2. fokozottan érzékeny, 3. kiemelten érzékeny (csíkos) és 4. kevésbé érzékeny (fehér) (Hologon 2006)

A talajra és felszín alatti vizekre (8. ábra) elsősorban a nem megfelelően működő szennyvíztisztító művek illetve a csatornahálózatra nem csatlakozott és zárt szennyvíztározóval nem rendelkező háztartások, valamint a nem megfelelő mezőgazdasági gyakorlat (túlzott vagy nem megfelelő vegyszer és műtrágya használat) jelentik.

8. ábra Felszín alatti vizek állapotának érzékenységi jelleg szerinti kategóriák jelölés fajtáji a vizsgált Dunakanyar területének kiemelésével. 1. vízbázisvédelmi, 2. felszíni karszt, 3. fő vízadó 100m mélységen belül / talajvizek, 4. kevésbé érzékeny terület (Hologon 2006)

33


A felszín alatti vizek szennyezettségét túlnyomó részben a nitrát koncentrációjának növekedése jelenti. A nitrátosodást leginkább okozó ismert tényezők (csatornázatlanság, hulladéklerakás, mezőgazdaság stb.) mellett a légkörből kiülepedő nitrát szennyező hatásával is számolni kell. A műtrágyázás és a szervestrágya-felhasználás csökkenése mérsékelte a felszín alatti vizek nitrát terhelését (Bulla 2004). 3.1.5. Természeti értékek, és a veszélyeztető tényezők A Dunakanyar természeti értékeire értelemszerűen elsősorban a Duna folyó volt hatással. A Dunakanyar területének egyik „legértékesebb” természeti erőforrása a viszonylag magas borítottságban található természetközeli növénytakaró. Az eredendően erdőterületeken az őshonos fajokból álló lombhullató erdők magas arányban ma is megtalálhatók. A vizes élőhelyek, mocsarak, lápok elsősorban a nagy folyók ártereihez kötődnek, az egyéb nagy növényzeti egységekben zárványszerűen létrejött, egyedi képződményekből eredetileg is kevesebb volt a térségben, ezekből is már csak kicsiny maradványok lelhetők fel. A térség fontos természeti erőforrása a jó minőségű erdő. A Dunakanyar területének erdősültségére az adminisztratív határok elcsúszása miatt pontos adatokkal nem rendelkezik, de az országos mértéket 2004-ben 19,8% (FVM 2004) jelentősen meghaladja. A fafaj-összetétel szintén kedvezőbb képet mutat az országosnál, mert az őshonos, lombos fajok aránya jelentős. Mindamellett gazdálkodási szükségszerűségek miatt az utóbbi évtizedekben még a védett területeken belül is emelkedett az alacsony vágásfordulójú, tájidegen fafajok aránya. Az erdők jellemzően hatalmas, gyakorlatilag összefüggő tömbökbe tömörülnek, ami komplex értéküket (természetvédelmi, rekreációs jelentőségük, levegőminőségre és mikroklímára gyakorolt hatásuk alapján) jelentősen növeli. A nagyobb erdőterületek döntő része a hegyvidéki területeken található, arányaiban kis kiterjedésükhöz képest kiemelkedően fontosak még az ártéri erdők. Legfontosabb erdőtársulások a tölgyesek, a cseres tölgyes, a bükkös, a fenyő, az akác és a gyertyán. A Dunakanyar területe természetvédelmi szempontból kiemelten értékes és érzékeny területeket foglal magában. A különböző védettségi kategóriák közül a programozási területen megtalálható minden hazai védelmi kategória a nemzeti parktól a tájvédelmi körzeteken át a helyi védett területekig. Emellett ki vannak jelölve jelentős kiterjedésben Natura 2000 területek is (9-10. ábra).

9. ábra A védett területek térképi ábrázolása a vizsgált Dunakanyar területének kiemelésével (Natura 2000 hálózat Madárvédelmi és Élőhely-megőrzési Területei, a nemzeti parki törzsterületek, a tájvédelmi körzetek, az országos szintű védettséget élvező természetvédelmi területek, a helyi védett területek, az ún. ex lege területek és a Nemzeti Ökológiai Hálózat térségi elemeinek összesített, egymással részben átfedésben lévő területe) (Hologon 2006)

34


10. ábra

A Natura 2000-nek a Szentendrei-sziget és Duna menti területe (DINP 2009)

A legfontosabb természeti értékek a Dunához (valamint annak árteréhez és szigeteihez, valamint a kiterjedt, főképp őshonos fajokból álló erdőkhöz köthetők. A nagyszámú természeti érték bemutatására az évről évre gyarapodó tanösvények és természetvédelmi, erdészeti bemutatóhelyek, információs központok hálózata szolgál. A természeti értékek napjainkban hatalmas nyomás nehezedik. A szuburbanizáció, az újabb és újabb zöldterületek beépítésével járó fejlesztések néhány helyen még mindig közvetlenül is megsemmisüléssel fenyegetnek védett természeti értékeket. A védett területeket körülvevő, fennmaradásukban hosszabb távon nélkülözhetetlen ún. pufferterületek területhasználata szinte mindenhol csak névleg alkalmas a káros hatások kivédésére. Ez a folyamat országos szinten is a legszembetűnőbben a budapesti agglomeráció településein érzékelhető. A fenyegetést a természetvédelmi szempontból kevésbé értékes, peremkerületi részek látnivalóinak feltárásával igyekeznek ellensúlyozni a hatóságok. Érzékeny kérdésnek tekinthetjük a – főként technikai – sportokat, szabadidős tevékenységeket (pl. az ún. quadozás, hósikló, krosszmotorozás, de a megegyezések ellenére még mindig ide tartozik a hegyi kerékpározás és a siklóernyőzés), melyek népszerűsége növekszik, és teljes mértékben idegenek a védett területek kívánatos fenntartható használatától. A gyorsan mozgó járművek amellett, hogy sokszor a legféltettebb, fokozottan védett területekre is eljutnak, az erdőtulajdonosoknak is károkat okoznak, a kirándulókat, pihenni vágyókat zavarják, gyakran épségükben fenyegetik. A védett növények – gyakran üzletszerű – gyűjtése is tetemes károkat okoz egy-egy kisebb populációban (pl. pilisi len). A védett területen elhelyezkedő erdőkben (is) gyakori az illegális fakitermelés. Az erdőfelügyelet és a természetvédelem lényegében azonos érdekekből fakadó együttműködése révén kell biztosítani a tartamosságot, az erdők közjóléti és védelmi rendeltetését és a gazdaságos működést. A térségben több helyre telepített fekete fenyvesek, akácosok és a folyóparti nyárasok az őshonos növények konkurensei, sajátos, a természetestől eltérő (szegényesebb) flórával és faunával. A természetes vadeltartó képességet meghaladó vadlétszám az erdővagyon értéknövekedését, a tartamos erdőgazdálkodást gátolja, a természeti értékek fennmaradását veszélyezteti. Egyes területeken (pl. Gombás-patak, Morgó-patak mente) az intenzív mezőgazdasági használatból eredő környezetterhelés károsítja az élővilágot: a túlzott műtrágyahasználat a vizek nitrátosodását és pH-változását okozza, amit egyes érzékenyebb növényés állatfajok nem tudnak elviselni.

35


3.2. VÁC TERÜLETE 3.2.1. A váci mintaterülethez kapcsolódó természettudományi munkák Vácott született, és itt kezdte munkásságát Mihálka Antal (1810-1867) természettudományi és földtani író, természetrajztanár. Publikációi közül az egyik legjelentősebb “Növénytan” (1852) címmel látott napvilágot, amely 300 fametszetet is tartalmazott. Ez a mű később több átdolgozott kiadásban is megjelent. Földtani, valamint földismereti vizsgálatainak eredményeit több könyvében (1851, 1862, 1864, 1865) publikálta. Részletesen foglalkozik Vác fekvésével, hegyeivel, vizeivel, éghajlatával, talaj minőségével és földtani alaktanával Karcsú Antal Arzén (1827-1889) kilenckötetes “Vácz város története” (1880-1886) című művében, amelynek tematikája és összegzésének módszere a korszakát is megelőzi. Szintén Vác szülöttje Gánti Tibor (1933-2009), aki az elméleti biológia professzoraként elsősorban az élet mibenlétének, keletkezésének kutatásával foglalkozott, és elkötelezett munkása volt az élővilág megőrzéséért folytatott küzdelmeknek. 16 önálló tudományos műve jelent meg különböző nyelveken, néhányuk több kiadást is megélt. A tudományos ismeretterjesztés is természetes közege volt, számtalan kiadvány, cikk, tanulmány tanúskodik erről. A vizekkel, erdőkkel, mezők élőlényeivel való tapasztalatairól, megfigyeléseiről és következtetéseiről számol be két művében az “Eltűnő szigetek” (1983) és a “Váci eltűnő szigetek” (1994) címmel. Szenvedéllyel ír az általa nagyon szeretett váci környezet romlásáról és felhívja a figyelmet a megfelelő környezetvédelem jelentőségére. Egy interjúban maga vallotta, hogy tudományos érdeklődésének minden hajszálere a váci tájba gyökerezik. Utolsó éveiben érdeklődéssel foglalkoztatták az urbanisztika kérdései, a környezet szépségének és az épített környezet sebeinek ellentmondásai. Legutolsó műve a „Természet kebelén” (2009) címmel jelent meg, amelyben nem nélkülözi a kemény kritikát a tudomány, a környezetvédelem, de akár a politika irányában sem. A Váci Polgármesteri Hivatal közreműködésével az elmúlt évtizedben több olyan munka jelent meg, amely kapcsolódik a környezet- és természetvédelemhez (Illyés 1997, 2000, 2001, Aragon-Art 2005, Kiss 2009). A váci Liget állapotfelméréséről a Budapesti Corvinus Egyetem Tájvédelemi és Tájrehabilitációs Tanszéke készített tanulmányt, amely mellékletként tartalmaz több térképet és táblázatot, például a fafelmérésekről is. Maga a vizsgálat 1993-ban készült, de 2000-ben és 2005ben aktualizálták (Melléklet 4. – 4-5. Térkép). Munkámhoz a legutóbbi változatott használtam. A váci Liget vízrendszerének ökológia problémájával és a lehetséges rehabilitációjával több tanulmány foglalkozott az elmúlt évtized alatt. Készült olyan munka, amely csak érintőlegesen foglalkozik a Liget vízrendszerének problémáival, valamint a javasolt beavatkozásaival (Bíró 2000, Szilágyi 1992, Dukay 2000, Kertész 2009), de készült olyan tanulmány is, ahol a Liget vízrendszerének a problémái és a rehabilitációjának lehetőségei kerültek előtérbe (Illyés 2005, Horváth 1998, 1999). A Ligeti-tó és a források vízének minőségéről, összetételéről Horváth (1998, 1999) készített vizsgálatokat. A kilencvenes években a Gombás-patak vizsgálata során arra a következtetésre jutottak az adatokból, hogy az egyes kémiai összetevők mennyisége eléri, esetenként túllépi az előírásokban feltüntetett, tűrhető határértéket (Szilágyi 1992, 1994, Réti 1997). Az elmúlt évtizedben a Gombás-patakról több állapotára utaló tanulmány készült (Horváth 1998, 1999, Bíró 2005, Illyés 2005). Egyes tervezetekben, tanulmányokban a felhasznált vizsgálati adatsorokat az ENVICOM és a Közép Duna-völgyi Környezetvédelmi Felügyelőség bocsátotta ki. Az ENVICOM vizsgálati tanulmányának nem volt célja, a térség élővilágának taxonómiai felmérését elkészíteni, ezért a kérdéskört csak annyiban érinti, amennyiben a fajok társulások és életközösségek valamilyen szempontjából lényegesek a vizsgált terület szempontjából. A területen élő állat- és növényfajokról Bakó et al. (2002) és Réti (1997) készített részletes tanulmányt.

36


3.2.2. Fekvése és domborzata Vác városa a Dunakanyarban, a Duna bal partján Budapesttől 30 km-re északra fekszik, ahol a Pesti-síkság az Északi-középhegység délnyugati nyúlványaival, a Nyugati-Cserháttal, annak is legnyugatibb röghegyével, a Naszállyal találkozik. A váci térszínen három természetföldrajzi táj – az Északi-középhegység, az Alföldhöz tartozó Duna – Tisza köze, valamint az e kettő közötti átmenetet képező Gödöllői dombság – találkozik. A város jelenlegi szerkezetének kialakulásában a kiemelt összetevők közé sorolhatók: a földrajzi tényezők (elsősorban a Duna), a történelmi, kultúrtörténeti sajátosságok (püspökségi központ), valamint a közlekedési és kereskedelmi jelentőség. 3.2.3. Éghajlati tényezők Vác éghajlatának mindig jelentős szerepe volt az itt lakó emberek életében, egyrészről a mezőgazdaság, másrészről pedig a víz,- a szél,- és a hőmérséklet-ingadozás okozta természeti károk megelőzése miatt. Az éghajlat jellemzését Karcsú (1880) a következő képen írja le: „E város levegője, átalán véve, tiszta és egészséges, mit a sok szüntelen mozgásban lévő vizek, erdők és szőlőkkel boritott hegyek, a gyakorta lengedező felső vidéki szelek eszközlik. Az északi dühös szelek romboló hatása ellen a szőlőket és a várost meglehetősen védik a Naszál s ennek alján terülő kisebb hegyek; de a nyugat és észak közötti nyiláson Váczra berohanó erős hideg szelek a szőlőkben nem ritkán károkat okoznak és azért bosszantják a lakosokat. Ugyanez okozza, hogy Váczott napjában a légmérséklet többször változik; hogy a nappali meleg és esti hives idő közt nincs meg a kellő arány, és itt érezhetőleg mindig hivesebb van, mint a nem messze fekvő hegységekben. Azt tapasztalhatni itt, hogy 2-3 fokkal mindig nagyobb a hideg mint Buda-Pesten. Ez annak a jele, hogy itt a lég sürübb, tisztább és ruganyosabb, mint amott. A levegőnek nedves vagy száraz voltát a Naszályhegy, mint valami időjós, jelzi, t. i.: -

ha nedves a levegő, füstös és erősen gőzöl a hegy; ha ennek tetejét a köd és gőz eltakarja, bizonyosan eső támad Vácz körül;

-

ha a hegyen sokáig megmarad a köd, az eső tartós lesz;

-

ha a szél lefelé hajtja a ködöt, kitisztul az idő;

-

ha felhős időben semmi gőzt nem bocsát a hegy, nem lesz eső;

-

ha nyugatról, vagy észak felől jő Vácznak a mennydörgés, nem félhetnek a város lakói, mert a Vértes és Naszál egészén elveszik mérgét. Ugyan e hegyek miatt igen ritkán jő nagy eső azon részekről Váczra, és ha kelet vagy dél felől jönnek a felhők, kiöntik ezek magukat Vácz tájékán a hegyek alatt.”

Az elmúlt években készült felmérések, tanulmányok alapján a következő éghajlati tényezők és adatok jellemzik Vác területét: Napfény és léghőmérséklet – A hegyvidéki és síksági tájak érintkezési vonalán fekvő város éghajlatában nagyobb részt a Pesti-síkságra jellemző vonások érvényesülnek, a hegyvidéki hatás főleg a nyári hőmérsékleti értékek mérséklésében jelentkezik. Fontos tényezője a város klímájának a napsütéstartam, amelynek évi 1950 – 2000 óra között váltakozó összege inkább az alföldi értékekhez közelít. Az évi középhőmérséklet (a hegyvidéki hatásra) +9 – 9,5ºC, a januári középérték -2ºC, a júliusi középérték pedig +20ºC körül alakul. Március eleje és május közepe között gyakran jelentkeznek késői fagyok. Csapadék –Az évi csapadékmennyiség 550 – 600 mm között ingadozik, ez körülbelül megfelel a Pesti-síkságon, a Mezőföldön, vagy az Északi-középhegység medencéiben uralkodó viszonyoknak. A csapadékos napok száma, amelyeken legalább 1 mm csapadék hull, évente 90 felett van. 37


Széljárás – Az uralkodó szélirány a nyugati, a fő szélcsatorna a Duna völgye. A domináns ÉNy-i szél miatt a város északi részén a Duna-parton tisztább a levegő, mint a belvárosban vagy a déli részén. Az üzemek kibocsátásának következtében a város légtere jelentősen szennyezett. A 2/B főút és a belváros forgalma miatt az utak környékén a levegő minősége rossz, szennyezettsége esetenként meghaladja az egészségügyi határértéket. Makroklíma – Vác domborzati elhelyezkedése meghatározó a térség makroklímájának alakulásában. A település terjeszkedésének elsődleges gátjai a Duna folyó, a vele párhuzamosan elhelyezkedő Naszály hegy és kisebb vonulatai. Így a város egy ÉNY-DK irányultságú völgyvonulatba helyezkedik el. 3.2.4. A váci Duna-partszakaszának alakulása és védelme A Duna nyomvonalát évezredeken át szabadon változtatta. A római limes őrtornyai – Gánti (1983, 1994) szerint is – mégis azt bizonyítják, hogy a főmeder az utóbbi kétezer évben Vác környékén alapvetően nem sokat módosult. Ezzel ellentétben a folyópart, ami minden korban tükrözi az ember jelenlétét, annál többet változott. A partok alakítása más az őskorban, a folyót kísérő erdők ritkításával megkezdődött. A védelem, a hírek fényjelekkel történő továbbítása a római korban szabad kilátást igényelt (Illyés 2000). A Duna állandóan változó – épülő és pusztuló – partvonalát egykori galériaerdők és ártéri társulások természetes módon kísérték. A Duna mellé épült települt városnak azonban – közlekedés, áruszállítás, kézműves tevékenység, gabonaőrlés, halászat céljára – szabad partvonalra volt szüksége, ezért hosszú szakaszon kiirtotta az erdőket. Ez a tájkép, a ligetesen fás, homokos, kavicsos partok és a sűrű erdővel borított szigetek, csak e század ötvenes éveiben kezdett megváltozni (Illyés 1997). A Duna medre és partszakasza a szabályozások következtében jelentős változásokon ment keresztül, amely jól látható a különböző korszakokban és a közelmúltban készült térképek összehasonlításakor (11-12. ábra; Melléklet 4. – 2-3. térkép).

11. ábra

A Dunakanyar, a Szentendrei-sziget és Vác Marsigli 1726-os Duna-térképén (Horváth 2009)

38


12. ábra

Az egykori Vác (Waitzen) elhelyezkedése 1880-as térképen (Horváth 2009)

A régi metszetek és több térkép is azt az érzetet kelti, mintha a Duna fő sodra a váci Vár alatt hömpölyögne. Egy biztos, ellentétben a mai állapottal, a Vár alatt a víz mindig is jelen volt, mégpedig – Vác belvárosi részéhez hasonlóan – meghatározó közelségben. Az 1923-as térkép szerint a Duna meder még közvetlenül a Vár alatt húzódik. A II. világháború utáni katonai felmérésen (1959/60) a Vár előtti területen és attól északra – a jelenlegi Duna part vonalában – egy hosszú földnyelvvel és egy dél felőli gáttal lezárt öböl látható. A területtől délre, a patak beömlésénél feltételezhető a spontán eliszaposodás, de a Vár előtti jelenlegi partvonal kialakulása a ’70-es években történt mesterséges feltöltésnek köszönhető. A feltöltés építési törmelékből és ismeretlen eredetű egyéb hulladékokból áll, s magas vízálláskor még ma is megfigyelhető a környezetkárosító anyagok (olaj) kimosódása (13-14. ábra) (Pálfy et al. 2008).

13. ábra

1923-as katonai térkép (Pálfy et al. 2008)

39


14. ábra

15. ábra

1959-60-as katonai térkép (Pálfy et al. 2008)

1993-as térkép a váci Duna-partszakaszáról (Urbanitás 1993)

Gánti (1983, 1994) munkájában szintén leírja, hogyan változott a háború után az intenzív folyószabályozás hatására a váci Duna-szakasz. Miszerint, sikerült elérni, hogy a meder kimélyült, s a hajók már nem futnak olyan könnyen zátonyra, mint azelőtt. Viszont ennek a Duna-szabályozó tevékenységnek egyik eredménye, hogy a Vác körüli Duna-szakasz minden szigete meghalt az elmúlt ötven évben. Ennek példája az Égető-sziget, amely még az Urbanitás 1993-as térképén is különálló szigetként van feltüntetve (15. ábra), ellenben a mai Google térkép ábrázolásával (Melléklet 4. – 2-3. térkép), ahol a sziget már szinte beleolvad a partszakaszba. A torkolattól a forrásig történő szabályozással új korszak kezdődött a folyó életében. A váci szakaszon a hajózásnak megfelelő vízszint folyamatos biztosítása érdekében a szigeteken lévő 40


mellékágakat gáttal zárták el, a Szentendrei-szigetre sarkantyúkat, a korzó elé párhuzamművet építettek. A beavatkozások következtében folyamatosan töltődő partok és a romló vízminőség miatt a víz közvetlen használata nagymértékben csökkent. Ezzel szemben jelentősen megnövekedett a város vízigénye és szennyvízterhelése. Megsokasodtak a folyóval kapcsolatos rendelkezések, szabályozások, egyes környezetvédelmi határértékeket nemzetközi megállapodások rögzítették. Teret nyert a természetvédelem, a környezeti nevelés gondolata is. Az újjászületett partokon fejlődő galériaerdőt tanösvény tárja fel Vácott (Illyés 2000). A szigetek keletkezéséről és eltűnéséről a váci partszakasszal kapcsolatban Gánti (1983, 1994) a következőket írja: „A szigetek születnek, növekednek, élnek, vándorolnak, végül elpusztulnak. Ebbe a folyamatba manapság sokszor az ember is beavatkozik. No, nem annyira a szigetek vándorlásába, ami egyébként is igen lassú folyamat. Amely abból áll, hogy a sodrástól görgetett hordalék feltolódik a sziget csúcsánál, s ott egy – rendszerint hosszú – földnyelvet, zátonyt alakít ki. Így az „orrnál” folyamatosan hozzáadódik egy kevés a szigethez, s ezt a feltöltött részt lassan birokba veszi a növényzet. A sziget végénél viszont a sodor rendszerint elmossa a partot, ott állandóan rövidül. Jól látni ezt a növényzeten. A sziget orránál a fákat egy „bokorpajzs” öleli körül, mintha egy bokros sapkát húzott volna magára a sziget folyásirányból. Az, hogy itt csak bokrok vannak, a szigetcsúcs fiatalságának a jele. A sziget alsó végén épp az ellenkezőjét láthatjuk: hatalmas fák nyúlnak a víz fölé, sőt gyökerüket félig alámosta a víz, esetleg meg is billentek vagy már vele is dőltek a vízbe.” A váci partszakaszon található szigetek, félszigetek részletes bemutatása, védelmi szempontok alapján Illyés (1997) munkájában a következő: Kompkötő-sziget – A szárazföldhöz mint egy köldökzsinór, csak egy keskeny kőág köti. A finom homokból álló szigetet öreg nyárfák, fűzek, a feltöltődési folyamatokra jellemző hullámos terepfelszín és gazdag madárvilág jellemzi. Erdejében fülemile, erdei szürkebegy, ökörszem fészkel, míg holtágaknak madarai között megtalálható a nagy kócsag, a szürke gém, de a berki tücsökmadár, a kerti geze és kerti poszáta is. Országosan védett terület, a Duna – Ipoly Nemzeti Park része. Buki-sziget – Félsziget, amelyet egyre vastagodó földnyelv köt össze a parttal. A szárazföld felé néző partszakaszon széles, sekély nádas, míg a Dunáról, öreg fűzfákkal szegélyezett természetes partja tárul a szemünk elé. Égető-sziget – Félsziget, vagy inkább földnyelv. A feltöltődési folyamat itt a legelőrehaladottabb a szigetek között, ahol a mocsaras holtág csak a magas vízállások idején öblítődik át. Különösen szeretik e területet a sekély vizek gázlómadarai: a szürke gém, a bakcsó, a fehér gólya, a nagy és a kis kócsag. Az öreg puhafás ligeteket is értékes fészkelőközösségek lakják. A sziget folyam felőli oldala kitűnő csónakkikötő és sátorozóhely. A Tímár-rét – Teljes mértékben a szárazfölddel összenőtt sziget, melynek feltöltődött holtágát nádas, fűzes sáv jelzi. Az árterületek kaszálással létrehozott, egykor jellegzetes tájképét őrzi ma is ez a nedves rét. Sajnos a múlt században még sok értékes növénytől pompázó nedves kaszálórét mára a talajvízszint csökkenése és a nyárfatelepítések következtében növényfajokban elszegényedett. A vándormadarak pihenése és a vízimadarak fészkelése szempontjából igen fontos terület. 3.2.5. Természet és tájvédelem Vácon hét önkormányzat által védelem alatt álló terület van: a váci Liget, a Naszály hegy, a Gyadai rét, a Kompkötő-sziget, a váci Vadgesztenye fasor, a váci Kálváriadomb és környéke, valamint a Táncsics Mihály Mezőgazdasági Szakközépiskola botanikus kertje (Illyés 2005). A térség növényvilága az éghajlati tényezők miatt igen változatos. A térséget jellemző növényvilágból védelem alatt áll számos faj. A védett területek növényvilága országosan ismert. A város megkapta a virágos városok díját, noha a parkok állapotát a szükséges költségek egyharmadából kell fenntartani (Bánhidi 2001). 41


3.3. VÁCI LIGET TERÜLETE 3.3.1. A váci Liget kialakulása, történeti jelentősége Csávolszky József kanonok indítványára az 1880-as évek derekán befásították a Hétkápolna és Fűzesnek nevezett partszakasz között fekvő árterületet, sétaösvényeket alakítottak ki. Egy ideig Csávolszky parknak, majd Erzsébet királyné emlékére, Erzsébet-ligetnek nevezték (16. ábra). A ligeti tavon nyáron csónakázni, télen korcsolyázni lehetett, pihenő és öltözőház állt mellette (17. ábra).

16. ábra

1910-es években a váci Liget és a Burgundia városrész találkozásánál a megáradt Gombás-patak (Héjjas és Horváth 2001)

17. ábra

A halastóként is hasznosított Derecske- (Ligeti-) tó 1900-ban (Héjjas és Horváth 2001)

A váci Liget vízrendszer jelentős pontjai a források, mely közül kettőnek (Szemvíz-forrás és Máriaforrás) már évszázadokkal ezelőtt is gyógyerőt tulajdonított a néphit. A zarándokok különösen a szembetegségek gyógyításában vélték hatásosnak a Szemvíz-forrást, de ide jártak messzi vidékről mindenféle bajaikkal a gyógyulni vágyók is (Karcsú 1886). Egy tehetősebb adományozó az odavezető út mellé hét képoszlopot, kápolnát épített innen a kegyhely mai neve: Hétkápolna, s 1851-től ez a váci egyházmegye hivatalos búcsúhelye (Sápi 1983). 3.3.2. Tájalkotó tényezők főbb jellemzői Geomorfológiai adottságok – A Liget területe három ártéri szintre osztható. Az első szint a Dunával határos rész az alacsony ártéri síkság területe, mely 98-100 méter (Bf) tenger feletti magasságon 42


terül el, és az év jelentős részében vízborított. A második szint a magas ártér területe, mely 103-104 méter (Bf) között fekszik és az év nagy részében szárazon van. A két platót egy enyhe lejtésű rész válassza el 101-102 méter (Bf). A harmadik szint egy változatos domborzatú feltöltött, ármentes terület, melyet meredek rész 105-107 méter (Bf) választ el az ártértől. Ezeken a földrészleteken a 110 méteres tengervízszint feletti magasság (Bf) sem ritka (Illyés 2005). Geológia és talajviszonyok – Vác és a hozzá kapcsolódó Dunaparti területek bemutatását már Karcsú (1880) korai feljegyzéséből is megismerhetjük: -

„A geologiából tudjuk, hogy a Magyar-Nagy-Medence egész fölületén a történelmi évszámitás előtt lezajlott, időkben tenger terült el. Mit mondhatnók hát Vácz város rónatérségeiről, melyek szintén ezen őstengerfenéknek képezték parányi területrészét, egyebet minthogy vizeredetüek. Ezt bizonyitja az egész talajnak kavicscsal rétegenként váltakozó fövenye, mely vagy tiszta kovaföveny, száraz mindent kipörkölő s helyenként (a Rákos felé is ezzel szemben, mintegy folytatólagosan a dunántúli Szt. Endre szigeten) kopár homokbuckákká magasodó; vagy csekély, agyagtartalmánál fogva nyirkos termékeny és anynyira apró szemcséű, hogy szakértők állitása szerint, a vasöntésnél mintázásra használt legfinomabb külföldiével is kiállja a versenyt, és ezenfölül kitűnő minőségű téglaanyagot szolgáltat.

-

Figyelemre méltók végre a talaj neptunikus eredete mellett tanúktúl föllépő diluviál, vagyis negyedkori vezérkövületek, melyek kőmagvak és benyomatok alakjában a város Verőceközség felé eső nyugati részén, a Dunának a Büki-szigettel szemben fekvő partján a hullámok által fölmosott agyagtartalmú, vizben könynyen elmálló puha homok-kőrétegekben bőven találhatnak, valamenynyien tengeriek s a puhány-typushoz tartozók.”

Az elmúlt években végzett munkák (Bánhidi 1998, 2001) alapján megállapítható, hogy Vác és határának talajai genetikailag barna erdőtalajok, ez alól csupán a Duna partvonalát és a Gombáspatak medrét kísérő öntéstalajok kivételek. A barna erdőtalajok különböző típusai fordulnak elő, közülük különösen három jut jelentős szerephez: a magasabb hegylábi lejtőket fedő középkötött vályogos barna erdőtalaj, majd lefelé ereszkedve a Duna III. teraszáig uralkodó középkötött löszös, és a II/a – III. teraszok között kialakult löszös-homokos barna erdőtalajok. A váci Liget felszínét néhány méter vastag holocén öntésiszap, illetve idősebb oligocén kori agyagos, aleuritos üledékek alkotják, melyek csak a Hétkápolna oldalában fakadó forrásoknál vannak a felszínen. A pleisztocén időszak végén (fiatalabb felső- pleisztocén) a Duna mozgásával néhány méter vastagságú kavicsréteget terített szét. Ez a réteg a mai mederkitöltésnél mintegy 10 méterrel magasabb szinten alakult ki és ez alkotja a terasz anyagát. A teraszba a holocén elején vágta be magát a folyó és az új medret nagy mennyiségű törmelékanyaggal töltötte fel, amelyre az utóbbi 2-3 ezer év során fokozatosan rakta le finom öntésiszap hordalékát (Illyés 2005). A Duna üledékeinek elterjedése messze, a folyótól távolra benyúlik. Vác területén a folyóvízi üledékek öt különböző szintje található meg, három, jellegében különböző egységet alkotva (Bíró 2005): -

Az idősebb felső-pleisztocén kavicsterasz Váctól É-ra (Székhegy, Sánc-hegy, Téglaházidűlő, Hermány, DDC Kft területe), nagyrészt lösszel (akár 20-30 m vastag) és patakhordalékkal borítva.

-

A fiatalabb felső-pleisztocén kavicsterasz a város alatt és attól délre (belterület, Lágyas, Forrás-dűlő, Homokok, Zsellér-dűlő, Csatamező, Derecske) terül el, nagyobb részt a felsőpleisztocénban és óholocénban áthalmozott homokkal borítva. A területet kettévágja a Gombás-patak völgye, és az általa felhalmozott patakhordalékkal borított terület.

-

A Duna különböző korú holocén folyóvízi üledékei építik fel a szigeteket, a kisváci partot és kiterjedtebben a Liget, a Tímár-rét és a vízmű kutak területét.

43


Hidrológiai – Vác területén, valamint a váci Ligetben a felszíni vizek széles skálája: folyó, patak, forrás, tó, mocsaras terület. A városhoz, valamint az élővilághoz a legjelentősebb mértékben a Duna folyása kapcsolódik. A város területének összes vízgyűjtője a Dunába torkollik. A folyó város menti szakasza 9,4 km hosszú, amelyből jelentős részt tesz ki a Liget partvonala. A váci Ligetnek a felszín alatti vizei alapvetően két forrásból táplálkoznak, az egyik a vízgyűjtő területről beszivárgó és a rendszer felületére hulló csapadék a másik, pedig a források vízhozama (Illyés 2005).A Ligeti-tavat és a mellettük húzódó mocsaras sávot a Hétkápolna dombjának alján fakadó 15-20 időszakos forrás táplálja. Önmagában is fontos vizes élőhelyként időszakosan jelentős vízmennyiséggel rendelkező Gombás-patak az ártéri erdőt átszelve fut a Dunába. A Gombás-patak Püspökszilágytól északra ered, s 17 km-es futás során további patakok vizével gyarapszik. A forrásvidék közelében még hallhatóan csörgedező erecske Vác határában már lassú, csendes síkvidéki patakká szelídül. A Gombás-patak természeti értékeire, ökológia jelegére Illyés (1997) munkája a következő képen mutat rá: „Az alföldi jellegű patakokat kísérő természetes növénytársulások több foltban megmaradtak a vízfolyás széleinél. Fűzligetek, nádasok, magaskórós társulások kísérik foltokban a keskeny, ezüstösen csillogó szalagot, az öntésterületekre jellemző nedves kaszálóréteket azonban csaknem mindenütt felszántották. Annak ellenére, hogy a patak természetesen kanyargó medrét szabályozták, kiegyenesítették, még ma is ökológiai folyosóként működik. A szabályozottan mozgó víz kevésbé képes az öntisztulásra, de növénnyel borított partján a hegyvidék felől állatok húzódnak a Duna árterületébe, míg az árterület felől állatok húzódnak fel a magasabb térszínek, a hegyek felé. Nyáron a Liget mentén díszlő szomorúfűzfasor árnyékában kiváló lehetőség kínálkozik a víz állatvilágának tanulmányozására. Vízirovarok lárváiban, siklóban, békában gazdag a víz, gyakran felúszik a tőkésréce és a vízityúk is ide a Duna árterületeiről. Néha kék villanásként egy-egy átrepülő jégmadarat is felfedezhetünk.” Éghajlat – A váci Ligetre, mint a váci térségre a nedves kontinentális éghajlati adottságok jellemzőek. Az ezredforduló előtti évtizedekben csapadékhiánnyal küzdött a térség, a nyári csapadékátlag kevesebb volt, mint 140 mm, míg az éves csapadék átlagos mennyisége 540 mm alatt volt. Az elmúlt években a csapadékmennyiség normalizálódott. Igaz meglehetősen szélsőséges időjárás formájában, mely napjainkban, nemcsak térségünkre jellemző. Az elmúlt 10 évben az évi átlaghőmérséklet 10,3 -10,5 (°C) a hőmérséklet ingadozása átlagosan 22,8-23 5 (°C) volt. A város domborzati elhelyezkedése meghatározó a térség makroklímájának alakulásában. A település terjeszkedésének elsődleges gátjai a Duna folyó, a vele párhuzamosan elhelyezkedő Naszály hegy és kisebb vonulatai. Így a város beszorult egy ÉNy-DK irányultságú völgyvonulatba. Szélcsendes időben a völgyvonulatban a légmozgások panganak és a város ipara, közlekedése, fűtése által keletkezett légszennyezők megrekednek. Ez szmog kialakulását is előidézheti párás szélcsendes időben. Szerencsére általában a térséget a szeles idő jellemzi. Szeles időben a téli hónapokra döntően a DK-i szél jellemző, míg tavasszal és nyáron, valamint az őszi hónapokban az ÉNy- i szélirány dominál. Ez sajnos a város É-i részén épült légszennyező pontforrások felől a szennyező anyagokat a város felé tereli. A város területén meteorológiai állomás nem működik, viszont a levegőszennyezés mérő állomásokon a légszennyezők mellett a meteorológiai paramétereket is regisztrálják, melyek a projekt kertében végzett mérések jegyzőkönyveiben is figyelemmel kísérhetőek (Bíró 2005). Növényzet – A Duna-Ipoly Nemzeti Park Igazgatóság területén megtalálható kiemelt fajainak listája a következő: pilisi len, magyarföldi husáng, egyhajúvirág, csajkavirág, hagymaburok, magyar gurgolya, csikófark, borzas macskamenta, magyar méreggyilok (Turcsányi 2008). A védelem alatt nem álló területeken is számtalan védett vagy csupán szemet gyönyörködtető növénytársulás él. A természeti és építészeti értékek közötti egyensúly helyenként elbillent, mely vitákra ad okot (Bánhidi 2001). Illyés (2005) szerint a következő növénytársulások és növények találhatóak a vizsgálati területemként kiválasztott alacsony ártér és a mederpart övben: 44


1.

Hajdani puhafás ligeterdő maradványa, jellemzően folyam menti alacsonyártéri erdő mocsaras fragmentumokkal, amely rendkívül változatos élőhelyekkel rendelkezik. Természetes, vagy természetközeli állapotú, mivel az eredeti vegetációelemek valamelyest itt is keverednek a betelepült fajokkal. Jellemző társulása a dunai fűz-nyár liget (Salici-Populetum), a magassásos (Caricetum acutiformis-ripariae), a keserűfüves medergyomtársulás (EchinochlooPolygonetum lapathifolii), a nádas (Scirpo-Phragmitetum), a víztérben pedig kisbékalencsehínár (Lemno-Spirodeletum), átokhínáros (Elodeetum), süllőhínáros békaszőlőhínár (Myriophyllo-Potamogetonetum). Az 1. táblázat bemutatja az ártér jellegzetes növényeit.

2.

A tápanyagban relatív szegény vízparti folyami hordalékon megtelepült a mocsári gyomnövényzet (Bidentetum), mandulalevelű bokorfüzesekkel (Rumici crispo-Salicetum triandrae), puhafás ligeterdő foltokkal létrejött mozaik. Meghatározó növénytársulását a bokros füzesek képezik. A 2. táblázat bemutatja a Duna part jellegzetes növényeit.

1. táblázat A Duna menti alacsony ártér jellegzetes növényei Fás szárúak Acer campestre Acer negundo Acer platanoides Celtis occidentalis Cornus sanguinea Frangula alnus Populus alba Robinia pseudo-acacia Salix alba Salix triandra Sambucus nigra

Lágy Angelica silvestris Aristolochia clematitis Butomus umbellatus Carex acutiformis Chaerophyllum temulum Echinocystis lobata Glechoma hederacea Iris pseudacorus Poa annua Potentilla anserina Ranunculus repens Rumex sanguineus Solanum nigrum Symphytum officinale Urtica dioica

szárúak Anthriscus caucalis Aster lanceolatus Cardamine pratensis Carex hirta Echinochloa crus-galli Geum urbanum Hedera helix Myosotis palustris Polygonum hydropiper Potentilla reptans Rubus sp. Sambucus ebulus Solidago canadensis Taraxacum officinale Viola sp.

2. táblázat A Duna part növényei Fás szárúak Salix alba Salix purpurea Salix triandra

Lágy szárúak Alisma plantago-aquatica Calystegia sepium Carex acutiformis Galium palustre Lysimachia nummularia Lysimachia vulgaris Lythrum salicaria Phalaroides arundinacea Phragmites communis Polygonum hydropiper Rorippa amphibia Rumex hydrolapathum Rumex palustris Sium latifolium

Állatvilág – A növényvilághoz hasonlóan változatos a vízi-, vízparti- és réti élővilág. A védelem alatt álló területeken számos védett vízparti madár-, hal-, kétéltű-, hüllő- és nagyvad faj megtalálható (Bíró 2000). A DINPI területén megtalálható kiemelt fajainak listája a következő: rajzos csiga, fóti boglárka, csíkos boglárka, ezüstsávos szénalepke, kövi rák, lápi póc, petény márna, cigányréce, békászó sas, fehérhátú fakopács, vadmacska (Turcsányi 2008). A 3. táblázat mutatja be, hogy Illyés (2005) szerint mely állatok találhatóak meg a váci Liget partmenti területén: 45

3. fejezet – A Dunakanyar ökológiai ismertetése 3. táblázat A váci Liget jellegzetes állatai Puhatestűek Tüdőscsiga Tüdőscsiga Vándorkagyló

Planorbarius corneus Radix ovata Dreissena polymorpha

Amúr Fehér busa Ponty

Ctenopharyngodon idella Hypophthalmichthys molitrix Cyprinus caprio

Barna varangy Erdei béka Kecskebéka Pettyes gőte Tarajos gőte Vöröshasú unka Zöld levelibéka

Bufo bufo Rana dalmatina Rana esculenta Triturus vulgaris Triturus cristatus Bombina bombina Hyla arborea

Fürge gyík Vízi sikló

Lacerta agilis Natrix nartix

Bakcsó Barátka Berki tücsökbogár Csóka Csüllő Egerész ölyv Énekes hattyú Erdei fülesbagoly Erdei szürkebegy Fülemüle Füstös réce Guvat Jeges jérce Jégmadár Kanalasgém Kis kócsag Kormosfejű cinege Macskabagoly Nádirigó Nagy fakopáncs Nagy kócsag Pocgém Széncinege Szürke gém Vízityúk Vörös vércse Zöld küllő

Nycticorax nycticorax Sylvia atricapilla Locustella fluviatilis Corvus monedula Rissa trydactila Buteo buteo Cygnus cygnus Asio otus Prunella modularis Luscinia megarhynchos Melanitta fusca Rallus aquaticus Clangula hyemalis Alcedo atthis Platalea leucorodia Egretta garzetta Parus montanus Strix aluco Acrocephalus arundinaceus Dendrocopos major Egretta alba Ixobrychus minutus Parus major Ardea cinerea Gallinula chloropus Falco tinnunculus Picus viridis

Hosszúfülű denevér Keleti sün Kései denevér Kis patkósorrú denevér Korai denevér Közönséges vízicickány Pisze denevér Vízi denevér

Plecotus auritus Erinaceus concolor Eptesicus serotinus Rhinolophus hipposideros Nyctalus noctula Neomys fodieus Barbastella barbastella Myotis daubentoni

Halak

Kétéltűek

Hüllők

Madarak

Emlősök

46


Környezeti konfliktust kiváltó hatások -

A Duna időszakos áradásaikor nagy mennyiségű uszadékot és vele együtt érkező nagymennyiségű szemetet halmoz fel az általa elöntött árterületeken.

-

A terület határán folyó Gombás-patak vize szennyezett és alkalmanként hulladékkal is terhelt a patakmeder, mely az ártéri terület vízminőségét rontja.

-

A területen keresztül haladó regionális szennyvízcsatorna esőzések idején kiönt, víz- és talajszennyezést okozva.

-

A területtel határos szennyvíztisztító telep a védett területen keresztül bonyolítja gépjárműforgalmát, zaj és levegőszennyezéssel terhelve azt.

-

A terület keleti határán húzódó 2/B főút közlekedése terheli a területet (18. ábra).

-

Jelen állapotába a területen kezelési munkák alig, egyes részeken pedig egyáltalán nem folynak, mely a gyomfajok terjedését, a növénytársulások degradálódását és a vízökológiai rendszer veszélyeztetését indukálja (Illyés 2005).

váci Liget

18. ábra

Vác zöldfelületi részei a váci Liget és a tranzit utak kiemelésével (Bíró 2005)

3.3.3. Természetvédelmi kezelés a váci Liget területén A váci Liget területén tájvédelmi és természetvédelmi szempontból több fajta szervezet és hálózat található meg. Az önkormányzati terület helyi védettséget élvez, amelyhez hozzá tartózik a források területe, a mocsarak területe, a tó területe és a magas ártéri (park) területe. Az állami terület az európai közösségi jelentőségű természetvédelmi rendeltetésű területekről szóló 275/2004. (X. 8.) kormányrendelete alapján a Natura 2000 része, ehhez a területi egységhez tartozik az alacsony ártér és a Duna part területe. A Duna árterét, mint vízgazdálkodási területet 1997 óta kezeli a KözépDuna-völgyi Környezetvédelmi, Vízügyi és Természetvédelmi Igazgatóság mint a DINPI részét. A váci Liget teljes területe beletartozik az Országos Terület Rendezési Terv által kijelölt Országos Ökológiai Hálózat övezetébe. A természetvédelmi kezelés szervezete és infrastruktúrája az Illyés (2005) elkészített kezelési tervében a következők szerint szerepel: -

Az országos jelentőségű védettséget élvező 4550/1 hrsz-ú területen a Ligeti tavak és környezetük természetvédelmi kezelését elviekben a DINPI-nak kellene végeznie, gyakorlatilag azonban ezt a tevékenységet nem gyakorolja. Vác Város Önkormányzata résztulajdonosa és egyben valós kezelője, a váci Liget helyi jelentőségű természetvédelmi területnek. A Ligeti tavak, és közvetlen környezetük fenntartásában, kezelésében nagy szerepet vállal még a Váci Dunai Sporthorgász Egyesület is. 47


-

A park területén 4000 m2-t kaszálnak, a kaszálást évente 3-4-szer végzik. A tavak közvetlen környezetét a halászati jog haszonbérleti szerződés alapján a horgászegyesület tartja karban. A Liget déli részén, mely a szennyvíztisztítóval határos, semmilyen kezelés nem történik, hogy a vegetáció megfelelő takarást adjon, illetve menedéket az állatvilág számára. A szemetet kéthetente ürítik, mely körülbelül 2-3 m3. A kerékpárutat, melyet rendszeresen elönt az árvíz, hetente egyszer útsepréssel tisztítják, és mindkét oldalán nyírást végeznek 6szor egy évben. A tervezési terület a szúnyogvédettségi területbe tartozik. Évente négyszer permeteznek ULV eljárásos aeroszolt.

-

A Duna árterét, mint vízgazdálkodási területet kezeli a Közép – Duna-Völgyi Környezetvédelmi és Vízügyi Igazgatóság. Kezelési stratégiája a természeti folyamatok érvényesülésének biztosítása. Az ártéren fekvő tanösvény fenntartásának költségeit a Göncöl Alapítvány pályázatok útján, illetve az önkormányzat támogatásával biztosította. Jelenleg csak bemutatást végez.

-

A terület tulajdonosi-kezelői sokfélesége, a jogok-kötelezettségek tisztázatlansága illetve a gyakori forráshiány megnehezíti a hatékony, céltudatos kezelési metodika kialakulását. A védett területek fenntartási, kezelési feladatait éves költségvetésben az erre a célra megállapított keret lehetőségei szerint az önkormányzati testület által elfogadott munkaterv alapján kell végrehajtani.

48

4. VIZSGÁLATOK ÉS MÓDSZEREK 4.1. A DUNAKANYAR MENTÉN VÉGZETT CÖNOLÓGIAI VIZSGÁLATOK 4.1.1. A mintavételi helyszín és a vizsgálat folyamata A cönológiai felmérések 2008. júliusában készültek. A vizsgálatokat dr. Penszka Károly SZIE Természetvédelmi és Tájökológia Tanszék tanszékvezető tanára által vezetett kutatás keretében folytattam. A növényfajok mennyiségének vizsgálata három élettani csoportban történt: A – fásszárúak, B – cserjék (egyes fák szintén ide lettek sorolva cserje szintű elterjedésük esetén), C – lágyszárúak. (Melléklet 2. – 4-11. táblázat). A vizsgálat összesen hat területi egységben készült. Ezen belül a különböző élőhelyi körülmények miatt 24 mintavételi pont lett kijelölve. A különböző élőhelyi körülmények miatt egy területi egység – Kompkötő-sziget – három részegységre bontva került felmérésre. A mintavételi pontokon random mintavételi módszerrel történt a növényfajok felmérése. Minden térszínen egy 20 x 20 m-es kvadrátban jegyeztük fel a növényfajokat. A kijelölt területeken fotódokumentáció készült és kézi GPS segítségével a koordináták is fejegyzésre kerültek. (29. ábra; Melléklet 4. – 1. térkép). 4.1.2. A vizsgált területi egységek - 1. A Morgó-patak torkolata – 6 mintavételi hely (19. ábra) Területi egységek koordinátája: 1. sz. mintavételi hely: é. sz. 47º 49’ 208”, k. h. 19º 01’ 064” 2. sz. mintavételi hely: é. sz. 47º 49’ 319”, k. h. 19º 01’ 111” 3. sz. mintavételi hely: é. sz. 47º 49’ 302”, k. h. 19º 01’ 147” 4. sz. mintavételi hely: é. sz. 47º 49’ 324”, k. h. 19º 01’ 204” 5. sz. mintavételi hely: é. sz. 47º 49’ 331”, k. h. 19º 01’ 190” 6. sz. mintavételi hely: é. sz. 47º 49’ 331”, k. h. 19º 01’ 190”

19. ábra

A Morgó-patak torkolata

49

4. fejezet – Vizsgálatok és módszerek

- 2. A kismarosi holtág – 2 mintavételi hely (20. ábra) Területi egységek koordinátája: 7. sz. mintavételi hely: é. sz. 47º 49’ 226”, k. h. 19º 00’ 295” 8. sz. mintavételi hely: é. sz. 47º 49’ 217”, k. h. 19º 00’ 249”

20. ábra

A kismarosi holtág

- 3. A Kőgeszteri-sziget – 3 mintavételi hely (21-23. ábra) Területi egységek koordinátája: 9.-10. sz. mintavételi hely: é. sz. 47º 48’ 812”, k. h. 19º 03’ 042” 11. sz. mintavételi hely: é. sz. 47º 48’ 833”, k. h. 19º 03’ 033”

21. ábra

A Kőgeszteri-sziget külső holtág része

50


22. ábra

23. ábra

A Kőgeszteri-sziget belső holtág része

A Kőgeszteri-sziget bokorerdő része

- 4. A Kompkötő-sziget – 9 mintavételi hely (24-25. ábra) - 4./a A Kompkötő-sziget ( a bokorerdőben) – 5 mintavételi hely - 4./b A Kompkötő-szigeten (a gát mellett) – 2 mintavételi hely - 4./c A Kompkötő-szigeten (a szigeti részen) – 2 mintavételi hely Területi egységek koordinátája 12.-20. sz. mintavételi hely: é. sz. 47º 48’ 833”, k. h. 19º 03’ 033” 51


24. ábra

A Kompkötő-sziget (Horváth 2009)

25. ábra

A Kompkötő-sziget

- 5. A Torda-sziget – 1 mintavételi hely (26. ábra) Területi egység koordinátája 20. sz. mintavételi hely: é. sz. 47º 48’ 155”, k. h. 19º 04’ 905”

52


26. ábra

A Torda-sziget

- 6. A váci Liget – 3 mintavételi hely (27-28. ábra) Területi egységek koordinátája 22-24. sz. mintavételi hely: é. sz. 47º 47’ 250”, k. h. 19º 06’ 510”

27. ábra

A váci Liget légifelvétele (Horváth 2009)

53


28. ábra

2

A Duna part menti területe a váci Ligetben

1 3

4

5

6

29. ábra

A cönológiai vizsgáltok területi egységei (1 : 40 000) (Cartographia É.n.)

54


4.1.3. A verifikációhoz alkalmazott módszerek Az adatok értékelése egyrészt az élőhelyekre vonatkozóan a természetességi állapot figyelembevételével; másrészt pedig az előforduló fajok relatív ökológiai mutatói alapján történt. Az adatok értékeléséhez a Borhidi-féle (1993) mutatókat veszem alapul, a természetvédelmi értékkategóriákat (TVK) Simon (1988, 2000) alapján értelmezem (Melléklet 3. – 12-35. táblázat): 1. Szociális magatartás típusai (SBT vagy SZMT) és ritkaság kategóriái 2. Relatív hőigény indikátorszámai (TB) 3. Relatív talajvíz, illetve talajnedvesség (WB) 4. Talajreakció értékei (RB) 5. Fajok relatív nitrogénigénye (NB) 6. Növények relatív fényigénye alapján megállapított indikátor számok (LB) 7. Klímahatások, éghajlati szélsőségek tűrésére vonatkozó relatív értékszámok (CB) 8. Sótűrőképesség relatív értékszámai (SB) 9. Természetvédelmi értékkategóriák (TVK) 10. Degradáció értékszámai a Simon-féle természetvédelmi értékkategóriák (TVK) és a Borhidi-féle szociális magatartási típusok (SBT) alapján A 24 mintavételi hely külön-külön diagramos ábrázolása nem ad könnyen áttekinthető értékelési lehetőséget az egyes mintavételi helyek között, ezért az eredmények ábrázolását négy diagramsorba készítettem el. Ezzel a csoportosítási móddal lehetőség van az eltérő elhelyezkedésű területi egységek – azokon belüli mintavételi pontok – értékeinek egyezését vagy különbségét, párhuzamosságát vagy torzítottságát összegezni. Az eredmények értékelése során nyolc összesítő diagramot készítettem a különböző relatív értékek eredményeiről, illetve degradációjáról, amely alapján összegezve látható a hat területi egység cönológia képe. Az adatsorok csoportosításával a váci Duna-ág bal, illetve jobb partja közötti eltérések, vagy megegyezések gyorsabban értékelhetővé válnak. A diagramok feldolgozása, az alábbi mintavételi helyek (mv. h.) csoportosításával készültek: 1. Morgó-patak torkolat [Duna bal part] (6 mv. h.) 2. Kismarosi holtág [Duna bal part] (2 mv. h.), Kőgeszteri-sziget [Duna jobb part] (3 mv. h.) 3. Kompkötő-sziget [Duna bal part] (9 mv. h.) 4. Torda-sziget [Duna jobb part] (1 mv. h.), váci Liget [Duna bal part] (3 mv. h.) 4.1.3.1. Szociális magatartási típusok (SBT) Természetes termőhelyek magatartás típusai Specialisták, jelük: S, értékük: +6 Szűk ökológiájú stressztűrő, többnyire kis versenyképességű fajok, amelyek valamely termőhelyi feltétel vagy termőhely típus érzékeny indikátoraiként, vagy valamely társulás, illetve társuláscsoport karakterfajaként jelentős ökológiai-cönológiai információ hordozói. A termőhely minőségében, zavartalanságában, természetességében bekövetkezett változásokat ezek a fajok jelzik a legérzékenyebben.

55


Kompetitor fajok, jelük: C, értékük: +5 A természetes társulások vagy azok valamely szintjének domináns vagy uralkodó fajai. Többnyire magas allokációs rátájú, K-stratégista, évelő vagy fás életformájú, nagy produkciójú fajok, amelyek a szukcesszió egy bizonyos szakaszában az adott termőhelyen a legnagyobb versenyképesség kifejtésére alkalmasak. Hosszabb távon képesek stabilizálni a társulás összetételét és működését, vagyis a zavaró behatások ellen viszonylag ellenállók. Ezek a társulások - az idegen behatásokkal szemben - a szerkezetüket hosszabb ideig megőrzik. Generalisták, vagy kísérő fajok, jelük: G, értékük: +4 Természetes növénytársulások széles ökológiai tűrőképességű fajai, amelyek sokféle termőhelyen és társulásban élnek, de az antropogén behatást rosszul tűrik. Többnyire évelő növények, melyek fontos szerepet töltenek be a társulás anyag- és energiaforgalmában, valamint belső egyensúlyának fenntartásában. Természetes pionír növények, jelük: NP, értékük: +3 Természetes eredetű zavaró tényezők által kialakított élőhelyek fajai. Jellemzőjük, hogy túlnyomórészt magas reproduktív allokációs rátájú R-stratégisták. A termőhelyi feltételek szélsőségeit jól tűrik, tápanyagigényük és versenyképességük kicsi. Stabilitást megőrző képességük csekély, viszont fontos szerepük van a társulások rehabilitációs és regenerációs folyamataiban. Bolygatott, másodlagos és mesterséges termőhelyek növényeinek magatartási típusai Zavarástűrő természetes növényfajok, jelük: DT, értékük: +2 Ide tartoznak a tartós növénytársulások egyszeri destrukciója után meginduló másodlagos szukcesszió pionír elemei, valamint a mesterséges létesítmények (pl. töltések) befedésben szerepet játszó évelő növények. Természetes gyomfajok, jelük: W, értékük: +1 Tartós antropogén hatás alatt álló mesterséges termőhelyek növényei. Többnyire R-stratégista egyévesek vagy efemerek, melyek egy vegetációs periódus alatt képesek 3-4 generációt is létrehozni. Utak, útszélek, trágyázott romtalajok, különböző mezőgazdasági kultúrák, szennyezett termőhelyek természetes fajai, melyek régóta a flóra természetes tagjai. Meghonosodott idegen fajok, jelük: I, értékük: -1 Táj- és flóraidegen növények, amelyeket valamilyen gazdasági cél érdekében hoztak be és honosítottak meg. Ide tartoznak a mezőgazdasági haszonnövények, a tájidegen haszonfák, és a dísznövények. E fajok általában nem viselkednek kultúrszökevényként, hanem azon a területen maradnak, ahová gazdasági célból ültették őket. Jelenlétük a természetes növénytakaróban azt jelzi, hogy az adott terület tartósan gazdasági célokra van vagy volt hasznosítva. Behurcolt vagy adventív fajok, jelük: A, értékük: -1 Táj- és flóraidegen növények, melyek nem szándékosan, hanem emberi tevékenység következtében véletlenül, elterjedő vagy betelepedő gyomok formájában jelentkeznek és honosodnak meg. Megjelenésük gyakran csak átmeneti. A tartósan megtelepedők közül csak azokat soroljuk ide, amelyek másodlagos termőhelyek növényzetében jelennek meg. Ruderális kompetítorok, jelük: RC, értékük: -2 A természetes flóra domináns gyomjai, amelyek hatékony propagációs stratégiájuk vagy konkurencia-szegény környezetük miatt uralkodóvá és társulásalkotóvá válnak, másodlagos edifikátorként működve a termőhely átalakítására és a szukcesszió irányának megváltoztatására képesek. Agresszív tájidegen inváziós fajok, jelük: AC, értékük: -3 Táj- és flóraidegenek, amelyek szándékos betelepítés vagy véletlen behurcolás révén kerültek a flórába. Agresszivitásuk, és a versenytársak hiánya miatt képesek arra, hogy 56


a természetes és féltermészetes társulásokba behatoljanak, és uralkodóvá váljanak. Gyakran másodlagos edifikátorként működve a termőhelyet átalakítják, elfoglalják, és a természetes szukcesszió gátjaivá válnak. Ritkasági kategóriák Értékük hozzáadódik az adott faj szociális magatartási típusának pontértékéhez. Ritka faj, jele: r, értéke: +2 Unikális faj, jele: u, értéke: +4 4.1.3.2. Relatív hőigény indikátorszámai (TB) A viszonyszámok az alábbi övezeteknek megfelelő klímát, ill. az azoknak megfelelő mikroklímaigényt jelentik: 1: Szubnivális vagy szupraboreális öv 2: Alpesi, boreális vagy tundra öv 3: Szubalpin vagy szubboreális öv 4: Montán tűlevelű erdők öve vagy tajga öv 5: Montán lomblevelű mezofil erdők öve 6: Szubmontán lomblevelű erdők öve 7: Termofil erdők és erdős-sztyepek öve 8: Szubmediterrán (sibljak és sztyep) öv 9: Eumediterrán örökzöld övezet növényei 4.1.3.3. Relatív talajvíz, illetve talajnedvesség (WB) 1: Erősen szárazságtűrő növények gyakorta teljesen kiszáradó, vagy huzamosan szélsőségesen száraz (sziklai, félsivatagi jellegű) termőhelyeken 2: Szárazságjelző növények hosszú száraz periódusú termőhelyeken 3: Szárazságtűrő növények, alkalmilag üde termőhelyeken is előfordulnak. 4: Félszáraz termőhelyek növényei 5: Félüde termőhelyek növényei 6: Üde termőhelyek növényei 7: Nedvességjelző növények, leginkább a jól átszellőzött, nem vizenyős talajok növényei 8: Nedvességjelző, de rövid elárasztást is eltűrő növények 9: Talajvízjelző növények, zömében a vízzel átitatott (levegőszegény) talajokon 10: Változó vízállású, rövidebb ideig kiszáradó termőhelyek vízi növényei 11: Vízben úszó, gyökerező vagy lebegő vízi szervezetek 12: Alámerülő vízi növények

57


4.1.3.4. Növények relatív talajreakció értékei (RB) 1: Erősen savanyúságjelző, kifejezetten kalcifób növények 2: Átmeneti csoport a 3-as felé 3: Savanyúságjelzők, általában a savanyú termőhelyeken, de ritkán a semleges talajokon is előfordulnak 4: Mérsékelten savanyúságjelző növények 5: Gyengén savanyú talajok növényei 6: Neutrális talajok növényei, ill. széles tűrésű, indifferens fajok 7: Gyengén bazifil fajok 8: Mész- ill. bázisjelző fajok, csak mészben gazdag talajokon fordulnak elő 4.1.3.5. Növények relatív nitrogénigénye (NB) 1: Steril, szélsőségesen tápanyagszegény helyek (pl. tőzegmohalápok) növényei 2: Erősen tápanyag szegény termőhelyek növényei 3: Mérsékelten oligotróf termőhelyek növényei 4: Szubmezotróf termőhelyek növényei 5: Mezotróf termőhelyek növényei 6: Mérsékelten tápanyag gazdag termőhelyek növényei 7: Tápanyagban gazdag termőhelyek növényei 8: Trágyázott talajok N-jelző növényei 9: Túltrágyázott hipertróf termőhelyek (pásztortanyák), romtalajok növényei 4.1.3.6. Növények relatív fényigénye alapján megállapított indikátor számok (LB) 1: Mélyárnyék-növények; még 1% rel. fény mellett fotoszintetizálnak 2: Erősen árnyéktűrő növények; fot. min .1-5% rel. fény között 3: Árnyéktűrő növények; fot. min. <5%, de világosabb helyeken is megélnek 4: Árnyék-félárnyéknövények; fot. min. 5-10% között 5: Félárnyéknövények; fot. min >10% rel. fény; teljes fénynél ritka 6: Félárnyék-félnapfénynövények; fot. min. 10-40% rel. fény 7: Félnapfénynövények; többnyire teljes fényben él, de árnyéktűrő is 8: Napfénynövények; fot. min. >40% csak kivételesen kevesebb 9: Teljes napfénynövények, csak teljesen nyitott helyeken; fot. min. >50% 4.1.3.7. Klímahatások, éghajlati szélsőségek tűrésére vonatkozó relatív értékszámok (CB) 1: Eu-óceánikus fajok Közép-Európában kivételesen, de nálunk sehol fordul elő 2: Óceánikus fajok, leggyakrabban Ny-Európában és nyugati Közép-Európában 58


3: Óceánikus-szubóceánikus fajok, zömében Közép-Európában 4: Szubóceánikus fajok, leginkább Közép-Európában, de Keletre is kiterjed 5: Átmeneti típusok, gyengén szubóceáni és szubkontinentális jelleggel 6: Szubkontinentális fajok, döntően Közép-Európan találhatóak, valamint, a vele határos KeletEurópában 7: Kontinentális-szubkontinentális fajok, kelet-európai középponttal 8: Kontinentális fajok, Keletről még éppen eljutnak Közép-Európába 9: Eu-kontinentális fajok, szibériai-keleteurópai középponttal; gyakorlatilag már nem jutnak el Közép-Európába 4.1.3.8. Sótűrőképesség relatív értékszámai (SB) 0: Sókerülő fajok, sós vagy szikes talajon nem fordulnak elő 1: Gyengén sótűrő növények, főleg sóban szegény vagy sómentes talajokon, de alkalmilag enyhén sós talajon is előfordulnak (0-0.1% Cl-) 2: Oligohalin növények, többnyire igen gyengén sós talajokon élő növények (0.05-0.3% Cl-) 3: Béta-mezohalin növények, többnyire gyengén sós talajokon élő növények (0.3-0.5% Cl-) 4: Alfa-béta mezohalin növények, gyengétől mérsékelten sós talajokig (0.5-0.7 CI-) 5: Alfa-mezohalin növények, mérsékelten sós talajokon (0.7-0.9% CI-) 6: Alfa-mezo/polihalon növények, mérsékelten sós-erősen sós talajokig (0.9-1.2% Cl-) 7: Polihalin növények, magas sótartalmú talajokon (1.2-1.6 Cl-) 8: Euhalin növények, igen magas sótartalmú talajokon (1.6-2.3% Cl-) 9: Hipersalin növények, a száraz időszakban extrém sós talajokon (>2.3% Cl-) 4.1.3.9. Természetvédelmi értékkategóriák (TVK) Természetes állapotokra utaló fajok U: unikális fajok Reliktumok, különleges ritkaságok, védettek, vagy fokozottan védettek. Néhány kivételtől eltekintve kevesebb, mint 10 helyen fordulnak elő hazánkban. KV: fokozottan védett fajok V: védett fajok E: társulásalkotó fajok Olyan természetes fajok, melyek uralkodó szerepet játszanak a természetes növénytársulások, formációk felépítésében. K: kísérőfajok Az eredeti flóra egyszerű tagjai, természetes fajai. Ide tartozik továbbá számos ritka színező elem is, melyek jelentős része védett. TP: pionír fajok Az elsőként megtelepülő fajok csoportja.

59


Degradációra utaló fajok TZ: zavarástűrők Elviselik a kis mértékű zavarást, sőt, hatására föl is szaporodhatnak. A: adventív fajok Behurcolt, idegen eredetű fajok. Egyik csoportjuk a természetes, degradálatlan társulásokban csak ritkán jelenik meg. Igen veszélyes azonban az adventív fajok azon csoportja, amely erőszakosan, a természetes társulásokat kiszorítva terjed. G: gazdasági növények Különböző célból termesztett fajok. Közülük néhány olyan mértékben vadult ki, hogy agresszív gyommá vált. GY: gyomfajok Az erőteljes emberi tevékenység nyomán, azaz másodlagos, rontott termőhelyeken jelennek meg. Egy részük a hazai vegetációban őshonos, és innen terjedt el; más részük viszont adventív, azaz behurcolt, idegen eredetű. 4.1.3.10. Degradáció értékszámai Az adott terület degradációjának a fokának értékét a Simon-féle természetvédelmi értékkategóriák (TVK) segítségével kaphatjuk meg, melynek a képlete a következő: DfSimon =

ΣTZ + ΣA + ΣG + ΣGY ΣU + ΣKV + ΣV + ΣE + ΣK + ΣTP

A Borhidi-féle szociális magatartási típusokból (SBT) is alkotható képlet, amely az alábbi: DfBorhidi =

ΣDT + ΣW + ΣI + ΣA + ΣRC + ΣAC ΣS + ΣC + ΣG + ΣNP

4.1.4. Adatfeldolgozás és eszközei A kapott eredmények feldolgozása és értékelése Microsoft Excel, Word 2003 - Microsoft Corp. programmal történt. A vizsgálat területi egységek terepfelméréshez, analizáláshoz, eredmények bemutatásához 7.1 megapixeles kiváló minőségű és felbontású Nikon digitális kamerát használtam. Térképek másolásához, szkeneléséhez HP C4280 multifunkcionális készüléket alkalmaztam.

60

5. MÉRÉSI EREDMÉNYEK BEMUTATÁSA, ÉRTÉKELÉSE 5.1. A MORGÓ-PATAK TORKOLATI SZAKASZA 5.1.1. A szociális magatartási formák %-os megoszlás (SBT) SBT 70 60 50 1.m v.hely 2.m v.hely

40

3.m v.hely

%

4.m v.hely

30

5.m v.hely 6.m v.hely

20 10 0 C

30. ábra

G

DT

W

I

A

RC

AC

A Morgó-patak torkolatának szociális magatartási formáinak %-os megoszlás (1-3. mv. hely a Duna mellett és a 4-6. mv. hely a Morgó-patak mellett)

A szociális magatartás formák %-os megoszlását ábrázoló 30-as ábrán szembetűnően látszik, hogy eltérés van a Duna melletti, valamint a Morgó patak melletti növények összetételében. A Duna melletti területen a „természetes kompetítorok” (C) aránya magasabb (47-57%), míg a Morgó-patak mellett ez az arány alacsonyabb (12-17%). Különbség látható a „természetes zavarástűrők” (DT) arányában is, ahol a Duna melletti területen alacsonyabb (7-12%), míg a Morgó-patak mellett pedig magasabb érték látható (13-25%). Eltérés mutatkozik az „agresszív tájidegen inváziós fajok” (AC) területi megoszlásában is. A Duna melletti területen alacsonyabb (15-31%), míg a Morgó-patak melletti területen pedig magasabb százalékos arányban (32-52%) találhatóak. Kisebb mértékű eltérés látható a „behurcolt vagy adventív fajok” (A) esetén, ahol a Duna mellett nem jelentős az elétérés, de alacsonyabb az arányuk (9-16%), mint a Morgó-patak közelében (16-23%). Az összes területi egységen belül alacsony (2-3%) a „természetes gyomfajok” (W) aránya. A Morgó-patak melletti területen kis mennyiségben (1%) találhatóak „rudeális kompetítorok” (RC), valamint (13%) „generalisták” (G). A Morgó-patak melletti egy területi egységben és a Duna melletti részen két területi egységben kis arányban (2 és 1, ill. 9%) megtalálhatóak a „meghonosodott idegen fajok” (I). 5.1.2. A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás (TB) A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás 31-es ábráján látható, hogy az összes mintavételi helyen összesen három értékcsoport szerepel. Mind a hat mintavételi helyen „montán lomblevelű mezofil erdőkre jellemző növények” (5-ös érték) vannak a legnagyobb mértékben (57-68%). Ezt követi a „szubmontán lomblevelű erdők öve” (6-os érték), ami mind a hat mintavételi helyen megtalálható (20-36%). A legkisebb arányt (7-13%), a „termofil erdők és erdős-sztyepek öve” (7-es érték) növényeinél látható, ezek mind a hat mintavételi helyen jelen van.

61

5. fejezet – Mérési eredmények bemutatása, értékelése

TB 80 70 60 50

1.m v.hely

% 40

3.m v.hely

2.m v.hely 4.m v.hely 5.m v.hely

30

6.m v.hely

20 10 0 1

31. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A Morgó-patak torkolatának relatív hőigény szerinti %-os megoszlás (1-3. mv. hely a Duna mellett és a 4-6. mv. hely a Morgó-patak mellett)

5.1.3. A relatív vízigény szerinti %-os megoszlás (WB) WB 40 35 30 25

1.m v.hely

% 20

3.m v.hely

15

5.m v.hely


10 5 0 1

32. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

A Morgó-patak torkolatának relatív vízigény szerinti %-os megoszlás (1-3. mv. hely a Duna mellett és a 4-6. mv. hely a Morgó-patak mellett)

A relatív vízigény szerinti %-os megoszlás 32-es ábráján látható, hogy mind a hat mintavételi helyen leginkább a nedvesség jelző fajok jellemzőek (6-9 érték), ezen belül a legmagasabb értéket (28-36%) az „üde termőhelyek növényei” (6-os érték) mutatják. Mind a hat mintavételi helyen kisebb mértékben (12-29%) megtalálhatóak a „nedvességjelző növények, leginkább a jól átszellőzött, nem vizenyős talajok növényei” (7-es érték), „nedvességjelző, de rövid elárasztást is eltűrő növények” (8-as érték), valamint ennél is alacsonyabb arányban (9-18%) „talajvízjelző növények zömében átitatott (levegőszegény) talajokon” élő fajok (9-es érték). Még kisebb arányú (4-9%) volt a hat mintavételi helyen a „vízben úszó, gyökerező vagy lebegő vízi szervezetek” (11 érték) megjelenése, továbbá három mintavételi helyen, kis százalékban (4%) jelen voltak a „szárazságtűrő növények, amelyek alkalmilag üde termőhelyeken is előfordulnak” (3-as érték). Négy mintavételi helyen megtalálhatóak (8-16%) a „félüde termőhelyek növényei” (5-ös érték). 62


5.1.4. Relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás (RB) A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás 33-as ábráján látható, hogy mint a hat mintavételi helyen a „neutrális talajok növényei, illetve széles tűrésű, indifferens fajok” (6-os érték), valamint a „gyengén bazifil fajok” (7-es érték) vezetik az adatsort (35-50%). Kis mértékben (8-18%) megtalálhatók mind a hat mintavételi helyen a „mész illetve, bázisjelző fajok, csak mészben gazdag talajokon fordulnak elő” (8-as érték). Négy mintavételi helyen csekély mértékben (4%) jelen vannak a „gyengén savanyú talajok növényei” (5-ös érték). RB 60 50 40


% 30


20

6.m v.hely

10 0 1

33. ábra

2

3

4

5

6

7

8

A Morgó-patak torkolatának relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás (1-3. mv. hely a Duna mellett és a 4-6. mv. hely a Morgó-patak mellett)

5.1.5. Relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás (NB) NB 45 40 35 30


25 %

3.m v.hely

20

4.m v.hely

15

6.m v.hely

5.m v.hely

10 5 0 1

34. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A Morgó-patak torkolatának relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás (1-3. mv. hely a Duna mellett és a 4-6. mv. hely a Morgó-patak mellett)

A relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás értékeit bemutató 34-es ábrán látható, hogy mind a hat mintavételi hely fajainak legnagyobb része a tápanyagban gazdag termőhelyek növényei közül kerül ki (6-9-es érték). A legmagasabb érték (35-40%) a „tápanyagban gazdag termőhelyek 63


növényei” (7-es érték) esetén fordul elő. Kisebb arányú (14-28%) a „mérsékelten tápanyag gazdag termőhelyek növényei” (6-os érték), valamint a „túltrágyázott hipertróf termőhelyek (pásztortanyák), romtalajok növényei” (9-es érték) jelenléte. Az összes mintavételi helyen megtalálhatóak (5-21%) a „trágyázott talajok N-jelző növényei” (8-as érték). Szintén mind a hat mintavételi helyen kisebb arányban (4-9%) jelen vannak a „szubmezotróf termőhelyek növényei” (4-es érték), valamint „mezotróf termőhelyek növényei” (5-ös érték). 5.1.6. Relatív fényigény szerinti %-os megoszlás (LB) LB 60 50 40


% 30


20

6.m v.hely

10 0 1

35. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A Morgó-patak torkolatának relatív fényigény szerinti %-os megoszlás (1-3. mv. hely a Duna mellett és a 46. mv. hely a Morgó-patak mellett)

A fényigény relatív értékszámai %-os megoszlás szerint, amit a 35-ös ábra mutat be, mind a hat mintavételi hely fajainak nagyobb része a félnapfénynövény, félárnyék termőhelyek növényei közül kerül ki (5-7-es érték). Kiugróan a legmagasabb értékű (36-52%) „félnapfénynövények, többnyire teljes fényben él, de árnyéktűrő is” (7-es érték) fajok jelenléte. Magas mértékekben (9-22%) jelen vannak „félárnyéknövények” (5-ös érték), „félárnyék-félnapfénynövények” (6-os érték), valamint „napfénynövények” (8-as érték). Kisebb arányban (4-9%) öt mintavételi helyen megtalálhatóak az „árnyék-félárnyéknövények” (4-es érték), valamint három mintavételi helyen csekélyebb mértékben (4%) a „teljes napfénynövények, amelyek csak teljesen nyitott helyeken fordulnak elő” (9-es érték). 5.1.7. Klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlás (CB) A klímahatások relatív tűrése %-os megoszlás szerint, amit a 36-os ábra mutat be, mind a hat mintavételi hely fajainak nagyobb része az óceánikus-szubóceánikus termőhelyek növényei közül kerül ki (3-5-es érték). Mind a hat mintavételi helyen kiugróan magas mennyiségben találhatóak (42-50%) a „óceánikus-szubóceánikus fajok, zömében Közép-Európában” (3-as érték). Ezt követi alacsonyabb értékkel (18-25%) a „szubóceánikus fajok, leginkább Közép-Európában, de Keletre is kiterjed” (4-es érték). Ennél is kevesebb arányú (8-18%) az „átmeneti típusok, gyengén szubóceáni és szubkontinentális jelleggel” (5-ös érték), valamint a „szubkontinentális fajok, döntően KözépEurópa, s a vele határos Kelet-Európában” (6-os érték). A legalacsonyabb arányú (4-13%) a „kontinentális-szubkontinentális fajok, kelet-európai középponttal” (7-es érték).

64


CB 60 50 40


% 30


20

6.m v.hely

10 0 1

36. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A Morgó-patak torkolatának klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlás (1-3. mv. hely a Duna mellett és a 4-6. mv. hely a Morgó-patak mellett)

5.1.8. Relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás (SB) SB 90 80 70 60 %


50

3.m v.hely

40

4.m v.hely

30

6.m v.hely

5.m v.hely

20 10 0 0

37. ábra

1

2

3

4

5

6

7

8

9

A Morgó-patak torkolatának relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás (1-3. mv. hely a Duna mellett és a 4-6. mv. hely a Morgó-patak mellett)

A relatív sótűrőképesség %-os megoszlás szerint, amit a 37-es ábra mutat be, mind a hat mintavételi hely fajainak legnagyobb része sókerülő vagy csak nagyon kevés sót tartalmazó talajon fordul elő. Legnagyobb arányú (77-84%) a „sókerülő fajok, sós vagy szikes talajon nem fordulnak elő” (0-s érték). Jóval kisebb arányban (16-22%) találhatóak meg a „gyengén sótűrő növények, főleg sóban szegény vagy sómentes talajokon, de néha enyhén sós talajon is előfordulnak” (1-es érték). 5.1.9. Természetvédelmi érték kategóriák (TVK) A természetvédelmi értékkategóriák szerinti %-os megoszlás 38-as ábráján szembetűnően látható, hogy legnagyobb arányban a „zavarástűrők” (TZ) vannak jelen a vizsgált területi egységekben. Előfordulásuk magas arányú, mind a Morgó-patak melletti részen (49-63%), mind a Duna melletti mintavételi helyeken (22-37%). A Duna melletti mintavételi helyeken szintén magas (46-56%) a 65


„társulásalkotó fajok” (E) aránya, míg ez a Morgó-patak mellett jóval alacsonyabb (11-16%) részt képvisel. Minden területi egységben megtalálhatóak az „adventív fajok” (A), amelyeknek értéke valamivel magasabb (16-23%) a Morgó-patak mellett, mint a Dunánál (9-16%). A „gyomfajok” (GY) összesített aránya magasabb a Morgó-patak mellett (5-7%), habár a Duna melletti részen szintén magas arányban (7%) voltak jelen. A „kísérőfajok” (K) aránya kisebb (1-2%) a Duna mellett, mint a Morgó-pataknál (5-7%). Három mintavételi helyen (1 eset a Duna mellett, 2 eset a Morgó-pataknál) különböző arányban (9 ill. 1-2%) megtalálhatóak a „gazdasági növények” (G) is. TVK 70 60 50


40

3.m v.hely

%

4.m v.hely

30


20 10 0 E

38. ábra

K

TZ

A

G

GY

A Morgó-patak torkolatának természetvédelmi értékkategóriák szerinti %-os megoszlás (1-3. mv. hely a Duna mellett és a 4-6. mv. hely a Morgó-patak mellett)

66


5.2. A KISMAROSI HOLTÁG ÉS A KŐGESZTERI-SZIGET 5.2.1. Szociális magatartási formák %-os megoszlás (SBT) SBT 50 45 40 35 30

7.m v.hely

% 25

9.m v.hely


20

11.m v.hely

15 10 5 0 S

39. ábra

C

G

DT

W

I

A

RC

AC

A kismarosi holtág (7-9. mv. hely) és a Kőgeszteri-sziget (10-11. mv. hely) szociális magatartási formáinak %-os megoszlása

A 39-es ábrán jól látható, hogy eltérés van a szociális magatartási formáinak %-os megoszlásában a kismarosi holtágban és a Kőgeszteri-szigeten vizsgált növényeknél. Jelentős különbség látható a „természetes zavarástűrők” (DT) arányában, ahol a kismarosi holtág területén alacsonyabb (5-20%) és a Kőgeszteri-sziget területén magasabb az arány (29-47%). Eltérés mutatkozik a „természetes kompetítorok” (C) arányában, ahol kismarosi holtágnál magasabb (34-41%), a Kőgeszteri-szigetnél, pedig alacsonyabb az arány (26-29%). Különbség látható a „behurcolt vagy adventív fajok” (A) esetében is, amelynél a kismarosi holtágban magasabb (6-38%), a Kőgeszteri-szigetnél viszont alacsonyabb (6%) a százalékos arány. Szintén eltérés mutatkozik a „generalisták” (G) arányában is, ez a kismarosi holtágban alacsonyabb (1-10%), míg a Kőgeszteri-sziget résznél magasabb (11-20%) előfordulású. A kismarosi holtágban nagyobb arányú (5-20%) a „specialisták” (S) aránya, mint a Kőgeszteri-szigetnél (3-11%). Kisebb eltérés látható a „természetes gyomfajok” (W) arányában (13%), valamint (1-7%) az „agresszív tájidegen inváziós fajok” (AC) megoszlási arányai között. A két területi egységnek csak egy-egy mintavételi helyén fordulnak elő (2 ill. 7%) „rudeális kompetítorok” (RC), valamint kizárólag csak a kismarosi holtágban látható (7%) „meghonosodott idegen fajok” (I) jelenléte. 5.2.2. A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás (TB) A relatív hőigény %-os megoszlás értékei alapján, amit a 40-es ábra mutat be, mind az öt mintavételi hely fajainak a legnagyobb része (40-61%) „montán lomblevelű mezofil erdőkre jellemző növények” közül kerül ki (5-ös érték). Alacsonyabb értékű (23-40%) mind az öt mintavételi helyen a „szubmontán lomblevelű erdők öve” (6-os érték) növényeinek jelenléte. Ennél is alacsonyabb az arány (6-15%) mind az öt mintavételi helyen a „termofil erdők és erdős-sztyepek öve” fajainál (7-es érték). A legalacsonyabb arányú (5%) három mintavételi helyen a „szubmediterrán (sibljak és sztyep) öv” fajainak (8-as érték) megjelenése, melyek csak a kismarosi holtág területén vannak jelen.

67


TB 70 60 50 7.m v.hely

40

8.m v.hely

%

9.m v.hely

30


20 10 0 1

40. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A kismarosi holtág (7-9. mv. hely) és a Kőgeszteri-sziget (10-11. mv. hely) relatív hőigény szerinti %-os megoszlása

5.2.3. A relatív vízigény szerinti %-os megoszlás (WB) WB 35 30 25 7.m v.hely

20

8.m v.hely

%

9.m v.hely

15


10 5 0 1

41. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

A kismarosi holtág (7-9. mv. hely) és a Kőgeszteri-sziget (10-11. mv. hely) relatív vízigény szerinti %-os megoszlása

A relatív vízigény szerinti %-os megoszlást a 41-es ábra szemlélteti, miszerint a két területi egység növényeinek összegzett képe együttesen és külön-külön is a félszáraz, valamint a talajvízjelző (310-es érték) kategóriák között piramis alakzatban helyezkednek el. A piramis csúcsa (18-33%) az „üde termőhelyek növényei” (6-os érték), míg lefelé haladva megtalálható kisebb arányban (6-25%) a „nedvességjelző növények, leginkább a jól átszellőzött, nem vizenyős talajok növényei” (7-es érték) szerepelnek. Majd (4-29%) a „nedvességjelző, de rövid elárasztást is eltűrő növények” (8-as érték) következnek. Azután valamivel kisebb arányban láthatóak a (9-17%) a „talajvízjelző növények, zömében átitatott (levegőszegény) talajokon élő” fajok (9-es érték). Kis százalékban jelen vannak a „félüde termőhelyek növényei” (4-22%) és „félszáraz termőhelyek növényei” (415%). A kismarosi holtágban alacsonyabb mértékben (5-12%) megtalálhatóak a „félüde termőhelyek növényei” (5-ös érték), miközben a Kőgeszteri-szigetnél ezeknek kicsit magasabb 68


arányú (5-22%) a jelenlétük. A „félszáraz termőhelyek növényei” (4-es érték) hasonló arányban (616%) találhatóak meg mind a kismarosi holtág (6-15%), mind pedig a Kőgeszteri-sziget (9-15%) mintavételi helyein. Elenyésző mértékben (4%) jelen vannak a Kőgeszteri-sziget két területi egységén a „szárazságtűrő növények, alkalmilag üde termőhelyeken is előfordulnak” (3-as érték), valamint a kismarosi holtág egy mintavételi helyén szintén kis mértékben (4%) megtalálhatóak a „változó vízállású, rövidebb ideig kiszáradó termőhelyek vízi növényei” (10-es érték). 5.2.4. A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás (RB) RB 60 50 40


% 30


20 10 0 1

42. ábra

2

3

4

5

6

7

8

A kismarosi holtág (7-9. mv. hely) és a Kőgeszteri-sziget (10-11. mv. hely) relatív talajreakció szerinti %-os megoszlása

A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás 42-es ábráján látható, hogy mind az öt mintavételi helyen a „neutrális talajok növényei, illetve széles tűrésű, indifferens fajok” (6-os érték), valamint „gyengén bazifil fajok” (7-es érték) szerepelnek a legnagyobb százalékos arányban (38-54%). Kisebb mértékben (9-20%) megtalálhatóak mind az öt mintavételi helyen a „mész illetve, bázisjelző fajok, csak mészben gazdag talajokon fordulnak elő” (8-as érték). Két területi egység egy-egy mintavételi helyén kis arányban (4-5%) előfordulnak a „gyengén savanyú talajok növényei” (5-ös érték), valamint a Kőgeszteri-sziget egy mintavételi helyen (5%) a „mérsékelten savanyúságjelző növények” (4-es érték). 5.2.5. A relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás (NB) A relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás értékeit a 43-as ábra mutatja be. Ezen látható, hogy mind az öt mintavételi helyen a „mérsékelten oligotróf termőhelyek növényei”, valamint a „túltrágyázott hipertróf termőhelyek (pásztortanyák), romtalajok növényei” vannak jelen, a 3-as – 9-es közötti értékkategóriákban. Az adatok nagy mértékben váltakozóak mind a két területi egység esetén. A legmagasabb arányú (35-40%) a „tápanyagban gazdag termőhelyek növényei” (7-es érték). A Kőgeszteri-sziget pozitív trendje kisebb mértékű, de az eredmények több esetben hasonlóak (4-9%). Egyes értékeken belül, mint például az „erősen tápanyag szegény termőhelyek növényei” (2-es érték), a „mérsékelten oligotróf termőhelyek növényei” (3-as érték), a „mérsékelten tápanyag gazdag termőhelyek növényei” (5-ös érték), „szubmezotróf termőhelyek növényei” (4-es érték), valamint a „trágyázott talajok N-jelző növényei” (8-as érték) esetében is ez tapasztalható. Viszont a kismarosi holtág mintavételi helyei között erőteljesebb különbségek mutatkoznak, mint például (10-22%) a „mérsékelten tápanyag gazdag termőhelyek növényei” (6-os érték), (5-29%) a 69


„trágyázott talajok N-jelző növényei” (8-as érték) és (4-20%) a „túltrágyázott hipertróf termőhelyek (pásztortanyák), romtalajok növényei” (9-es érték) esetén. NB 50 45 40 35 7.m v.hely

30

8.m v.hely

% 25


20

11.m v.hely

15 10 5 0 1

43. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A kismarosi holtág (7-9. mv. hely) és a Kőgeszteri-sziget (10-11. mv. hely) relatív nitrogénigény szerinti %os megoszlása

5.2.6. A relatív fényigény szerinti %-os megoszlás (LB) LB 60 50 40


% 30


20 10 0 1

44. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A kismarosi holtág (7-9 mv. hely) és a Kőgeszteri-sziget (10-11. mv. hely) relatív fényigény szerinti %-os megoszlása

A relatív fényigény szerinti %-os megoszlás értékeit a 44-es ábra mutatja be. Ezen látható, hogy mind az öt mintavételi hely fajainak nagyobbik része a félnapfénynövény, félárnyék termőhelyek növényei közül kerülnek ki (5-7-es érték). Kiugróan magas értékű (32-52%) „félnapfénynövény, többnyire teljes fényben él, de árnyéktűrő is” fajok (7-es érték) jelenléte. Mind az öt mintavételi helyen hasonló mennyiségben (18-20%) jelen vannak a „félárnyék-félnapfénynövények” (6-os érték). Nagyobb eltérés mutatkozik a két mintavételi terület között „félárnyéknövények” (5-ös érték) esetén. Itt a kismarosi holtág területén felmért növényeknek magasabb az aránya (20-23%), mint a Kőgeszteri-szigetről származóknak (13-20%). Szintén nagyobb arányú az eltérés 70


„napfénynövények” esetén (8-as érték), ahol itt is a kismarosi holtág területén felmért növényeknek magasabb az aránya (5-23%), mint a Kőgeszteri-szigetről származóknak (5-9%). Négy mintavételi helyen megtalálhatóak „árnyék-félárnyéknövények” (4-es érték), melyek – egy mintavételi hely kivételével – mindenhol kisebb arányúak (5-10, ill. 17%). 5.2.7. A klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlás (CB) A klímahatások relatív eltűrése szerinti %-os megoszlást a 45-ös ábra mutatja be. Ezen látható, hogy mind az öt mintavételi helyen többségében olyan növények találhatóak meg, amelyek a „óceánikus-szubóceánikus fajok, zömében Közép-Európában” (3-as érték) és a „kontinentálisszubkontinentális fajok, kelet-európai középponttal” (7-es érték) közötti skála értékeiből kerülnek ki. A kismarosi holtágnál a legmagasabb arányú (35 és 45%) az „átmeneti típusok, gyengén szubóceáni és szubkontinentális jelleggel” (5-ös érték), míg a Kőgeszteri-szigetnél az „óceánikusszuboceánikus fajok, zömében Közép-Európában” (3-as érték) a legmagasabb mennyiségű (39%). A Kőgeszteri-szigetnél két mintavételi látható kisebb (4%) szélsőséges érték az „óceánikus fajok, leggyakrabban Ny-Európában és nyugati Közép-Európában” (2-es érték), valamint egy mintavételi helynél a „kontinentális fajok Keletről még éppen eljutnak Közép-Európába” (8-as érték). Hasonló arányú (12-15%), mind a kismaros holtágban, mind pedig a Kőgeszteri-szigeten a „szubkontinentális fajok, döntően Közép-Európa, s a vele határos Kelet-Európában” növényeknek az aránya (6-os érték). Kisebb különbség látható a „szubóceánikus fajok, leginkább KözépEurópában, de Keletre is kiterjed” (4-es érték) esetén a kismarosi holtág (18-30%) és a Kőgeszterisziget (22-29%) között. CB 50 45 40 35 7.mv.hely

30

8.mv.hely

% 25

9.mv.hely 10.mv.hely

20

11.mv.hely

15 10 5 0 1

45. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A kismarosi holtág (7-9. mv. hely) és a Kőgeszteri-sziget (10-11. mv. hely) klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlása

5.2.8. A relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás (SB) A relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlást a 46-os ábra szemlélteti. Az ábrán látható, hogy mind az öt mintavételi hely fajainak legnagyobb része teljes mértékben sókerülő vagy csak nagyon kevés sót képes elviselni. Két mintavételi helyen maximális értékű (100%) a „sókerülő fajok, sós vagy szikes talajon nem fordulnak elő” (0-s érték) jelenléte. Három mintavételi helyen kisebb arányban (5-18%) megtalálhatóak „gyengén sótűrő növények, főleg sóban szegény vagy sómentes talajokon, de alkalmilag enyhén sós talajon is előfordulnak” (1-es érték).

71


SB 120 100 80


% 60


40

11.m v.hely

20 0 0

46. ábra

1

2

3

4

5

6

7

8

9

A kismarosi holtág (7-9. mv. hely) és a Kőgeszteri-sziget (10-11. mv. hely) relatív sótűrőképesség szerinti %os megoszlása

5.2.9. Természetvédelmi értékkategóriák (TVK) A természetvédelmi értékkategóriák szerinti %-os megoszlás 47-es ábráján látható, hogy a legmagasabb arányú (53%) a „zavarástűrők” (TZ) mértéke a Kőgeszteri-sziget egyik mintavételi helyén. A többi mintavételi helynek ennél alacsonyabb (5-21%) a kategórián belüli aránya. Minden mintavételi helyen jelentős, a kismarosi-holtág részén pedig minden mintavételi pontban még magasabb is a „társulásalkotó fajok” (E) aránya (38, ill. 25-30%). A „kísérőfajok” (K) aránya a kismarosi holtágnál alacsonyabb (10-27%), míg a Kőgeszteri-szigetnél magasabb mértékű (1437%). Öt mintavételi helyen megtalálhatóak (2-3%) a „gyomfajok” (GY) és ezen belül egy területi egységben (a Kőgeszteri-szigeten) jóval magasabb értéket kaptam (22%). Az „adventív fajok” (A) magasabb arányban (20-38%) vannak jelen a kismarosi-holtágban, mint a Kőgeszteri-szigetnél (57%). A két területi egységnek egy-egy mintavételi helyén kis mértékben jelen vannak (2 és 7%) a „gazdasági növények” (G), valamint (1-1%) a „védett fajok” (V). TVK 60 50 40


% 30


20 10 0 V

47. ábra

E

K

TZ

A

G

GY

A kismarosi holtág (7-9. mv. hely) és a Kőgeszteri-sziget (10-11. mv. hely) természetvédelmi értékkategóriák szerinti %-os megoszlása

72


5.3. A KOMPKÖTŐ-SZIGET 5.3.1. A szociális magatartási formák %-os megoszlása (SBT) A 48-as ábrán látható, hogy eltérés mutatkozik a Kompkötő-sziget három különböző területi egysége között a szociális magatartási formák %-os megoszlásában. Nagy arányú az eltérés a „generalisták” (G) formája között (bokorerdő 47-76%, gát melletti rész 4-5%, belső sziget rész 510%). Eltérés mutatkozik a „természetes kompetítorok” (C) esetében is (a bokorerdő 10-47%, gát melletti rész 40%, belső sziget rész 37-40%). Szintén eltérő a „természetes zavarástűrők” (DT) (bokorerdő 2-8%, gát melletti rész 5-8%, belső sziget rész 23-34%), és a „behurcolt vagy adventív fajok” (A) mennyisége (bokorerdő 2%, gát melletti rész 40-47%, belső sziget rész 1%). Eltérés van a „meghonosodott idegen fajok”(I) aránya között is (bokorerdő 2%, gát melletti rész 0%, belső sziget részen 15-18%). Csak két területi egységen belül találhatóak meg az „agresszív tájidegen inváziós fajok” (AC) (bokorerdő 2%, belső sziget rész 15-18%). Két mintavételi helyen (a gát melletti részben) kis arányban (1-3%) megtalálhatóak a „specialisták” (S). Nagyon kis arányban (1%) egy területi egységben (belső sziget rész) megjelennek a „természetes gyomfajok” (W). SBT 80 70 60


50


% 40


30


20

20.m v.hely

10 0 S

48. ábra

C

G

W

DT

I

A

AC

A Kompkötő-sziget szociális magatartási formáinak %-os megoszlása (12-16. bokorerdő, 17-18. gát melletti rész, 19-20. belső sziget rész)

5.3.2. A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás (TB) A relatív hőigény %-os megoszlását a 49-es ábra szemlélteti. Látható, hogy mind a kilenc mintavételi helyen a legnagyobb arányban (25-67%) a „szubmontán lomblevelű erdők öve” fajai (6os érték) vannak jelen. Ennél alacsonyabb arányú (25-50%) a „montán lomblevelű mezofil erdőkre jellemző növények” (5-ös érték) jelenléte. Ennél is alacsonyabb (12-25%) a „termofil erdők és erdős-sztyepek öve” növényeinek (7-es érték) aránya. Kisebb arányban (6-7%) a Kompkötő-sziget belső részén két mintavétel helyen „szubmediterrán (sibljak és sztyep) öv” fajai (8-as érték) is megtalálhatóak.

73


TB 80 70 60

12.mv.hely

50

13.mv.hely

% 40

15.mv.hely

14.mv.hely 16.mv.hely 17.mv.hely

30


20

20.mv.hely

10 0 1

49. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A Kompkötő-sziget relatív hőigény szerinti %-os megoszlása (12-16. bokorerdő, 17-18. gát melletti rész, 1920. belső sziget rész)

5.3.3. A relatív vízigény szerinti %-os megoszlás (WB) A relatív vízigény szerinti %-os megoszlást az 50-es ábra szemlélteti. Látható, hogy a legnagyobb arányban előforduló növénymennyiség (50 és 33%) a bokorerdő három mintavételi helyén jelenik meg a „talajvízjelző növények, zömében átitatott (levegőszegény) talajokon” (9-es érték). A vizsgált területen megtalálhatóak az „üde termőhelyek növényei” (6-os érték) (25-44%), a „nedvességjelző növények, leginkább a jól átszellőzött, nem vizenyős talajok növényei” (7-es érték) (11-38%), valamint a „talajvízjelző növények, súlypontosan átitatott (levegőszegény) talajokon” (9es érték) (6-50%). A Kompkötő-sziget két területi egységén belül (bokorerdő, gát melletti rész) kétkét mintavételi helyen megtalálhatóak (11-25%) a „nedvességjelző, de rövid elárasztást is eltűrő növények” (8-as érték). Egy területi egység (sziget résznél) két mintavételi helyen (6-8%) a „félszáraz termőhelyek növényei” (4-es érték) is jelen vannak. Egy mintavételi helyen (a szigeti részen) megtalálhatóak (13%) a „félüde termőhelyek növényei” (5-ös érték). WB 80 70 60

12.mv.hely

50

13.mv.hely

% 40

15.mv.hely

30

17.mv.hely

20

19.mv.hely

14.mv.hely 16.mv.hely 18.mv.hely 20.mv.hely

10 0 1

50. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

A Kompkötő-sziget relatív vízigény szerinti %-os megoszlása (12-16. bokorerdő, 17-18. gát melletti rész, 1920. belső sziget rész)

74


5.3.4. A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás (RB) RB 70 60 50


40


%

16.mv.hely

30


20


10 0 1

51. ábra

2

3

4

5

6

7

8

A Kompkötő-sziget relatív talajreakció szerinti %-os megoszlása (12-16. bokorerdő, 17-18. gát melletti rész, 19-20. belső sziget rész)

A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás 51-es ábráján látható, hogy mind a kilenc mintavételi hely adatai három értéken belül oszlanak meg (6-8-as érték). Legmagasabb az arány (25-62%) a „gyengén bazifil fajok” (7-es érték), majd alacsonyabb (23-44%) a „neutrális talajok növényei, illetve széles tűrésű, indifferens fajok” (6-os érték) és végül a legalacsonyabb (17-33%) a „mész illetve, bázisjelző fajok, csak mészben gazdag talajokon fordulnak elő” (8-as érték). 5.3.5. A relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás (NB) NB 80 70 60


50


% 40


30


20

20.m v.hely

10 0 1

52. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A Kompkötő-sziget relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlása (12-16. bokorerdő, 17-18. gát melletti rész, 19-20. belső sziget rész)

A nitrogénigény szerinti %-os megoszlás értékeit az 52-es ábra mutatja be. Látható, hogy mind a kilenc mintavételi hely fajainak nagyobb része a tápanyagban gazdag termőhelyek növényei közül kerülnek ki (6-9-es érték). A legmagasabb értéket (31-67%) a „tápanyagban gazdag termőhelyek növényei” (7-es érték) esetén látható. Kisebb arányú (12-22%) a megjelenése a „trágyázott talajok 75


N-jelző növényeinek” (8-as érték), (12-25%) a „túltrágyázott hipertróf termőhelyek (pásztortanyák), romtalajok növényeinek” (9-es érték), valamint (11-33%) a „mérsékelten tápanyag gazdag termőhelyek növényeinek” (6-os érték). A Kompkötő-szigeti résznél két mintavételi helyen (812%) a „mezotróf termőhelyek növényei” (5-ös érték), valamint a Kompkötő-sziget gát melletti résznél két mintavételi helyen (12%) „szubmezotróf termőhelyek növényei” (4-es érték) is megtalálhatóak. 5.3.6. A relatív fényigény szerinti %-os megoszlás (LB) A relatív fényigény szerinti %-os megoszlás értékei alapján, amit az 53-as ábra mutat be, mind a kilenc mintavételi hely fajainak nagyobb része a félnapfénynövények, félárnyékos termőhelyek növényei közül kerül ki (5-7-es érték). Kiugróan magas értékű (25-100%) a „félárnyéknövények” (5-ös érték) megjelenése, ahol a legmagasabb értékeket (75-100%) a Kompkötő-sziget bokorerdő résznél kaptam. Alacsonyabb megjelenésű (25-44%) a „félnapfénynövények, többnyire teljes fényben él, de árnyéktűrő is” (7-es érték), majd ennél is alacsonyabb (11-25%) a „félárnyékfélnapfénynövények” (6-os érték). Csak két-két mintavételi helyen (Komkötő-sziget gát melletti rész, Kompkötő-szigeti rész) találhatóak meg a legalacsonyabb aránnyal (8-25%) az „árnyékfélárnyéknövények” (4-es érték). LB 120 100 12.mv.hely

80


% 60


40


20 0 1

53. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A Kompkötő-sziget relatív fényigény szerinti %-os megoszlása (12-16. bokorerdő, 17-18. gát melletti rész, 19-20. belső sziget rész)

5.3.7. A klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlás (CB) A klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlás értékszámait bemutató 54-es ábra szerint, jelentősen megoszlanak az értékek, melyek arányainak nagysága olykor hasonló értékű az egyes területek viszonyítása között (17%, 22%, 25%, 33%). A diagram legmagasabb értéke (44%) a Kompkötő-szigeti részén található „óceánikus-szuboceánikus fajok, zömében Közép-Európában” (3-as érték). Mind a kilenc mintavételi helyen megtalálhatóak (18-25%) a „szubóceánikus fajok, leginkább Közép-Európában, de Keletre is kiterjed” (4-es érték), valamint (12-33%) a „szubkontinentális, döntően Közép-Európa, s a vele határos Kelet-Európában” (6-os érték), valamint a „kontinentális-szubkontinentális fajok, kelet-európai középponttal” (7-es érték). Csak két-két mintavételi helyen található meg (Komkötő-sziget gát melletti rész, Kompkötő-szigeti rész) az aránya (12-25%) az „átmeneti típusok, gyengén szubóceáni és szubkontinentális jelleggel” (5-ös érték). A Kompkötő-sziget bokorerdő és szigeti részén jelen vannak (17-43%) az „óceánikus76


szubóceánikus fajok, zömében Közép-Európában” (3-as érték), továbbá egy mintavételi helyen (a Kompkötő-sziget gát melletti részénél) arányában fellelhetőek (12%) az „óceánikus fajok, leggyakrabban Ny-Európában és nyugati Közép-Európában” (2-es érték). CB 50 45 40 35

12.m v.hely

30

14.m v.hely

13.m v.hely

% 25

15.m v.hely

20

17.m v.hely


15


10 5 0 1

54. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A Kompkötő-sziget klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlása (12-16. bokorerdő, 17-18. gát melletti rész, 19-20. belső sziget rész)

5.3.8. A relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás (SB) A relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás értékszámait bemutató 55-ös ábra alapján megállapítható, hogy mind a kilenc mintavételi hely fajainak legnagyobb része teljes mértékben sókerülő vagy csak nagyon kevés sót képes elviselni. A hét mintavételi helyen maximális arányban (100%) a „sókerülő fajok, sós vagy szikes talajon nem fordulnak elő” (0-s érték). Egy területi egységnek (bokorerdő) két mintavételi helyén kisebb arányban (11%) a „gyengén sótűrő növények, főleg sóban szegény vagy sómentes talajokon, de alkalmilag enyhén sós talajon is előfordulnak” (1es érték). SB 120 100 12.mv.hely

80


% 60


40


20 0 0

55. ábra

1

2

3

4

5

6

7

8

9

A Kompkötő-sziget relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlása (12-16. bokorerdő, 17-18. gát melletti rész, 19-20. belső sziget rész)

77


5.3.9. Természetvédelmi értékkategóriák (TVK) Az 56-os ábrán látható, hogy eltérés mutatkozik a Kompkötő-sziget három különböző területi egysége között a természetvédelmi értékkategóriák szerinti %-os megoszlásában. Nagy arányú az eltérés a „kísérőfajok” (K) esetében (bokorerdő 47-76%, gát melletti rész 7-10%, belső sziget rész 6-10%). Nagy az aránya a „társulásalkotó fajok” (E) jelenlétének (bokorerdő 10-47%, gát melletti rész 39%, belső sziget rész 37-40%). Kisebb arányú „zavarástűrők” (TZ) aránya, de két mintavételi területen magasabb számban találhatók meg (bokorerdő 2-8%, gát melletti rész 4-7%, belső sziget rész 27-33%). Eltérés mutatkozik az „adventív fajok” (A) arányában is (bokorerdő 2%, gát melletti rész 40-47%, belső sziget rész 3-5%). A „gazdasági növények” (G) kisebb arányban találhatóak meg a területi egységekben (bokorerdő 2-6%, gát melletti rész 3%, belső sziget rész 3-5%). Csak két területi egység két-két mintavételi helyén élnek a „gyomfajok” (GY) (bokorerdő 1, ill. 3%, belső sziget rész 10, ill. 15%). TVK 80 70 60

12.m v.hely

50

13.m v.hely

% 40

15.m v.hely

30

17.m v.hely

20

19.m v.hely

14.m v.hely 16.m v.hely 18.m v.hely 20.m v.hely

10 0 E

56. ábra

K

TZ

A

G

GY

A Kompkötő-sziget természetvédelmi értékkategóriák szerinti %-os megoszlása (12-16. bokorerdő, 17-18. gát melletti rész, 19-20. belső sziget rész)

78


5.4. A TORDA-SZIGET ÉS A VÁCI LIGET 5.4.1. A szociális magatartási formák %-os megoszlás (SBT) SBT 80 70 60 50

21.m v.hely

% 40

22.m v.hely

30

24.m v.hely

23.m v.hely

20 10 0 C

57. ábra

G

DT

W

I

A

RC

AC

A Torda-sziget (21. mv. hely) és a váci Liget (22-24. mv. hely) szociális magatartási formáinak %-os megoszlása

A szociális magatartási formáinak %-os megoszlás 57-es ábráján szembetűnően látszik, hogy eltérés van a Torda-sziget és a váci Ligetben található növények összetételében. A Torda-szigeten a „természetes kompetítorok” (C) megjelenése magasabb (72%), miközben a váci Ligetben ez jóval alacsonyabb értéket mutat (7-20%). A váci Liget területén jóval magasabb mértékben fordulnak elő (26-52%) a „behurcolt vagy adventív fajok” (A), valamint (22-34%) az „agresszív tájidegen inváziós fajok” (AC), miközben ez az arány jóval alacsonyabb (5 ill. 4%) a Torda-sziget területén. A váci Liget területén magasabb az arány (3-21%) a „generalisták” (G) esetén, mint a Tordaszigeten (6%). A „természetes gyomfajok” (W) megjelenése hasonló arányú (2-3%) az összes területi egységben. Csak a Torda-szigeten vannak jelen kis mértékben (1 ill. 2%) a „meghonosodott idegen fajok” (I), illetve „rudeális kompetítorok” (RC). A „természetes zavarástűrők” (DT) aránya a Torda-sziget területén valamivel alacsonyabb (8%), mint a váci Liget területi egységeiben (10-13%) 5.4.2. A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás (TB) A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás értéket az 58-as ábra mutatja be. Az ábrán látható, hogy mind a négy mintavételi helyen a fajoknak a legnagyobb aránya (63-76%) a „montán lomblevelű mezofil erdőkre jellemző növények” közül kerül ki (5-ös érték). Mind a négy mintavételi helyen alacsonyabb arányban jelenik meg (19-29%) a „szubmontán lomblevelű erdők öve” (6-os érték). Még ennél is alacsonyabb (5-8%) – szintén mind az öt mintavételi helyen – a „termofil erdők és erdős-sztyepek öve” növényeinek aránya (7-es érték).

79


TB 80 70 60 50

21.mv.hely

% 40

22.mv.hely

30

24.mv.hely

23.mv.hely

20 10 0 1

58. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A Torda-sziget (21. mv. hely) és a váci Liget (22-24. mv. hely) relatív hőigény szerinti %-os megoszlása

5.4.3. A relatív vízigény szerinti %-os megoszlás (WB) WB 45 40 35 30 %

25

21.mv.hely

20

23.mv.hely


15 10 5 0 1

59. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

A Torda-sziget (21. mv. hely) és a váci Liget (22-24. mv. hely) relatív vízigény szerinti %-os megoszlása

A relatív vízigény szerinti %-os megoszlást az 59-es ábra szemlélteti. Az ábrán látható, hogy a Torda-szigeten élő fajok legnagyobb része megtalálható a „félüde termőhelyek növényei” (5-ös érték) és a a „talajvízjelző növények, leginkább átitatott (levegőszegény) talajokon élő fajok” (9-es érték) között. A váci Ligetben előforduló fajok nagyobb része a „félüde termőhelyek növényei” (5ös érték) és a „változó vízállású, rövidebb ideig kiszáradó termőhelyek vízi növényei” (10-es érték) között találhatóak meg. A Torda-sziget területén a legmagasabb érték (33%) az „üde termőhelyek növényei” (6-os érték), míg a váci Liget három mintavételi helyének a legmagasabb értékei (29%, 42%, 38%) a „talajvízjelző növények, leginkább átitatott (levegőszegény) talajokon élő fajok” (9-es érték) esetében fordulnak elő. Két területi egységnek mind a négy mintavételi helyen jelen voltak (13-33%) az „üde termőhelyek növényei” (6-os érték), a „nedvességjelző növények, zömében a jól átszellőzött, nem vizenyős talajok növényei” (7-es érték) és a „nedvességjelző, de rövid elárasztást is eltűrő növények” (8-as érték). A Torda-sziget területén kis mennyiségben előfordulnak (5%) a „félszáraz termőhelyek növényei” (4-es érték), valamint a „vízben úszó, gyökerező vagy lebegő vízi 80


szervezetek” (11-es érték). A váci Ligetben két mintavételi helyen jelen vannak (8% ill. 14%) a „változó vízállású, rövidebb ideig kiszáradó termőhelyek vízi növényei” (10-es érték). 5.4.4. A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás (RB) RB 60 50 40 21.m v.hely 22.m v.hely

% 30


20 10 0 1

60. ábra

2

3

4

5

6

7

8

A Torda-sziget (21. mv. hely) és a váci Liget (22-24. mv. hely) relatív talajreakció szerinti %-os megoszlása

A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás 60-as ábráján egyértelműen látható, hogy a váci Liget három mintavételi helyén a „gyengén bazifil fajok” (7-es érték) döntő többségében vannak (5257%). A Torda-sziget területén a legmagasabb értékű a megjelenése (43%) a „neutrális talajok növényei, illetve széles tűrésű, indifferens fajok” (6-os érték), valamint megegyező mértékű a „gyengén bazifil fajok” (7-es érték). Kisebb arányban (5-10%) mind a négy mintavételi helyen megtalálhatóak a „mész illetve, bázisjelző fajok, csak mészben gazdag talajokon fordulnak elő” (8as érték). A Torda-sziget területén kisebb arányban (5%) jelen vannak „gyengén savanyú talajok növényei” (5-ös érték). 5.4.5. A relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás (NB) A relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás 61-es ábráján a legmagasabb érték (50%) a váci Liget területén a „tápanyagban gazdag termőhelyek növényei” (7-es érték) esetén fordul elő. A másik két ligeti mintavételi helynek szintén ezen az értéken belül a legmagasabb az aránya (2829%). A Torda-sziget területén a legmagasabb arány már kisebb mértékű (33%), de ez az arány vezet az ott felmért növények között. Mind a négy mintavételi helyen előfordulnak (14-24%) a „trágyázott talajok N-jelző növényei” (8-as érték), (10-29%) a „túltrágyázott hipertróf termőhelyek (pásztortanyák), romtalajok növényei” (9-es érték), valamint (7-19%) a „mérsékelten tápanyag gazdag termőhelyek növényei” (6-os érték). Egy mintavételi hely kivételével (a váci Liget) mindenhol megtalálhatóak (5-17%) a „szubmezotróf termőhelyek növényei” (4-es érték) és a „mezotróf termőhelyek növényei” (5-ös érték). Kizárólag a Torda-sziget területén vannak jelen (10%) a „mérsékelten oligotróf termőhelyek növényei” (3-as érték).

81


NB 60 50 40 21.m v.hely 22.m v.hely

% 30


20 10 0 1

61. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A Torda-sziget (21. mv. hely) és a váci Liget (22-24. mv. hely) relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlása

5.4.6. A relatív fényigény szerinti %-os megoszlás (LB) LB 70 60 50 21.mv.hely

40

22.mv.hely

%

23.mv.hely

30

24.mv.hely

20 10 0 1

62. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A Torda-sziget (21. mv. hely) és a váci Liget (22-24. mv. hely) relatív fényigény szerinti %-os megoszlása

A relatív fényigény szerinti %-os megoszlás értékeit a 62-es ábra mutatja be. Ezen látható, hogy a váci Liget mintavételi helyein található fajok az „árnyék-félárnyéknövények” (4-es érték) és „napfénynövények” (8-as érték) kategória közötti értékek. A váci Liget mind három mintavételi helyén a legmagasabb arányban van (34-67%) a „félnapfénynövények, többnyire teljes fényben élnek, de árnyéktűrők is” (7-es érték) van jelen. A váci Liget területén különböző arányú volt a jelenléte egyes értékeknek, mint például (4-7%) az „árnyék-félárnyéknövények” (4-es érték), (814%) a „félárnyéknövények” (5-ös érték), (14-16%) a „félárnyék-félnapfénynövények” (6-os érték), valamint (5-14%) a „napfénynövény” (8-as érték). A Torda-sziget területén a legmagasabb arányú (38%) a „félnapfénynövény, többnyire teljes fényben él, de árnyéktűrő is” (7-es érték), de szintén magas arányú (33%) a „félárnyéknövények” (5-ös érték) eloszlása. Alacsonyabb értékű (12% és 14%) a „félárnyék-félnapfénynövények” (6-os érték) és a „napfénynövények” (8-as érték) jelenléte.

82


5.4.7. A klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlás (CB) CB 40 35 30 25

21.mv.hely

% 20

22.mv.hely

15

24.mv.hely

23.mv.hely

10 5 0 1

63. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A Torda-sziget (21. mv. hely) és a váci Liget (22-24. mv. hely) klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlása

A klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlás értékeit bemutató 63-as ábra szerint, a legmagasabb értékek mind a négy területi egység esetén az „óceánikus-szuboceánikus faj, zömében Közép-Európában” (3-as érték) és az „átmeneti típusok, gyengén szubóceáni és szubkontinentális jelleggel” (5-ös érték) közötti átmenő értékkategóriák alatt találhatóak. A legmagasabb arány (36%) a váci Liget területén látható a „szubóceánikus fajok, leginkább Közép-Európában, de Keletre is kiterjednek” (4-es érték) esetén. Szintén magas (29-33%) a váci Liget két mintavételi helyén az „óceánikus-szubóceánikus fajok, zömében Közép-Európában” (3-as érték) megjelenése. Alacsonyabb arányú a „szubkontinentális, döntően Közép-Európa, s a vele határos KeletEurópában” (6-os érték) élő fajok száma, mind a Torda-szigeten (10%), mind pedig a váci Ligetben (8-14%). A legalacsonyabb arány (4-7%) a két szélső értéknél fordul elő a váci Ligetben. Az „óceánikus fajok, leggyakrabban Ny-Európában és nyugati Közép-Európában” (2-es érték) és a „kontinentális-szubkontinentális fajok, kelet-európai középponttal” (7-es érték). 5.4.8. A relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás (SB) A relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás értékeit bemutató 64-es ábra alapján megállapítható, hogy mind a hat mintavételi helyen a fajok legnagyobb része sókerülő vagy csak nagyon kevés sót képes elviselni. Legnagyobb arányú (81-95%) a „sókerülő fajok, sós vagy szikes talajon nem fordulnak elő” (0-s érték). Kisebb arányú (5-21%) a „gyengén sótűrő növények, főleg sóban szegény vagy sómentes talajokon, de alkalmilag enyhén sós talajon is előfordulnak” (1-es érték).

83


SB 100 90 80 70 60

21.mv.hely

% 50

22.mv.hely

40

24.mv.hely

23.mv.hely

30 20 10 0 0

64. ábra

1

2

3

4

5

6

7

8

9

A Torda-sziget (21. mv. hely) és a váci Liget (22-24. mv. hely) relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlása

5.4.9. Természetvédelmi értékkategóriák (TVK) TVK

80 70 60 50

21.mv.hely

% 40

22.mv.hely

30

24.mv.hely

23.mv.hely

20 10 0 V

65. ábra

E

K

TZ

A

G

GY

A Torda-sziget (21. mv. hely) és a váci Liget (22-24. mv. hely) természetvédelmi értékkategóriák szerinti %os megoszlása

A természetvédelmi értékkategóriák szerinti %-os megoszlást a 65-ös ábra mutatja be. Az ábrán látható, hogy eltérés van a Torda-sziget és a váci Liget növényenek megoszlása között. Legmagasabb az arány (71%) a Torda-szigeten a „társulásalkotó fajok” (E) megjelenésénél, míg emellett a váci Ligetben ezeknek az aránya jóval alacsonyabb (9-20%). A váci Ligetben viszont magasabb a „zavarástűrők” (TZ) aránya (33-42%) a Torda-szigettel ellentétben (10%). Szintén magasabb (19-52%) a váci Ligetben az „adventív fajok” (A) megjelenése, amely kisebb arányban (5%) jelentkezik a Torda-sziget területén. Kevéssel, de magasabb (6%) a Torda-szigeten a „gyomfajok” (GY) jelenléte, mint a váci Ligetben (1-3%). A „kísérőfajok” (K) megjelenése a váci Ligetben arányaiban magasabb, mint a Torda-szigeten (3-20, ill. 7%). A váci Liget mind három mintavételi helyén kisebb arányban megtalálhatóak (1-5%) a „védett fajok” (V). Csak a Tordaszigeten fordulnak elő (2%) „gazdasági növények” (G). 84


5.5. A TERÜLETI EGYSÉGEK ÖSSZESÍTETT ÉRTÉKELÉSEI 5.5.1. A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás (TB)

Relatív hőigény szerinti % -os megoszlás (TB) összesítése 80 70 60 1.Morgó-patak tork.

50

2.kism arosi holtág 3.Kőgeszteri-sziget

% 40

4.Kom pkötő-sziget

30

5.Torda-sziget 6.váci Liget

20 10 0 1

2

66. ábra

3

4

5

6

7

8

9

A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás összesítése

A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás összesítésének 66-os ábráján látható, hogy az összes mintavételi helyen együttvéve négy értékcsoport szerepel. Egy területi egység kivételével (Kompkötő-sziget) mindenhol a „montán lomblevelű mezofil erdőkre jellemző növények” (5-ös érték) vannak a legnagyobb mértékben (51-70%). Ezt követi „szubmontán lomblevelű erdők öve” (6-os érték) alacsonyabb aránnyal (24-33%). Kivételt képez a Kompkötő-sziget területe, ahol ez az arány magasabb (49%). Az összes területi egységben alacsonyabb arányban (6-16%), találhatóak meg a „termofil erdők és erdős-sztyepek övének” (7-es érték) növényei. Három területi egységben (kismarosi holtág, Kőgeszteri-sziget, Kompkötő-sziget) nagyon alacsony arányban (2-5%) jelen vannak a „szubmediterrán (sibljak és sztyep) öv”növény fajai (8-as érték). 5.5.2. A relatív vízigény szerinti %-os megoszlás (WB)

Relatív vízigény szerinti % -os megoszlás (WB) összesítése 40 35 30 25

1.Morgó-patak tork.

% 20

3.Kőgeszteri-sziget

2.kism arosi holtág 4.Kom pkötő-sziget

15

5.Torda-sziget 6.váci Liget

10 5 0 1

2

67. ábra

3

4

5

6

7

8

9

10

11

A relatív vízigény szerinti %-os megoszlás összesítése

85


A relatív vízigény szerinti %-os megoszlás összesítésének 67-es ábráján látható, hogy a hat területi egység növényei a félszáraz, valamint a talajvízjelző növények közötti 3-11-es értékek között helyezkednek el, és azon belül is a legmagasabb értékek a 6-7 kategóriák között találhatóak. Az értékelés leírásakor elsősorban a kiugróan magas értékeket helyezem előtérbe. Ezek alapján látható, hogy a Morgó-patak torkolatánál, a Kőgeszteri-szigetnél a Kompkötő-szigetnél, valamint a Tordaszigetnél magas arányú (30-35%) az „üde termőhelyek növényei” (6-os érték). Ugyancsak magas (34-36%) a Kompkötő-szigeten és a váci Ligetben a „talajvízjelző növények, zömében átitatott (levegőszegény) talajokon élő” fajok (9-es érték) megjelenése. Magas értékű a kismarosi-holtágban a „nedvességjelző, de rövid elárasztást is eltűrő növények” (8-as érték) előfordulása. 5.5.3. A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás (RB)

Relatív talajreakció szerinti % -os megoszlás (RB) összesítése 60 50 40


% 30


2.kismarosi holtág 4.Kompkötő-sziget 5.Torda-sziget

20

6.váci Liget

10 0 1

68. ábra

2

3

4

5

6

7

8

A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás összesítése

A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás összesítésének 68-as ábráján látható, hogy mind a hat területi egységben a „neutrális talajok növényei, illetve széles tűrésű, indifferens fajok” (6-os érték), valamint „gyengén bazifil fajok” (7-es érték) szerepelnek a legnagyobb százalékos arányban (3155%). Az ábra szerint, az utóbbi kategóriában a legmagasabb értékaránya a váci Liget növényeinek van. Kisebb mértékben (5-20%) előfordulnak mind a hat területi egységben a „mész illetve, bázisjelző fajok, csak mészben gazdag talajokon fordulnak elő” (8-as érték) kategória növényei. Nagyon kis arányban (2%) jelen vannak a Kőgeszteri-szigeten „mérsékelten savanyúságjelző növények” (4-es érték), valamint (5-16%) a Morgó-patak torkolatánál, a kismarosi holtágnál, a Kőgeszteri-szigetnél és a Torda-szigetnél a „gyengén savanyú talajok növényei” (5-ös érték). 5.5.4. A relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás (NB) A relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás összesítésének 69-es ábráján látható, hogy mind a hat területi egység fajainak legnagyobb része az 5-9-es értékcsoport közül kerül ki. Mind a hat területi egység esetén a legmagasabb érték (27-49%) a „tápanyagban gazdag termőhelyek növényei” (7-es érték) esetén fordul elő. Kisebb arányú (7-21%) a „mérsékelten tápanyag gazdag termőhelyek növényei” (6-os érték), (6-14%) a „mezotróf termőhelyek növényei” (5-ös érték), (626%) a „trágyázott talajok N-jelző növényei” (8-as érték), valamint (5-19%) a „túltrágyázott hipertróf termőhelyek (pásztortanyák), romtalajok növényei” (9-es érték) jelenléte. Öt területi egységben kisebb arányban (5-13%) megtalálhatóak a „szubmezotróf termőhelyek növényei” (4-es érték). Ebben a kategóriában – a többi területi egységhez képest – a váci Liget területén magasabb értékarány tapasztalható (31%). 86


Relatív nitrogénigény szerinti % -os megoszlás (NB) összesítése 60 50 40


% 30


2.kismarosi holtág 4.Kompkötő-sziget 5.Torda-sziget

20

6.váci Liget

10 0 1

2

69. ábra

3

4

5

6

7

8

9

A relatív nitrogénigény szerinti %-os megoszlás összesítése

5.5.5. A relatív fényigény szerinti %-os megoszlás (LB) Relatív fényigény szerinti % -os megoszlás (LB) összesítése 70 60 50 1.Morgó-patak tork.

40

2.kism arosi holtág

%


30

4.Kom pkötő-sziget 5.Torda-sziget

20

6.váci Liget

10 0 1

70. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A fényigény relatív értékszámai szerinti %-os megoszlás összesítése

A fényigény relatív értékszámai szerinti %-os megoszlás összesítésének 70-es ábráján látható, hogy mind a hat területi egység fajainak legnagyobb része a félnapfénynövény, félárnyékos termőhelyek növényei közül kerül ki (5-7-es érték). A legmagasabb értékű (34-58%) – a Kompkötő-sziget kivételével (28%) – a „félnapfénynövény, többnyire teljes fényben él, de árnyéktűrő is” (7-es érték) fajok jelenléte. Mind a hat területi egységben jelen vannak (11-49%) a „félárnyéknövények” (5-ös érték) és (12-20%) a „félárnyék-félnapfénynövények” (6-os érték). Egy-egy területi egység kivételével – a Kompkötő-sziget és a Torda-sziget – kisebb arányban (6-19%) a „napfénynövények” (8-as érték), valamint (2-19%) az „árnyék-félárnyéknövények” (4-es érték) is megtalálhatóak. Kizárólag a Morgó-patak torkolati szakaszánál kis arányban (2%) előfordulnak a „teljes napfénynövények, csak teljesen nyitott helyeken” (9-es érték). 5.5.6. A klímahatások relatív tűrése szerinti %-os megoszlás (CB) A klímahatások relatív tűrése értékszámai szerinti %-os megoszlás összesítésének 71-es ábráján látható, hogy mind a hat területi egység fajainak nagyobbik része az óceánikus-szubóceánikus termőhelyek növényei közül kerül ki (3-5-es érték). Mind a hat mintavételi helyen magas értékű 87


(18-47%) a „óceánikus-szubóceánikus fajok, zömében Közép-Európában van” (3-as érték), de ezen belül is a Morgó-patak torkolatánál található az értékkategória és az ábra legmagasabb aránya. Szintén magas értékű az előfordulása (18-31%) a „szubóceánikus fajok, leginkább KözépEurópában, de Keletre is kiterjed” (4-es érték). Az ábrán kiugróan magas arányú (40%) a kismarosi holtág esetén az „átmeneti típusok, gyengén szubóceáni és szubkontinentális jelleggel” (5-ös érték) növények előfordulása, miközben ez a másik öt területi egységben alacsonyabb értéket (10-29%) mutat. Mind a hat területi egységben megtalálhatóak (10-25%) a „szubkontinentális fajok, döntően Közép-Európa, s a vele határos Kelet-Európában” (6-os érték) és (5-19%) a „kontinentálisszubkontinentális fajok, kelet-európai középponttal” (7-es érték). Az utóbbi két kategória arányát mind két esetben a Kompkötő-sziget értékei vezetik (25, ill. 19%). Klímahatások relatív tűrése szerinti % -os megoszlás (CB) összesítése 50 45 40 35 30

1.Morgó-patak tork. 2.kismarosi holtág

% 25 20 15 10 5 0

3.Kőgeszteri-sziget 4.Kompkötő-sziget 5.Torda-sziget 6.váci Liget

1

71. ábra

2

3

4

5

6

7

8

9

A klímahatások relatív tűrése értékszámai szerinti %-os megoszlás összesítése

5.5.7. A relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás (SB) Relatív sótűrőképesség szerinti % -os megoszlás (SB) összesítése 120 100 1.Morgó-patak tork.

80

2.kism arosi holtág 3.Kőgeszteri-sziget

% 60

4.Kom pkötő-sziget 5.Torda-sziget

40

6.váci Liget

20 0 0

72. ábra

1

2

3

4

5

6

7

8

9

A relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás összesítése

A relatív sótűrőképesség szerinti %-os megoszlás összesítésének 72-es ábráján látható, hogy mind a hat területi egység fajainak legnagyobb (89-98%) része teljes mértékben sókerülő vagy csak nagyon kevés sót képes elviselni. Mind a hat területi egységben kisebb arányban (3-19%) jelen vannak a „gyengén sótűrő növények, főleg sóban szegény vagy sómentes talajokon, de alkalmilag enyhén sós talajon is előfordulnak” (1-es érték). 88


5.6. A DEGRADÁCIÓ ÉRTÉKELÉSE ÉS ÖSSZESÍTÉSE A 4. fejezetben ismertetett képlet segítségével felvázolható – könnyen áttekinthető diagramos formában – a Simon-féle TVK és a Borhidi-féle SBT alapján számolt degradáltsági értékek közötti különbségek a 24 mintavételi pontban, valamint a hat területi egységen belül (Melléklet 3. – 36. táblázat). A 73-as ábra alapján látható, hogy a Morgó-patak mentén kisebb arányú a degradáltság, mint a Duna melletti területeken, ahol 4-6-szor magasabb értéket kaptam. A Simon-féle degradáltsági értékek a Morgó-patak mentén csak kis mértékben térnek el a Borhidi-féle arányoktól. Viszont a Duna mentén jóval nagyon különbség tapasztalható, itt a Borhidi-féle értékek magasabb arányt képviselnek. A Morgó-patak torkolata 7 6 5 4

Simon

3

Borhidi

2 1 0 1. mv. pont

73. ábra

2. mv. pont

3. mv. pont

4. mv. pont

5. mv. pont

6. mv. pont

Degradáció összehasonlítása a Morgó-patak mentén a Simon-féle TVK, ill. a Borhidi-féle SBT szerint (a Duna mellett: 1-3. mv. pont; a Morgó-patak mellett: 4-6. mv. pont)

A 74-es ábra alapján látható, hogy a kismarosi holtág két mintavételi területén a Borhidi-féle értékskála kisebb degradáltságot mutat, mint a Simon-féle, ugyanakkor a Kőgeszteri-szigetnél ez az arány fordítottan jelentkezik. Ott a Borhidi-féle arány alacsonyabb. Különbség mutatkozik mind két területi egységen belül is. A kismarosi holtág 7-es mintavételi pontjánál csak nem dupla nagyságú a 8. mintavételi ponthoz viszonyított degradáltság mértéke. Még nagyobb különbség látható a Kőgeszteri-szigeten felmért mintavételi pontok között, ahol a 9-es mintavételi pont és a 11-es mintavételi pont között közel 3-szoros a különbség az utóbbi javára. A kismarosi holtág és a Kőgeszteri-sziget 1,8 1,6 1,4 1,2 1

Simon

0,8

Borhidi

0,6 0,4 0,2 0 7. mv. pont

74. ábra

8. mv. pont

9. mv. pont

10. mv. pont

11. mv. pont

Degradáció összehasonlítása a kismarosi holtágnál és a Kőgeszteri-szigetnél a Simon-féle TVK, ill. a Borhidi-féle SBT szerint (kismarosi holtág: 7-9. mv. pont; a Kőgeszteri-sziget: 10-11. mv. pont)

89


A Kompkötő-sziget degradáltságát bemutató 75-ös ábra szerint, az első öt mintavételi pontban (bokorerdő rész) megegyezik a Simon-féle és a Borhidi-féle érték, melynek arányai minden esetben alacsonynak mondható. A 17-20-as mintavételi pontban az előbbiekhez viszonyítva magasabb arányok láthatóak. A 17-18-as mintavételi pontban (gát melletti rész) mind két esetben a Borhidiféle degradáltsági értékek mutatnak magasabb értéket. A 19-es mintavételi pontban (sziget rész) megegyező a két szerző szerinti degradáltság. A 20-as mintavételi pontban (sziget rész) a Simonféle értékek mutatnak magasabb arányt, de mind két értékelési módszer arányai ennél a pontnál mutatja az ábra legmagasabb értékét. Az ábrán jól látható a területek elhelyezkedése szerinti degradáltsági értékek különbözősége. A Kompkötő-sziget 1,6 1,4 1,2 1 0,8

Simon

0,6

Borhidi

0,4 0,2 0 12. mv. 13. mv. 14. mv. 15. mv. 16. mv. 17. mv. 18. mv. 19. mv. 20. mv. pont pont pont pont pont pont pont pont pont

75. ábra

Degradáció összehasonlítása a Kompkötő-szigetnél a Simon-féle TVK, ill. a Borhidi-féle SBT szerint (bokorerdő: 12-16. mv. pont; gát melletti rész: 17-18 mv. pont; belső sziget rész: 19-20. mv. pont)

A 76-os ábra alapján látható, hogy a Torda-szigeten teljesen megegyező alacsony degradáltsági arányt mutat a két módszer szerinti értékelés. Ezzel szemben, viszont a váci Liget 22-es mintavételi pontján – a fenti eredményeket is figyelembe véve – a legmagasabb értékeket kaptam (7-9-as érték), mind a Simon-féle, mind pedig a Borhidi-féle arány szerint. A Borhidi-féle arány magasabb értéket mutat a váci Liget mindhárom mintavételi pontjánál. A 23-as mintavételi pontban magasabb degradáltsági arány látható, mint a 24-es mintavételi pontban, de ez a két eredmény messze elmarad a 22-es mintavételi pontban mértektől. A Torda-sziget és a váci Liget 9 8 7 6 5

Simon

4

Borhidi

3 2 1 0 21. mv. pont

76. ábra

22. mv. pont

23. mv. pont

24. mv. pont

Degradáció összehasonlítása a Torda-szigetnél és a váci Ligetnél a Simon-féle TVK, ill. a Borhidi-féle SBT szerint (a Torda-sziget: 21. mv. pont; a váci Liget:22-24. mv. pont)

A degradáció értékelésének összegzését a 77-es ábra mutatja be. Ezen látható, hogy mind a Simonféle, mind pedig a Borhidi-féle értékelési módszer szerint a váci Ligetben a legmagasabb a 90


degradációra utaló fajok aránya. Szintén magas – mind két értékelési módszer alapján – a Morgópatak torkolatánál a degradáltsági szint. Alacsonyabb degradációs érték látható a kismarosi holtág, a Kőgeszteri-sziget és a Kompkötő-sziget esetén. A legalacsonyabb degradációs érték a Torda-sziget esetében tapasztalható. A Duna jobb partján található területi egységeken, mint a Kőgeszteri-sziget és a Torda-sziget alacsonyabb degradációs értékek keletkeztek, mint például a bal parton fekvő Morgó-patak vagy a váci Liget esetén. A két értékelési módszert összevetve két területi egység – a Kompkötő-sziget és a Torda-sziget – kivételével eltérő arányok keletkeztek. A Morgó-patak torkolati szakasz, a kismarosi holtág és a váci Liget vizsgálatakor a Borhidi-féle módszer, míg a Kőgeszteri-szigetnél a Simon-féle módszer szerinti értékelés mutat magasabb arányt. Degradáció értékelésének összegzése 4,5 4 3,5 3 2,5 2 1,5

Simon Borhidi

1 0,5 0 1.Morgópatak torkolat

77. ábra

2.kismarosi 3.Kőgeszteri- 4.Kompkötőholtág sziget sziget

5.T ordasziget

6.váci Liget

A degradáció értékelésének összegzése a vizsgált területi egységekben

91


5.7. ÚJ TUDOMÁNYOS EREDMÉNYEK 1. A Dunakanyar mentén végzett cönológiai vizsgálatok eredményeként kapott relatív mutatók értékeiről megállapítottam, hogy a kiválasztott 6 mintaterületen, és azon belül a 24 területi egységben – egyes esetekben hasonlóság tapasztalható – azonban a társulások szerkezete zömében különböző, mint a térbeli elhelyezkedése, mint a sűrűsége, mint pedig a hemeróbia szintjében. 2. A természetvédelmi értékkategória felmérés azt mutatja, hogy az összes területi egységben található degradációra utaló faj. Kutatásom alapján a Duna jobb partján felvételezett növényeknél alacsonyabb volt a degradációs arány, mint a bal parton. Igaz, hogy a Simon-féle természetvédelmi kategóriák (TVK) és Borhidi-féle szociális magatartás típusok (SBT) degradáltsági értékszámai több esetben azonosságot mutattak, de az összes területi egység összegzésekor – a kétféle értékelési mód alapján – az adatok 70%-ban eltérő eredményt adtak. Megállapítottam, hogy a hasonló összehasonlító cönológiai vizsgálatok során célszerű a két értékelési módszert együtt alkalmazni. 3. Terepbejárásom során két holtág típust tártam fel a Dunakanyar mentén: 1. kismarosi holtág, hullámtéri holtág, Duna vízállástól függő vízmennyiséggel, 2. kőgeszteri holtág, mentett oldali holtág. A különböző típusú holtágak hasznosítási programjának készítéséhez e felmérések eredménye kiindulási adatokat közöl. 4. A vizsgálati területre vonatkozó térképek és tanulmányok alapján levontam azt a következtetést, hogy a Duna partszakaszának, medrének, vízmennyiségének változása hatással van a növényzet megjelenésére és a fajok összetételére. 5. A vizsgálat során elért eredmények alapján megállapítottam, hogy a váci Liget parti sávjának kezelése, védelme, gondozása, továbbá a hozzá kapcsolódó, Duna part rendezési helyzete nem megfelelő, jelenlegi hasznosítása csak részben áll összhangban az ideális kezelési szempontokkal, és így nem alakulhat ki a kívánt természetközeli állapot. 6. Az elkészített vizsgálatok alapján megállapítható, hogy a váci Liget partszakaszára vonatkozó tudományos eredmények a tervezési munkáknál, illetve a Dunakanyar és a váci szakaszra vonatkozó térségfejlesztési koncepcióknál több tudományterület egybekapcsolásával – mint például a hidrológia, a geológia, a talajtan, a növénytan, a meteorológia és a természetvédelem – alkalmazni lehet.

92

6.

KÖVETKEZTETÉSEK ÉS JAVASLATOK

A cönológiai vizsgálatok értékelése alapján arra a következtetésre jutottam, hogy a Borhidi-féle szociális magatartás formák %-os megoszlás (SBT) értékei alapján megállapítható, hogy a természetes termőhelyek növényei, valamint a bolygatott, másodlagos és mesterséges termőhelyek növényei között – mind területi egységenként még egymáshoz közeli pontok ellenére is, mind pedig a Duna jobb, illetve bal oldalát tekintve – adódnak különbségek. Jelentős különbség látható például a Morgó-patak torkolati szakaszánál, ahol a patakhoz közeli résznél 14-19% a természetes termőhelyek növényei, míg a Dunához közeli résznél ez 52-57%, ami arra utal, hogy a Morgó-patak közelében a növényzet jelentősebb bolygatásnak van kitéve, amit okozhat a vízszint változása, vagy emberi taposás. Különbség mutatkozik a Kompkötő-szigeten belül felmért három területi egységnél, míg a bokorerdő rész 85-94%-os természetes termőhelyek növényeit mutatja, addig a másik két területen (gát mellett, sziget rész) ez az arány 42-50%-os, mely jelzi, hogy az utóbbi két terület jelentősebb bolygatásnak van kitéve, ezt okozhatja a Duna gyakori vízszint változása. Itt emberi taposásról nem beszélhetünk, mivel a terület nehezen megközelíthető. Lényeges eltérés mutatkozik a Torda-sziget, illetve a váci Liget között. A Torda-szigetnél 77%-os természetes termőhelyi növények arányával találkoztam, míg a Duna (másik) bal partján, a csaknem szembe fekvő váci Ligetben, ez az arány 11-41%-os volt, amely kis mértékben utal a természetes állapotra. Ugyanakkor megemlítendő, hogy ez az érték a váci Liget területén jelzi a Duna gyakori vízszint változásának a hatását is, de ez a hatás természetesen jelentkezik a Duna másik oldalán is. Az adatokból látható, hogy a mesterséges behurcolt fajok aránya igen nagy, annak ellenére, hogy a váci Liget területe védelem alatt áll, – melynek elsődleges célja a természetes növényzet védelmét szolgálná – ennek ellenére elmondható, hogy a behurcolt, idegen fajok aránya átvette a vezető szerepet. A relatív hőigény szerinti %-os megoszlás (TB) összesített értékeiből látható, hogy csaknem az összes területi egységben, három kategóriában oszlottak meg az értékek: „szubmontán lomblevelű erdők öve” (6-os érték), „termofil erdők és erdős-sztyeppek öve” (7-es érték), valamint „montán lomblevelű mezofil erdőkre jellemző növények” (5-ös érték), mely utóbbi megoszlás volt a legmagasabb egy területi egység kivételével az összes felmért pontban. Egy jelentősebb eltérés volt csak látható a Kompkötő sziget bokorerdő részén, ahol a „szubmontán lomblevelű erdők öve” vezetett az értékek között. A relatív talajvíz, illetve talajnedvesség szerinti %-os megoszlás (WB) összesítése alapján elmondható, hogy a vizsgált területi egységek legnagyobb részére jellemző a nedvességjelző növények jelenléte, amelyek a vizenyős talajt, illetve az elárasztást is eltűri. Jelentősebb vízborítást elbíró növények két területi egységben voltak jellemzőek, egyrészt a Kompkötő-sziget bokorerdő területe, másrészt a váci Liget területe. Mindezekből következik, hogy az összes területi egységben a vízmozgásnak és a növények eloszlási fajtájának szoros kapcsolata van. A víztűrő növényzet sokaságából jól látszik, hogy a vizsgált területet nagyon sokszor elönti a víz és az év nagy részében jelentős talajnedvesség tartalommal jellemző rá. A relatív talajreakció szerinti %-os megoszlás (RB) összesítése azt mutatja, hogy a vizsgált területi egységeken a fajok legnagyobb aránya semleges, illetve széles tűrésű a talajreakció tekintetében. Kis mértékben jellemző a meszes talajt kedvelő fajok aránya, de egyáltalán nem jellemző a savanyú talajt elbíró vagy kedvelő növények jelenléte. A Kompkötő-sziget (gát melletti rész, sziget rész) és a váci Liget területén az átlagosnál valamivel magasabb a mészkedvelők aránya. Mindezek alapján levonható következtetés, hogy a vizsgált terület összes pontján csak az indifferens, semleges (pH = 6,0 – 8,0) vagy a bázisjelző (pH > 7,0) fajok jutnak domináns szerephez. A relatív nitrogén igény szerinti %-os megoszlás (NB) értékeinek összesítése rámutat arra, hogy a vizsgált területek legnagyobb részére a „tápanyagban gazdag termőhelyek növényei” (7-es érték) a jellemzőek. Igaz, akadnak szélsőséges értékek, mint a Kőgeszteri-szigetnél 4-5%-os „erősen tápanyag szegény termőhelyek növényei” (2-es érték), de ennek ellenére az adatok 93

7. fejezet – Következtetések és javaslatok

összesítése alapján elmondható, hogy a vizsgált területi pontokban felmért növények életfeltételeik megfelelő szintjéhez, jó nitrogén ellátottságra van szükségük. A relatív fényigény szerinti %-os megoszlás (LB) összesítése alapján megállapítható, hogy a felmért területi egységekben a növények legnagyobb része „félnapfénynövény” (7-es érték) és jellemző rájuk, hogy többnyire fényben élnek, de az árnyékot is eltűrik. Jellemző még a „félárnyékfélnapfénynövények” (6-os érték) jelenléte, valamint a Kompkötő-szigeten (a bokorerdő rész) és a Torda-szigeten jelentősebb volt a „félárnyéknövények” (5-ös érték) jelenléte, amely arra utal, hogy ott a növényzet sűrűbb, erdősebb jellegű és a fényt nehezebben engedi át, míg a többi területi egységben ritkább és jobb fényáteresztő terület található. A klímahatások relatív eltűrése szerinti %-os megoszlás (CB) összesített eredményeiből következtetni lehet arra, hogy a fajok legnagyobb arányban a óceánikus-szuboceánikusszubkontinentális tulajdonságokkal rendelkeztek, amelyeknek előfordulása Közép-Európában a legjellemzőbb, de egyes esetekben Keletre is kiterjednek. A sótűrőképesség relatív értékszámai szerinti %-os megoszlás (SB) összesített értékeiből állapítható meg a legegységesebb eredmény, miszerint a felmért területen, csaknem mindenhol 90100%-os a „sókerülő, vagy szikes talajon egyáltalán elő nem forduló faj” (0-s érték) jelenléte. Kisebb mértékben megtalálhatóak a „gyengén sótűrő növények, főleg sóban szegény vagy sómentes talajokon, de alkalmilag enyhén sós talajon is előfordulnak” (1-es érték). Az eredményekből következtetni lehet arra, hogy a vizsgálati területen előforduló növények életfeltételéhez a talajban lévő só jelenléte nem szükséges vagy csak nagyon minimális lehet. Az elkészített Simon-féle természetvédelmi értékkategóriák (TVK), valamint a Borhidi-féle szociális magatartásformák (SBT) összegzése alapján arra a következtetésre jutottam, hogy a degradáltsági értékszámok több esetben azonosságot mutatnak, de az összes területi egység összegzésekor (a kétféle értékelési mód alapján) az adatok 70%-ban eltérő eredményt adtak. A kétféle módon számított értékek közötti eltérés abból adódik, hogy bizonyos növényeket a két féle módszer másképpen értelmez és a természetes, illetve bolygatott termőhelyek fajai közül több példányt az ellenkező oldalra sorol. Különbség látható több faj esetén, amelyet Borhidi „zavarástűrő természetesz növényfajként” (DT) jelöl, mint például a Glechoma hederacea, Polygonum amphibium, Lysimachia vulgaris, azonban Simon „kísérőfajként” (K), mint természetes állapotra utaló fajt mutat be. Solidago gigantea esetén Borhidi zavarástűrő, másodlagos és mesterséges termőhelyekre utaló „agresszív tájidegen inváziós fajt” jelöl, miközben Simon „kísérőfajként” (K) szerepelteti. Viszont, átfordul az értékelési arány a másik oldalra Alopecurus pratensis, Poa nemoralis, Prunus spinosa, Scrophularia nodosa esetén, mivel ezeket a növényeket Simon „zavarástűrő” (TZ) degradációra utaló fajként említi, viszont Borhidi szerint „kompetitor” (C) minősítést kapnak. A vizsgálatok tanúsága szerint a Duna jobb partján (Kőgeszteri-szigeten és Torda-szigeten) felvételezett növényeknél alacsonyabb volt a degradáció aránya, mint a bal partiaknak. Legjelentősebb különbség a két egymáshoz közel eső Duna jobb parti Torda-szigetnél (0,2911) és a bal parti váci Liget adatain látható (Simon-féle 7,2857, ill. Borhidi-féle 7,923). Igaz, hogy mind két területi egységen belül észlelhető zavartsági tényezőt, egyrészt a vízborítottság, másrészt a taposás miatt, viszont a többszörös védelem alatt álló váci Ligetben, nagyon magas arányúnak találtam a bolygatottság eredményeit. Igen magas (52%) a „behurcolt vagy adventív” fajok aránya, de az „agresszív tájidegen inváziós fajok” (AC) is jelentős mértékben (22%) részt vesznek a váci Liget ökoszisztémájának életében. Az őshonos fajok rohamos mértékű kipusztulása mellett mind nagyobb számban jelennek meg az adventív növényfajok és az agresszív tájidegen inváziós fajok. Az agresszív tájidegen inváziós fajok táj- és flóraidegen növények bekerülve egy élőhelyre, igen gyorsan uralkodóvá válhatnak a gyors terjedésük miatt. Ennek hatása tapasztalható a váci Liget Duna parti részein, ahol nem a természetes állapotra utaló fajok a dominánsak. A természetes gyomfajok – a gyakori zavarásnak kitett váci Ligetben – a hatékony terjedési stratégiájuk miatt szintén uralkodóvá válhatnak. 94


A holtmedrek (mint integrált rendszerek) mindegyike más és más tulajdonsággal (illetve paraméterrel rendelkezik), így az egységes adatbank kialakítása nagyon körülményes. A felmérés folyamán kiderült, hogy keletkezésükre nézve a holtmedrek kétfélék, vagy a folyóról természetes úton lefűződtek, vagy folyószabályozással keletkeztek. Az árvízi töltéseken kívül, a mentett oldalon helyezkednek el, vagy hullámtéren. A feltárt kismarosi holtág, mint hullámtéri holtág, minimális vízmennyiséggel rendelkezik és jellemző rá az erőteljes feliszapoltság, a növényzettel való túlzott benőttség. A holtág vízforgalmát döntően a Duna vízállása és változása határozza meg. A kőgeszteri holtág, mentett oldali holtág, nagyobb vízmennyiséggel bír, de ennek nagyon rossz volt az oldott oxigén tartalma és vezetőképessége az általam mért időpontban. Mivel számottevő vízmozgás nem jellemzi a területet, ezért ez az eredmény állandósult állapotnak tekinthető. A kőgeszteri holtág vízforgalmát részben a Duna vízállása és változása határozza meg, másrészt a meteorológiai tényezők, melyek dominálnak. Mindkét holtágról elmondható, hogy pillanatnyi helyzetükben a tájképet rontják és jelenlegi állapotukban hasznosításra (üdülés, fürdés, vízi sport) nem megfelelőek. Javaslat: az illetékes önkormányzatok olyan fejlesztési programot készítsenek – Putarich (2005) könyvében leírtak figyelembevételével – mely tartalmazza a kutatási programot, annak értékelését, adatbankot és monitoringot, amely felvázolná a fejlesztés megvalósításának módját, amelynek végső célja lenne korszerű rendezéssel, a terület fejlesztése. A holtmedrek hasznosítási lehetőségeit, a vízháztartási paraméterek mellett jelentősen befolyásolják a cönológiai paraméterek. A gazdasági mutatók (beruházási költség, termelési eredmény, stb.) mellett nem szabad megfeledkeznünk az ökológiai tényezők szerepéről. A holtmedrek hasznosítási lehetőségeinek csoportosítása a következő: -

a víz, mint természeti kincs kihasználása (forrásvizek és ipari vizek tárózása, esetlegesen öntöző vízellátás biztosítása, stb.),

-

termelő jellegű kihasználás (halászat, sporthorgászat, vízi szárnyasok vadászata, nád kitermelés),

-

szociális jellegű hasznosítás (üdülők létesítése, szabadidő és sport központok),

-

holt meder teljes kiépítése (halastavak vagy rizstelepek létesítése).

A földhasználat növekvő intenzitása miatt a kárelhárításról a kár megelőzésére kell áttérni, tehát szükséges, hogy a holtmedrek gazdaságos hasznosítására időben szülessen döntés. A döntésnél fő szerepe van a részletes esettanulmánynak, amely az egyes vizsgált holtmedrek esetében az egyedi sajátságokat tárja fel. A holtmedrek sajátosságait, tulajdonságait, cönológiai adatait vagy más szóval paraméterit, adatbankok rögzítik. Az adatbankok készítését az EU szorgalmazza, de részletes utasítást nem dolgoztak ki arra, hogy egy egységes, minden térségre egyforma és minden kritériumra kiterjedő, egyértelműen értékelhető legyen. A disszertációban vizsgált területekre eddig adatbank nem készült, előttünk nagy feladat állt, a szükséges, de eddig nem mért adatok pótlása, és így, egységes adatbank létrehozása. Mivel a vizsgált holtmedrek nagyváros közelében vannak az ökoturizmus kialakításához a feltételek biztosítottak. A terület tájfejlesztése egyértelműen, a sport-turizmus, a szállodaipar és a vendéglátóipar fejlesztése, valamint az idegenforgalom fokozása. A környezet védelem figyelembevételével, a part megfelelő kialakításával, a kajakok, a csónakok, jachtok kényelmes kikötési lehetőségének biztosításával, mólok és kisebb, a környezetbe beilleszkedő vendéglátó-ipari objektumok építésével, teret nyithatnánk a nautikai-turizmusnak. A nautikai-túrizmus egész Európában egyre népszerűbb, e terület a magyar, osztrák, német vízituristák paradicsoma lehet. Ismeretterjesztő népszerűsítéssel, a környező országok utazási irodáival új kapcsolatok kiépítésével, illetve, a már meglévő kapcsolatok (mint az olasz és holland utazási irodákkal kialakult jó viszony), ápolásával és fejlesztésével e térség a természeti szépségével, az őt megillető helyet foglalhatja el, az ismert, nemzetközi üdülési központok között.

95


Tudományos kutatásom során tanulmányozott térképek, publikációk alapján kijelenthetem, hogy a Duna főmedre az utóbbi kétezer évben nem módosult, viszont ez nem mondható el a partszakaszáról. A partszakaszon végbemenő változás jól látható a különböző korszakok térképein és írásaiban. Míg a középkori és 20-ik század eleji térképeken partszakasztól elkülönülve teljes mértékében látható több sziget, mint például a Torda-sziget, Buki-sziget, Égető-sziget, addig a jelen kor domborzati felvételein ezek egy része már csak félszigetként vagy csaknem a partszakasszal egybeépült szigetként látható. Ennek a folyamatnak elsődleges kiváltója a – dunai hajózás következtében végzett – meder mélyítési munkák voltak, amely következtében a víz mélysége és sebessége megnőtt, majd az a partszakasz változását hozta. A szigetek és a félszigetek eltűnésével, valamint a partszakasszal való kapcsolódásával a területek cönológiai összetétele is megváltozott az idők során, amelyre jelentős hatással volt a vízborítottság is. A felmérésem során a fajok összetétele a partszakaszok mentén (váci Liget) fokozottabb degradáció irányába mutat, mint a vizsgált szigeteken, holtágakban (Kőgeszteri-sziget, Kompkötő-sziget, Torda-sziget). A megjelenő szigetek, félszigetek értékét és az ökoszisztémán belüli fontosságukat mutatja a területükön megjelenő Natura 2000-es természetvédelmi besorolás is. A szigetek, félszigetek további beolvadása és eltűnése veszélyt jelent nemcsak a megjelenő fajok cönológiai összetételére, – amire már Gánti (1983, 1994) korábbi műveiben utalt, – hanem a védett fajok előfordulásában fontos szerepet játszó ökológiai folyosó működésében is. A biológiailag aktív felület által végzett környezet-kondicionálás Vác város életében igen fontos szerepet játszik, mert javítja a település klímaháztartását, ökológiai egyensúlyát, s ezzel közvetlenül és közvetve is hozzájárul az ember fiziológiás folyamataihoz és a közérzet javulásához. Az ökoszisztéma védelme nem elsősorban a védett, veszélyeztetett fajok élőhelyének megóvását szolgálja, – bár kétségkívül ez is nagyon fontos feladat, – hanem sokkal inkább az élővilág változatosságának megőrzését, és ezen keresztül a társadalom és a természet kapcsolatának javítását. Az élőhelyek változatossága a tájat – mind ökológiai, mind vizuális értelemben – gazdagítja, s a különösen értékes ökoszisztémák is nagyobb esélyt kapnak a túlélésre, ha elegendő kondicionáló felület van a zöldhálózatban. Ennek hatására a megfelelően működő ökológiai folyosók össze tudják kapcsolni a különféleképpen elhelyezkedő territóriumi egységeket. Irodalmi áttekintés, valamint terepi bejárásaim során megállapítottam, hogy a mintaterületi egységként választott váci Liget természetvédelmi értéke elsősorban abból adódik, hogy a terület viszonylagos kis mérete ellenére egyszerre jelenik meg egy komplex vízökológiai rendszer minden eleme, amely magában foglalja a hazai víztípusok jelentős részét: forrás, patak, tó, mocsár, ártér és folyó. A növényzet a váci Ligetben nemcsak az ökoszisztéma egyik legösszetettebb alkotórésze, amely saját biológiai törvényeinek és ökológiai törvényszerűségeknek megfelelően él, fejlődik, – ezzel élőhelyet nyújtva a flóra és a fauna számára – de mindezek mellett a társadalom fizikai, pszichikai jólétének is egyik alapja. A megjelenő populációk jellege, szerkezete, életfeltétele lényeges, ugyanis a kis populációkban (mint például a váci Liget) kedvezőtlen népességi, genetikai és ökológiai folyamatok akár populáció jelentős csökkenéséhez vezethet. Azonban mindenképpen előnyös hatásúnak mondható a váci Ligetben megjelenő ökológiai folyosó, amely sok faj számára lehetővé teszi az élőhelyfoltok közötti mozgást, és ezáltal a rendelkezésre álló élőhely területe, illetve a populáció mérete megnőhet, metapopuláció alakulhat ki. Valójában nem az ökológiai folyosó szélessége és hasonló jellemzői fontosak, hanem a folyosó hatékonysága, valamint lényeges az átmeneti zóna minőségének térbeli és időbeli változása is. Munkám során arra a következtetésre jutottam, hogy a váci Liget Duna partjának jelenlegi hasznosítása, csak részben áll összhangban az ideális kezelési szempontokkal, melynek hatására nem teljesül a kívánt természetközeli állapot. A váci Liget egy része a Duna árterülete, így minden kedvezőtlen változás a folyam hidrológiai, minőségi állapotára hatással van, és kihat a hozzá kapcsolódó területekre is. Megállapítható, hogy amennyiben a területi egységek üzemeltetői nem gondoskodnak a kívánt változtatásokról, akkor a terület ökológiai rendszerének természetközeli

96


állapota nem fog megvalósulni. A területre vonatkozólag, a vizsgálatok alapján, a megjegyzéseim a következők: - a váci Liget olyan természeti ritkaság, amelynek természeti és kultúrtörténeti értéke felbecsülhetetlen, -

a terület jelentősége abban az egyedi lehetőségben rejlik, hogy bemutatója egy részben természetes állapotú víz-ökológiai rendszernek, amely természetvédelmi értékét a vízi ökoszisztémák egyidejű széles spektrumú jelenléte adja,

-

a természetközeli értéknövekedése a megfelelő kezelés, a célzott fejlesztések, valamint a természetvédelmi besorolásának rendezésének hatására várható, amely a természeti állapotának javulásában, az oktatási és a bemutatási lehetőségeinek kihasználásában hozhat eredményeket,

-

sok tekintetben országos jelentőségű a váci Liget, azonban kezelés és kötődés szempontjából, mégis célszerűbb helyi szinten kiemelt természetvédelmi oltalom alatt tartani.

A feltárt irodalom és az elvégzett vizsgálatok alapján megállapítható, hogy a Dunakanyar és azon belül a mintaterületként választott váci Duna-szakasz természeti értekeinek megőrzése csak a természetközeli állapot fenntartásával, biztosításával, valamint a szükséges tájhasználati változtatásokkal együttesen valósítható meg. Ökológiai szempontból fontos feladat az egyre fogyatkozó és mindinkább tönkremenő természeti értékek, különösen a leginkább veszélyeztetett vizes élőhelyek megőrzése. Főként aktuális ez a folyó menti területeken, amelyek mindmáig nemzetközi viszonylatban is számottevően sok elemét őrizték meg a táj eredeti arculatának és élővilágának. A növényzetben és a víztestben bekövetkező változások nyomon követésére alkalmas módszerek élőhelyenként eltérőek. A növényzet és a víztest állapota jól tükrözi a körülötte végbemenő változásokat, így monitorozásuk révén lehetővé válik egy adott ökoszisztéma természetességi állapotának vagy bolygatottságának megítélése, a természetes vagy antropogén hatásokra bekövetkező változások detektálása. A disszertációt tekinthetjük előtanulmánynak. Az itt ismertetett kutatási eredmények – a fejlesztéskor – a tervezőknek rendkívül fontos információkat adnak, felhívják a figyelmet az eddig ki nem használt lehetőségekre. Egy kialakult városképbe, egy vizes ökorendszert beilleszteni nagy feladat, gondos körültekintést igényel a tervezőtől, ehhez ad felmérhetetlen segítséget a dolgozat. Az ismertetett eredmények nem csak Vác város területét – azaz közvetlen környezetét érintik – hanem a Dunakanyar (kiemelt terület) térfejlesztési koncepciójához is jelentős segítséget nyújtanak. Kutatási vizsgálataim egyedisége, fejlesztési lehetősége folytán indokoltnak látom egyes résztémákban a kutatások továbbfolytatását, kiegészítését, valamint az elkészült eredmények tudományos hasznosíthatósága miatt előtérbe helyezését – beillesztési lehetőségek céljával – a tervezési gyakorlatban, illetve a Dunakanyar térségfejlesztési koncepciójába.

97


98

7. ÖSSZEFOGLALÁS A vizes és a víz közeli élőhelyek a gyorsan változó és az egyre kisebb számú veszélyeztetett ökoszisztémák közé tartoznak. Az éghajlatváltozás és az ember közvetlen beavatkozásai miatt ezeknek az élőhelyeknek a kiterjedésük drasztikusan csökken. A vizsgálati területemként választott Dunakanyarban fekvő váci Duna-szakasz part menti sávjában, az ökoszisztéma létének feltétele, mint minden vizes élőhelynek, a megfelelő minőségű és mennyiségű víz jelenléte. Azonban elmondható, hogy a Duna partján található növényeknek sokszor váltakozó vízmennyiséggel kell számolniuk, amelynek mértéke több tényezőtől függ, és ezek közül is a legjelentősebb az időjárás alakulása, valamint a partszakasz- és a meder formájának változása. A korábbi térképekből, tanulmányokból látható, hogy míg az elmúlt évszázadok, évtizedek során például a váci partszakaszt több sziget, félsziget kísérte, addig mára ezeknek a száma jelentős mértékben lecsökkent, – vagy szinte teljesen eltűnt – a dunai hajózás hatására végzett medermélyítési munkálatok miatt. Az elkészített vizsgálataim során tapasztaltam, hogy ez a partszakaszváltozás kihat a növényborítottság sűrűségére és összetételére. A Duna part menti részen megjelenő növényzet összetétele szempontjából a legoptimálisabb tulajdonságok a következők lennének: az árvízzel szemben ellenálló legyen, a biológiai invázióra való hajlam alacsony legyen és a tervezett fenntartás intenzitásához alkalmazkodjon. Azonban az eredményeimben látható, hogy ez nem teljesül az általam megvizsgált területi egységekben megtalálható növényeknél és a degradációra utaló fajok jelenléte csaknem az összes partszakasz menti területen dominánssá kezd válni. Az erősen bolygatott területi egységekben lényegesebb mértékben változik a növényzet összetétele, sűrűsége, azokkal a területekkel szemben, ahol természetközeli állapot található. A magasabb arányú degradációra utaló területek közül elsődleges helyen szerepel a váci Liget Duna parti területe, ahol az őshonos fajok rohamos mértékű kipusztulása mellett mind nagyobb számban jelennek meg az adventív növényfajok és az agresszív tájidegen inváziós fajok. Mindez arra utal, hogy a váci Liget Duna parti részén nem a természetes állapotra utaló fajok vannak túlsúlyban, hanem a hatékony terjedésűk miatt a táj- és flóraidegen növények kerültek előtérbe. Ennek hatására a váci Liget mozaikos tájmintázata térben és időben viszonylag gyorsan átrendeződhet, amely gátló hatással lehet a természetes szukcesszió folyamatára és megakadályozhatja a természetes élőhely regenerációját is. A Dunakanyar arculata és tájképe a növényzet jellegétől és borítottságától függ. A tájhasználati mód a terület egészén kihat a növényzet arányára, amely a szegélyeken keresztül is érvényesül. A Dunakanyar és azon belül a mintaterületként választott váci Liget természeti értekeinek megőrzése, csak a megfelelő természetközeli állapot fenntartásával, biztosításával, valamint a szükséges tájhasználati változtatásokkal együttesen valósítható meg. A táj változása szociális (társadalmi) és természeti (ökológiai) tényezők tér és időbeni kölcsönkapcsolatának eredményeként alakulhat ki, amely a védett területeink arculatának változását eredményezheti. Megállapítható, hogy amennyiben a területi egységek üzemeltetői nem gondoskodnak a kívánt változtatásokról, akkor a terület ökológiai rendszerének természetközeli állapota nem fog megvalósulni. A partszakasz változása nem csak a növényzet degradáció irányába történő eltolódását hozza, hanem a szigetek, félszigetek, holtágak további beolvadását és eltűnésének veszélyét is jelenti, aminek fokozott jelentősége van az ökológiai folyosó szerepű működésben és a védett fajok élőhelyének biztosításában. A két feltárt holtág (kismarosi, kőgeszteri) példája jól tükrözi azt, hogy a holtmedrek hasznosítási lehetőségeit, a vízháztartási paraméterek mellett jelentősen befolyásolják a cönológiai paramétereik is. A természetvédelem előtérbe helyezése mellett a holtmedrek hasznosítása és környezetének megfelelő alakításával mód nyílhat egyes kiaknázatlan gazdasági lehetőségek megvalósítására, – mint például turizmus, idegenforgalom, sport, – amelyeknek elsődleges munkafolyamatai a kutatási programok, az értékelések és az adatbankok készítése lenne. 99

SUMMARY The aqueous and close to water ecosystems belong to decreased number of fast changing and endangered ecosystems. These ecosystem areas dimensions drastically reduced because of climate change and direct human interventions (pollution, water legislation, drainage, irrigation). In the examined Danube Bend area, the ecosystem operate condition is the sufficient quality and quantity water presence, as like for all water systems. However, we can say that plants near the Danube bank often need to live with varying volumes of water quantity, which rate is depend on more factors, and from these are the most important the weather evolution, as well changes of the forms of bank and water bed. The earlier maps and studies show during the last centuries and decades, more islands and half island connected to the bank of Vác, until now most of them significantly reduced or almost completely disappeared, because of making the bed deeper for the shipping on the Danube. During the reconstituted research I experienced, that the influence of bank section changes it’s impact on the density and composition of plant covering. Along the Danube bank appears vegetation composition of the most optimum attribution could be: being resistant to flood, to be low the biological invasive tendency and adapt for the planned reservation intensity. But in my results can be seen that is not happening in the plants what I examined in that territories parts and almost in all bank section start to be dominant the species presence indicating degradation. In the highly disturbed territories parts more significantly change the vegetation combination, density, with compared those areas, which has natural habitat condition. In the first place is the grove of Vác Danube bank section from the significant indicating degradation territories, where beside native species are rapid rate extinction there are appear in greater numbers adventive plant species and aggressive landscape alien invasion species. This suggests that in grove of Vác bank part is not the natural species predominant but because the effective dispersion the alien plants for landscape and flora are get in advance. As a result, grove of Vác mosaic pattern of landscape in time and space relatively quickly may be realigned, which may be inhibitory effects for the natural succession process, as well may be this the prevent of the natural ecosystem regeneration. Danube Bend facade and landscape image depend of the vegetation type and covering of it. The landscape using method influence the whole vegetation rate, which is prevail across the borders also. The Danube Bend and inside of it the chosen research area grove of Vác natural values protection may work only with appropriate naturalness condition maintenance, cover and also together with necessary landscape using changes may be achieved. The landscape social (public) and natural (ecological) changes factors in space and time may develop as a result of the interaction, which result could be the protected territories facade changes. Established, if the territorial parts operators don’t take care of the required changes, in that case naturalness condition of the territory ecological system will not be realized. The bank section changes make not only the vegetation shift to direction of degradation, but it mean the further absorption and disappearance of islands, half islands, dead waters, which has increased importance in the operation as ecological corridor and provide ecosystem for the protected species. The example of the two examined dead waters (Kismaros, Kőgeszter) reflect well that the dead channels recovery options, along the parameters of water balance are significantly affect the coenological parameters also. Beside the focus position of nature conservation of dead waters recovery and environment suitable converting could open contingency of some untapped economic opportunities implementation, such as tourism, foreign tourism and sports. Which primary working procedures would be research programs, evaluation and preparation of databases.

100

8. MELLÉKLETEK MELLÉKLET 1. – Irodalomjegyzék ANAND M., KADMON R. (2000): Community-level analysis of spatiotemporal plant dynamics. EcoScience, 7: 101-110. Aragon-Art (2005): Cselekvési terv az Ipolyság-Vác kistérségek levegőtisztaságának javítása érdekében. Összefoglaló javaslat. Készült a PHARE SBS pályázati program keretében. Vác: Vác Város Polgármesteri Hivatal, 15 p. BAGI I. (1987): Statistical relationships between the ordination of coenological relieves and characteristic indicator values. Acta Botanica Academiae Scientiarum Hungaricae, 33: 199-210. BAKÓ B., BERTY L., BREUER L., DUKAY I., HÁZI J., NEUMAYER É., PINTÉR B., SELMECZI K. Á., SZILÁGYI L. (2002): Vezető füzet a Váci Ártéri Tanösvényhez, Vác: Göncöl Alapítvány, 44 p. BÁLDI A. (1991): A természetvédelem kihívása – a fragmentáció. Természet Világa, 122. évf. 418-420. BÁLDI A. (1998): Az ökológiai hálózatok elmélete: iránymutató a védett területek és ökológiai folyosók tervezéséhez. Állattani Közlemények, 83: 29-40. BÁLDI A., KISBENEDEK T. (1994): Comparative analysis of edge effect on bird and beetle communities. Acta Zoologica Academiae Scientiarum Hungaricae, 40: 1-14. BÁLDI A., MOSKÁT CS. (1994): Effect of the edge on the structure of bird communities in Hungarian riparian forests. In: HAGEMEIJER E. J .M. & VERSTRAEL T. J. (eds). Bird Numbers 1992. Distribution, monitoring and ecological aspects. Poster appendix of the Proc. 12th Int. Conf. IBCC and EOAC. Statistics Netherlands, Voorburg/Heerlen & SOVON, Beek-Ubbergen, 7-10. p. BALOGH J. (2004): Kisvízfolyások vízminőségének veszélyeztetettsége, a megfigyelés és a védelem társadalmi szerveződése Magyarországon. Keszthely: XXII. Hidrológiai Vándorgyűlés, 2004. július 7-8. BÁNHIDI L. (1998): Új váci kalauz. Vác: Kucsák Könyvkötészet és Nyomda, 180 p. BÁNHIDI L. (2001): A XXI. század küszöbén: Vác. Budapest: CEBA Kiadó, 203 p. BARATI S. (2001): Az erdő. Miskolc: Ökológiai Int. a Fenntartható Fejlődésért Alapítvány, 39 p. BARCZI A., PENKSZA K., CZINKOTA I., NÉRÁTH M. (1996-1997): A study of connections between certain phytoecological indicators and soil characteristics in the case of Tihany peninsula. Acta Botanica Academiae Scientiarum Hungaricae, 40: 3-21. BARCZI A., VONA M., BAUER N. (2002): Talaj-növény kapcsolatok vizsgálata az olaszfalui Eperjeshegyen. Botanikai Közlemények, 1-2. 89: 33-48. BARDÓCZYNÉ SZ. E, HARKÁNYINÉ SZ. ZS, LOKSA G. (2000): Útmutató a kis vízfolyások és vízgyűjtőterületeik revitalizációját megalapozó komplex tanulmányok készítéséhez; OTKA T019918, Kutatási zárójelentés, Gödöllő: Szent István Egyetem, 76 p. BARDÓCZYNÉ SZ. E., BARDÓCZY L., HORVÁTH J. (2004): Kis vízfolyások revitalizációs tervezésének kezdeti lépései a Morgó patak belterületi szakaszán (Kismaros településen) Hidrológiai Közlöny, 84: 27-33. BARTHA D. (1995): Ökológiai és természetvédelmi jelzőszámok a vegetációs értékelésben. Tilia, 1: 170184. BARTHA D. (2002): Társulásszerveződési törvényszerűségek keresése. In: Fekete et al. (szerk.): Az MTA Ökológiai és Botanikai Kutatóintézete 50 éve (1952-2002). Vácrátót: MTA Ökológiai és Botanikai Kutatóintézete, 460 p. BARTHA D., BILKÓ A., KOVÁCS G. (1994): Degradáltság-vizsgálatok a Kőszegi Hegységben. Sopron, In: Bartha D. (ed.): A Kőszegi-hegység vegetációja. 183-197. p. BARTHA S. (2000): In vivo társuláselmélet. In: Virágh K., Kun A. (szerk.) Vegetáció és dinamizmus. Vácrátót: MTA BKI, 101-141. p.

101

Mellékletek – M1. Irodalomjegyzék

BARTHA S. (2004): Paradigmaváltás és módszertani forradalom a vegetáció vizsgálatában. Magyar Tudomány, 110: 12-26. BARTHA S., CAMPATELLA G., CANULLO R., BÓDIS J., MUCINA L. (2004): On the importance of fine-scale spatial complexity in vegetation restoration. International Journal of Ecology and Environmental Sciences, 30: 101-116. BEIER P., NOSS R. F. (1998): Do habitat corridors provide connectivity? Conservation Biology, 12: 12411252. BENNETT A. F., HENEIN K., MERRIAM G. (1994): Corridor use and the elements of corridor quality: chipmunks and fencerows in a farmland mosaic. Biological Conservation, 68: 155-165. BÍRÓ GY. (2000): Vác Város Városfejlesztési- és Környezetvédelmi állapotfelvétel. Vác: Váci Polgármesteri Hivatal, 5-15. p. BÍRÓ I. (2005): Váci Kistérség környezeti illetve levegőtisztasági állapotának vizsgálata. 2002/000-604-01 sz. nyilvántartott pályázat. Vác: Aragon-Art, 5-40. p. BÓDIS J., BARTHA S. (1997): A feketefenyő hatása dolomitgyepek kompozícionális. In: Uherkovich Á. (szerk.) Előadások és poszterek összefoglalói. Pécs: IV. Magyar Ökológiai Kongresszus, 38 p. BORHIDI A. (1993): A magyar flóra szociális magatartásformái. Pécs: A Környezetvédelmi és Területfejlesztési Minisztérium Természetvédelmi Hivatala és a Janus Pannonius Tudományegyetem Kiadványa, 93 p. BORHIDI A. (1995): Social behaviour types, the naturalness and relative ecological indicator values of the higher plants in the Hungarian flora. Acta Botanica Academiae Scientiarum Hungaricae, 39: 97-181. BORHIDI A. (1996): An annotated checklist of the Hungarian plant communities, I. The non-forest vegetation. Janus Pannonius University, Pécs: Borhidi A. (ed.): Critical Revision of the Hungarian Plant Communities. 43-94. p. BORHIDI A. (2002): Gaia zöld ruhája. Budapest: MTA, 283-299. p. BORHIDI A., CSETE S., CSIKY J., KEVEY B., MORSCHAUSER T., SALAMON-ALBERT É. (2000): Talaj és természetes növényzet. Termőhely, társulások, indikáció. MTA ÖBKI, Budapest: Kun A.-Virágh K. szerk.: Vegetáció és Dinamizmus. 157-189. p. BORHIDI A., MORSCHHAUSER T., SALAMON-ALBERT É. (2001): Talaj és természtes növényzet. (Ökológiai összefüggések a bioindikáció tükrében) – In: Borhidi A., Botta-Dukát Z. (szerk): - Ökológia az Ezredfordulón, I: 55-72. BRUNSDEN D., GRIFFITHS J. S. (2001): Land surface evaluation: conclusions and recommendations. London: Geological Society, Engineering Geology Special Publications, (18) 241-243. p. BULLA M. (2004): Környezetpolitika. Győr: Mobil Kiadó és Grafikai Stúdió CAMERON T. (2002): The year of the diversity-ecosystem function debate. TREE, 17: 495-496. CARTOGRAPHIA (É.n.): Pilis, Visegrádi-hegység turistaatlasz. Budapest: Cartographia, 123 p. CENTERI CS. (2002): The role of vegetation cover in the control of soil erosion on the Tihany Peninsula. Acta Botanica Hungarica, 44: 285-295. CHAPIN F. S., ZAVALETA E. S., EVINER V. T., NAYLOR R. L., VITOUSEK P. M., REYNOLDS H. L., HOOPER D. U., LAVOREL S., SALA O. E., HOBBIE S. E., MACK M. C., DIAZ S. (2000): Consequences of changing biodiversity. Nature, 405: 234-242. CHASE J. M., LEIBOLD M. A. (2000): Spatial scale dictates the productivity-biodiversity relationship. Nature, 416: 427-430. CHESSON P. L., CASE T. J. (1986): Overview: Non-equilibrium community theories: chance, variability, history and coexistence. In: Diamond J., Case T. J. (eds.) New York: Harper and Row, Community Ecology, 229-239. p.

102


CORNELL H. V., LAWTON J. H. (1992): Species interactions, local and regional processes, and limits to the richness of ecological communities: a theoretical perspectives. Journal of Animal Ecology, 61: 1-12. CZELLÁR K. (2003): Dunakanyar és környéke. Budapest: Frigoria Könyvkiadó Kkt. 144 p. CSEMEZ A. (1983): Tájökológiai és tájértékelési munkarészek. Budapest Hosszútávú Környezetvédelmi Koncepciójához, Budapest: BUVÁTI CSEMEZ A. (1985): Tájökológiai és tájtörténeti összefüggések az ártéren. Zöldfelületgazdálkodás, 56. sz. 714. p. CSEMEZ A. (1991): Tájrendezési és tájökológiai koncepció a leányfalui Duna-part rendezéséhez. H. n. Leányfalui Önkormányzat, 19 p. CSEMEZ A. (1996): Tájtervezés-tájrendezés. Budapest: Mezőgazda kiadó, 296 p. CSIMA P. (1993): Az általános tájvédelem és a természetvédelem. Öko, IV. évf. 2-3sz. 12-18. p. CSIMA P., DUBINSZKI-BODA B. (2008): Tájökológia kutatások. III. Magyar Tájökológiai Konferencia kiadványa, Budapest: BCE, Tájvédelem és Tájrehabilitációs Tanszék, 387 p. CSIMA P., GÖNCZ A. (2003): A területrendezési tervek tájterhelési és táj-terhelhetőségi vizsgálatának módszere. Komárom: Komáromi Nyomda és Kiadó, 35 p. CSIMA P., MÓDOSNÉ BUGYI I., GERGELY A., KISS G. (2004): Természetvédelem – védett területek tervezése. Budapest: BKÁE, Tájépítészeti -védelmi és - fejlesztési Kar, 214 p. CSORBA P, FAZEKAS I. (2006): Tájkutatás – Tájökológia. II. Magyar Tájökológiai Konferencia kiadványa, Debrecen: Meridián Alapítvány, 553 p. CSORBA P. (1999): Tájökológia. Debrecen: Kossuth Egyetem Kiadó, 113 p. CSORBA P. (2006): Táj, környezet és társadalom. Indikátorok az ökológiai tájszerkezet és tájműködés jellemzésére. Szeged: SZTE Éghajlattani és Tájföldrajzi Tanszék – SZTE Természeti Földrajzi és Geoinformatikai Tanszék, 117-123. p. CSORBA P., MEZŐSI G. (1994): Tájökológiai szöveggyűjtemény. Debrecen: Kossuth Egyetemi Kiadó, 173., ill. 149 p. DAWSON D.G. (1994): Narrow is the way. In: DOVER J. (ed.) Fragmentation in agricultural landscapes. Preston: Proc. 3rd Annual IALE (UK) Conf. IALE (UK), 30-38. p. DÉVAI GY., DÉVAI I., FELFÖLDY L., WITTNER I. (1992c): A vízminőség fogalomrendszerének egy átfogó koncepciója. 3. rész: Az ökológiai vízminőség jellemzésének lehetőségei. Acta biologica Debrecina. Supplementum oecologica hungarica, 4: 49-185. DÉVAI GY., JUHÁSZ-NAGY P., DÉVAI I. (1992a): A vízminőség fogalomrendszerének egy átfogó koncepciója. 1. rész: A tudománytörténeti háttér és az elvi alapok. Acta biologica Debrecina. Supplementum oecologica hungarica, 4: 13-28. DÉVAI GY., JUHÁSZ-NAGY P., DÉVAI I. (1992b): A vízminőség fogalomrendszerének egy átfogó koncepciója. 2. rész: A hidrobiológia és a biológiai vízminőség fogalomkörének értelmezése. Acta biologica Debrecina. Supplementum oecologica hungarica, 4: 29-47. DRAKE J. A. (1990): Communities as assembled structures: do rules govern pattern? TREE, 5: 159-164. DUKAY I. (2000): Kézikönyv a kisvízfolyások komplex vizsgálatához. Vác: Göncöl Alapítvány, 170 p. DUKAY I. (2005): Kisvízfolyások „jó ökológiai állapotának” medermorfológiai vonatkozásai, megvalósítása és fenntartása. Nyíregyháza: XXIII. Hidrológiai Vándorgyűlés, 2005. július 6-7. DYRNESS C. T., YUONGBERG C. T. (1966): Soil-vegetation relationships within the ponderosa pine type in the central Oregon pumice region. Ecology, 47: 122-138. ELLENBERG H. (1950): Landwirtschaftliche Pflanzensoziologie I. Unkrautgemeinschaften als Zeiger für Klima und Boden. Stuttgart: Ulmer Verlag, 141 p.

103


ELLENBERG H. (1952): Landwirtschaftliche Pflanzensoziologie II. Wiesen und Weiden und ihre standortliche Bewertung. Stuttgart: Ulmer Verlag, 143 p. ELLENBERG H. (1963): Vegetation Mitteleuropas mit den Alpen. Stuttgart: Ulmer Verlag, 981 p. ELLENBERG H. (1974): Zeiger der Gefäßpflanzen Mitteleuropas. Scripta Geobotanica, 97 p. ELLENBERG H., MAYER R., SCHAUERMANN J. (1986) Ökosystemforschung – Ergebnisse des Sollingprojektes 1966-1986. Stuttgart: Ulmer Verlag, 507 p. ELLENBERG H., WEBER H. E., DÜLL R., WIRTH W., WERNER W., PAULISSEN D. (1991): Zeigerwerte von Pflanzen in Mitteleuropa., Goltze Vrt. Göttingen, Scripta Geobotanica, 18. 248 p. EVERSHAM B. C., TELFER M. G. (1994): Conservation value of roadside verges for stenotopic heathland Carabidae: corridors or refugia? Biological Conservation, 3: 538-545. FARAGÓ S. (1997): Élőhelyfejlesztés az apróvad-gazdálkodásban. A fenntartható apróvad-gazdálkodás környezeti alapjai. Budapest: Mezőgazda Kiadó, 356 p. FARAGÓ S. (2006): Élőhely-gazdálkodás mezei területeken, különös tekintettel a gyepgazdálkodásra. Gyepgazdálkodási közlemények, 4: 13-24. FEKETE G. (1992): The holistic view of succession reconsidered. Coenoses, 7: 21-29. FORMAN R. T. T. (1983): Corridors in a landscape: their ecological structure and function. Bratislava: Ekológia, 2: 375-387. FORMAN R. T. T., GORDON M. (1986): Landscape Ecology. New York: John Wiley Földművelésügyi és Vidékfejlesztési Minisztérium (2004): Nemzeti Vidékfejlesztési Terv a 2004-2006 közötti időszakra vonatkozóan, Budapest, 224 p. FRIDLEY J. D. (2001): The influence of species diversity on ecosystem productivity. How, where and why? Oikos, 93: 514-526. GÁBOR P., JOMBACH S., ONGJERTH R. (2006): A zöldfelületi rendszer állapota és változása Budapest és a budapesti agglomeráció területén 1990-2005. Budapest: Studio Metropolitana, 26 p. GALLÉ L. (2003): A Tisza hullámtere, mint ökológiai folyosó. In.: Teplán, I. (szerk.) 2003. A Tisza és vízrendszere. Budapest: II. MTA Társadalomkutató központ, 65-90. p. GALLÉ L., MARGÓCZI K., KOVÁCS É., GYÖRFFY GY., KÖRMÖCZI L., NÉMETH L. (1995): River valleys: are they ecological corridors? Tiscia, 29: 53-58. GÁNTI T. (1983): Eltűnő szigetek. Kecskemét: Natura, 215 p. GÁNTI T. (1994): Váci eltűnő szigetek. Váci fűzetek 2. Vác: Vác Város Önkormányzata, 118 p. GÁNTI T. (2009): Természet kebelén. München: Novum Verlag GmbH, 366 p. GATE KTI (1999): „Talajfajták a vizsgált területen” című ábra tartalma. Gödöllő: I.k. GRIME J. P., CHICHESTER S., WILEY J. (1979): Plant Strategies and vegetation Processes. New York, Brisbane, Toronto: I.k. 222 p. GRIME J. P., HYMAN U. (1988): Comparative Plant Ecology. I.k. London, Boston, Sydney, Wellington, 742 p. HALLÉ F., OLDEMANN R. A., TOMLISON P. B. (1978): Tropical Trees and Forests, an Architectural Analysis, Berlin: Springer, 1978: 441. HANSKI I. (1998): Metapopulation dynamics. Nature, 396: 41-49. HASTINGS A., HARRISON S. (1994): Metapopulation dynamics and genetics. Annual Review of Ecology and Systematics, 25: 167-188. HEATHWAITE A. L., GÖTTLICH, KH. (1993): Mires: Process, Exploitation and Conservation, Chichester, UK: John Wiley, 506 p. HÉJJAS P., HORVÁTH M. F. (2001): Régi képeslapok 1896-1950. Vác: Vác Város Önkormányzata, 179 p.

104


Hologon Környezetvédelmi Tanácsadó és Szolgáltató (2006): A Dunakanyar természeti és kulturális örökségére alapozott fenntartható fejlesztési stratégia, Kiegészített változat, Verőce, 67 p. HOOPER D. U., CHAPIN F. S., EWEL J. J., HECTOR A., INCHAUSTI P., LAVOREL S., LAWTON J. H., LODGE D. M., LOREAU M., NAEEM S., SCHMID B., SETALA H., SYMSTAD A. J., VANDERMEER J., WARDLE D. A. (2005): Effect of biodiversity on ecosystem functioning: a consequences of current knowledge. Ecological Monographs, 75: 3-35. HORVÁTH B. (1998): A Váci-Ligeti-tó és környezetének ökológiai funkcióinak feltárása, rehabilitációs javaslata. Miskolc: Teampannon, 24 p. HORVÁTH B. (1999): A Ligeti-tó vízrendszere vízminőségi és ökológiai állapot vizsgálata, Miskolc: Teampannon, 44 p. HORVÁTH M. F. (szerk.) (2009): Vác. A Dunakanyar szíve. Történelmi városkalauz helybélieknek és világcsavargóknak. Vác: Kiadó Vác Város Önkormányzata, 335 p. HORVÁTH V. (2006): Kisvízfolyások műszaki és ökológiai szemléletű rendezése, hasznosítása (elvi alapvetések) Pécs: XXIV. Hidrológiai Vándorgyűlés, 2006. július 5-6. ISBN 978-963-8172-19-8 http://www.aquadocinter.hu/themes/Vandorgyules/pages/2szekcio/balogh.htm ILLYÉS ZS. (szerk.) (1997): Vác természeti értékei. Vác: Vác Város Önkormányzata és Tourinform irodája, 24 p. ILLYÉS ZS. (szerk.) (2000): Vác, a Duna-parti város. Vác: Vác Város Polgármesteri Hivatala, 44 p. ILLYÉS ZS. (szerk.) (2001): Vác, cselekvő környezetvédelem. Vác: Vác Város Polgármesteri Hivatala, 28 p. ILLYÉS ZS. (szerk.) (2005): Váci Liget természetvédelmi kezelési és rehabilitációs terve. Budapest: Budapesti Corvinus Egyetem, Tájvédelmi és Tájrehabilitációs Tanszék, 56 p. JAKUCS P. (1972): Dynamische Verbindung der Wälder und Rasen. Budapest: Akadémia Kiadó, 228 p. JORDÁN F. (2002): Beszűkülő életterek, leépülő kapcsolatok. Természet Világa, 133. évf. 9. 409-412. p. JORDÁN F., BÁLDI A., ORCI KIRILL M., RÁCZ I., VARGA Z. (2004): Kritikus élőhelyfoltok azonosítási lehetőségei – egy esettanulmány. Természetvédelmi Közlemények, 11: 31-38. JUHÁSZ-NAGY P. (1966a): Some theoretical problems of synbotany. Part 1. Preliminary considerations on a conceptual network. Acta Biologica Debrecina. Supplementum oecologica hungarica, 4: 59-66. JUHÁSZ-NAGY P. (1966b): Some theoretical problems of synbotany. Part 2. Preliminaries on an axiomatic model-building. Acta Biologica Debrecina. Supplementum oecologica hungarica, 4: 67-81. JUHÁSZ-NAGY P. (1967a): On some 'characteristic area' of plant community stands. Proc. Colloq. Inf. Theory, Debrecen: Bolyai Math. Soc., 269-282. p. JUHÁSZ-NAGY P. (1967b): On association among plant populations. I. Multiple and partial association: a new approach. Acta Biologica Debrecina. Supplementum oecologica hungarica, 5: 43-56. JUHÁSZ-NAGY P. (1980). A cönológia koegzisztenciális szerkezeteinek modellezése. Budapest: Akadémiai Doktori Értekezés KARCSÚ A. A. (1880): Vácz Város Története. I. kötet, A város története, keletkezéstől 1756. évig. Vác város helyrajzi ismertetése. Vácz: Mayer Sándor Könyvnyomdája, 5-71. p. KARCSÚ A. A. (1880): Vácz Város Története. IX. kötet, Az iskolák, intézetek, egyletek, kórházak, nyomdák, kereskedelem és ipar. Vácz elnevezése, népessége, föld- és szőlőművelése. Vácz: Mayer Sándor Könyvnyomdája, 429-433. p. KARCSÚ A. A. (1880-1886): Vácz Város Története. I-IX. kötet, Vácz: Mayer Sándor Könyvnyomdája, I. 71 p., II. 177 p., III. 72 p., IV. 113 p., V. 242 p., VI. 170 p., VII. 159 p., VIII. 278 p., IX. 472 p. KÁRPÁTI I. (1978): Magyarországi vizek és ártéri szintek növényfajainak ökológiai besorolása. Keszthely: Keszthelyi Agrártudományi Egyetem Kiadványa, 20. 1-62. p.

105


KÁRPÁTI I., KÁRPÁTI V., BORBÉLY GY. (1968): Magyarországon elterjedtebb ruderális gyomnövények synökológiai besorolása. Keszthelyi Agrártudományi Főiskola Közleményei, 10: 1-40. KERÉNYI A., SZABÓ GY. (2001) Landscape loadability and landscape protection in Hungary – Acta Pericemonologica rerum ambientum Debrecina, Tomus I., 36-42. p. KERTÉSZ Á. (2003): Tájökológia. Budapest: Holnap Kiadó, 168 p. KERTÉSZ B. B. (2009): Vác Város Településszerkezeti Terve (6. sz. módosítás). Budapest: Urbanitás Tervező és Tanácsadó, 92 p. KISS G. (szerk.) (2009): Táji örökségünk megőrzéséért. Az Európai Táj Egyezmény és az Európa Tanács Táj Díja alapján készült. Budapest: Környezetvédelmi és Vízügyi Minisztérium, Nemzeti Fejlesztési és Gazdasági Minisztérium, Önkormányzati Minisztérium, 20 p. KISS T., PENKSZA K. (2008): A legeltetés és taposás hatásainak vizsgálata Duna-Tisza közi legelők vegetációjában. AGTEDU 2008. Kecskemét: A Magyar Tudomány Ünnepe alkalmából rendezett tudományos konferencia kiadványa, 50-55. p. KONECSNY K., LÁSZLÓ F., LIEBE P. (2006): Vizsgálatok a magyarországi állandó és időszakos jellegű vízfolyás szakaszokkal kapcsolatban. Pécs: XXXIV. Hidrológiai Vándorgyűlés, 2006. július 5-6. KOVÁCS M. (1966): Die Wirkung der geomorphologischen (Expositionsbedingten) mikroklimatischen und Bodenfaktoren auf die Entwicklung des Standortes der azidophilen Wälder im Mátra-Gebirge. Acta Botanica Academiae Scientiarum Hungaricae, 12: 293-324. KOVÁCS M. (1970): Tranksektuntersuchung der Gradienten der ökologischen Heterogenität in Kontakten Gesellschaften Bodenfaktoren und horizontale zonation. Acta Botanica Academiae Scientiarum Hungaricae, 16: 117-142. KUNZMANN G. (1990a): Überprüfung der Ellenberg`schen Feuchtezahlen an Hand Bodenkundlicher Parameter auf Grünlandstandorten in Mittelhessen. Verhandlungen der Gesellschaft für Ökologie, 19: 386397. KUNZMANN G. (1990b): Die Bestimmung des Ökologischen Feuchthegrades von Grünlandstandorten mit einem modifizierten Zeigerartenverfahren. Z. f. Kulturtechnik und Landentwicklung, 31: 368-380. LÁSZLÓ T. (2006): Felmérés és tanulmányterv: holtágak rehabilitációja. Budapest: Környezetvédelmi és Vízügyi Minisztérium Fejlesztési Igazgatóság, 162 p. LEZER H. (1991): Landschaftsökologie, (3. Auflage), Stuttgart: UTB, 647 p. LICSKÓ I., SZILÁGYI F. (2008): Víz- és környezeti kémia és hidrobiológia. Felszíni vizek minősítése. Elektronikus jegyzet. Budapest: BME Hidak és Szerkezetek Tanszéke LÓCZY D. (2002): Tájértékelés, földértékelés. – Dialóg. Budapest – Pécs: Campus Kiadó, 306 p. LOREAU M., NAEEM P., INCHAUSTI P., BENGTSSON J., GRIME J. P., HECTOR A., HOOPER D. U., HUSTON M. A., RAFFAELLI D., SCHMID B., TILMAN D., WARDLE D. A. (2001): Biodiversity and ecosystem functioning: current knowledge and future challenges. Science, 290: 804-808. MAGYAR E. (1996): A környezeti hatástanulmányok tájra vonatkozó munkarészei. ÖKO, 7/1-2. 108-125. p. MAROSI S. (1980): Tájkutatási irányzatok, tájértékelés, tájtipológiai eredmények. Elmélet – Módszer – Gyakorlat 35. Budapest: MTA Földrajztudományi Kutatóintézet MAROSI S., SZILÁRD J. (1963): A természeti földrajzi értékelés elvi-módszertani kérdéseiről. Földrajzi Értesítő, 12. 393-417. p. MARRS H. R., PROCTOR J. (1979): Vegetation and soil studies of the enclosed heath lands of the Lizard peninsula, cornwall. Vegetacio, 41. 121-128. p. MCLEOD J. (1894): Over de bevruchting der bleomen in het Kempisch gedeelte van Vlaanderen, In: Deel II Bot. Jaarboek Dodonaea, 1894: 6:119-511. MEZŐSI G., MUCSI L. (1993): Kritikus környezeti adottságú felszínek Magyarországon. Földrajzi Közlemények, 1993. (4) 212-224. p.

106


MIHÁLKA A. (1851): Ásványtan. Középtanodák használatára. Első rész. Ásványisme (Oryktognosie) 62 fametszvénynyel. U. ott, 1851. (Ism. M. Hirlap 1852. 832. sz. 2. bőv. kiadás 1854., 108 fametszvénynyel, 3. jav. k. 1857. u. ott). H.n. I.k. MIHÁLKA A. (1852): Növénytan. Középtanodák használatára. 296 fametszvény-rajzzal (Ism. M. Hirlap 832-38. sz. 2. átdolg. kiadás 314 fametszvénynyel. U. ott, 1856., 3. bőv. k. 1861., 4. bőv. k. 1868. u. ott). Pest: I.k. MIHÁLKA A. (1862): A földisme alapvonalai a lyceum és főreáltanodák használatára. 206 fametsz. Pest: I.k. MIHÁLKA A. (1864): Az ásványtan alapvonalai főgymn. és főreáltanodákbani használatra. (4. egészen ujonnan átdolg. k. 140 fam., 5. átdolg. k. Beyer Henriktől. Budapest, 1873.)10. Pest: I.k. MIHÁLKA A. (1865): Az ásványtan elemei középtanodai alosztályok számára. 155 fametszvénynyel (2. k. 1870., 3. teljesen átdolgozott bőv. kiadás Madaras Elektől. Budapest, 1876.) Pest: I.k. MIHÁLKA A. (1866): A növénytan elemei. Gymnasium és reáltanodákbani használatra. 42 fam. (2. k. 1869., 3. bőv. k. telj. átdolg. Madaras Elek. Budapest, 1876.) Pest: I.k. MOSKÁT C., BÁLDI A. (1999): The importance of edge effect in line transect censuses applied in marshland habitats. Ornis Fennica, 76: 33-40. MŐCSÉNYI M. (1999): Ember és táj. Agrártörténeti füzetek 3. Szarvas: Debreceni Agrártudományi Egyetem Mezőgazdasági Víz- és Környezetgazdálkodási Főiskola Kar, 94 p. MYSTER R. W., PICKETT S. T. A. (1990): Initial conditions, history and successional pathways in ten contrasting old fields. American Midland Naturalist, 124: 231-238. NAGY D. (2004): Az ökológiai hálózat védelme – a természetvédelem új kihívása. Környezetállapot értékelés Program. Pályázati tanulmányok 2003-2004. Budapest: MTA TAKI NAGY I. R. (2001): ) Kisvízfolyások revitalizációs lehetőségeinek vizsgálata a Hosszúréti-patak példáján. „A földrajz eredményei az új évezred küszöbén.” Szeged: Magyar Földrajzi Konferencia, 2001. okt. 25-27. NÉMETH F. (szerk.) (1995): Nemzeti Ökológiai Hálózat. Budapest: IUCN, 88 p. NÉMETH F. (szerk.) (1997): Nemzeti Természetpolitikai Terv. A környezet- és természetbarát területhasznosítás lehetőségei, IUCN, Budapest: Környezet és Fejlődés Kiadó, 88 p. PÁLFAI I. (1994): Útmutató a holtágak védelméhez és hasznosításához. Budapest: Országos Vízügyi Főig. PÁLFY S., SÓLYOM B., FILALOVSZKY T., LÁRIS B., KOVÁCS D., TÓTH D. (2008): Vác, Géza király tér – Budapesti főút– Burgundia utca – Bajcsy Zs. utca – Duna-part és Tímár utca által határolt terület építészeti, tájépítészeti fejlesztésének tanulmányterve és városrendezési hatástanulmánya / I.ütem. Budapest: Környezetrendezés Stúdió73, 60 p. PÁPAY ZS., DOBROCSI T., MAYER A., LAUFER P., (2006): Dunakanyar térség fenntartható közlekedése – Helyzetfeltárás. Budapest: Fővárosi Tervező Iroda, 28 p. P RTEL M., ZOBEL M., ZOBEL K., VAN DER MAAREL E. (1996): The species pool and its relation to species richness: evidence from Estonian plant communities. Oikos, 75: 111-117. PÉCSI M., SOMOGYI S., JAKUCS P. (1972): Magyarország tájtípusai. Földrajzi Értesítő, 21/1. 5-12. p. PENKSZA K. (1992): Adatok a kesztölci Fehér-szirt és környékének flórájához. Botanikai Közlemények, 79: 47-52. PENKSZA K. (1995): Flora of the Ír-hegy (Gerecse Mts, Hungary). Stud. bot. hung., 26: 37-48. PENKSZA K. (2000): A Festuca javorkae Májovsky és a Festuca wagneri Degen, Thaisz et Flatt jellemzése és a Festuca ovina - csoport határozókulcsa. Kitaibelia, 5: 275-278. PENKSZA K. (2006): A Gödöllői Ökörtelep szemétlerakó (Gödöllő - Kerepes Landfill) vegetációjának Vizsgálati lehetőségei, és 2006 évi kutatási eredményei (Készült a SZIE RET Pályázatának keretében) Hatvan: Hatvani Környezetvédő Egyesület, 27 p.

107


PENKSZA K., BARCZI A., NÉRÁTH M., GYIMÓTI G., CENTERI CS. (1994a): Changes in the vegetation of Tihanyifélsziget (Tihany peninsula, near lake Balaton, Hungary) as a result of treading and grazing. Sátoraljaújhely: Proceedings of International Conference, Antropization and Environment of ruderal settlements. Flora and Vegetation, 99-105. p. PENKSZA K., BENYOVSZKY B. M., ÖTVÖS E., ASZTALOS J. (1994b): Phytosociological studies of the Cliff Fehérszirt, near Kesztölc, Hungary. Acta Botanica Hungarica, 38: 523-547. PENKSZA K., KÁDER F., BENYOVSZKY B. M. (1996): Vegetációtanulmány a Balatonalmádi (Vörösberény) melletti Megye-hegyről. Botanikai Közlemények, 83: 77-105. PENKSZA K., KÁDER F., SÜLE SZ. (2002): Kiegészítések a Festuca fajok és az Artemisia alba gyeptársulásokban betöltött szerepének ismeretéhez. Kanitzia, 9: 211-226. PERKINS J. S., THOMAS D. S. G. (1993): Environmental response and sensitivity to permanent cattle ranching, semi-arid western central Botswana. In Thomas, D.S.G. and Allison, R.J. (eds.). Landscape Sensitivity. J. Chichester: Wiley, 273-286. p. PFISTERER A. B., SCHMID B. (2002): Diversity-dependent production can decrease the stability of ecosystem functioning. Nature, 416: 84-86. PICKETT S. T. A., CADENASSO M. L. (1995): Landscape ecology: spatial heterogeneity in ecological systems. Science, 269: 331-334. PICKETT S. T. A., PARKER V. T., FIEDLER P. (1992): The new paradigm in ecology: Implications for conservation biology above the species level. In: Fiedler P., Jain S. (eds.) Conservation biology: the theory and practice of nature conservation, preservation, and management. London: Chapman and Hall, 65-88. p. PUTARICH IVÁNSZKY V. (2005): A Vajdaság területén fekvő holtmedrek revitalízációs programja. Újvidék: Vajdasági Magyar Tudományos Társaság, 80 p. RAMENSZKIJ L. G. (1938): Introduction to the Geobotanical Study of Complex Vegetation, Moszkva: Szeljszkohoz RAPAICS R. (1925): A Nyírség növény földrajza. Debrecen: Debreceni Tisza István Társulat RAUNKIAER C. (1934): The life forms of plants and statistical plant geography, Oxford: Clarendon Press RÉDEI T. (1997): Az Általános Nemzeti Élőhely-osztályozási Rendszer (Á-NÉR) élőhelyleírásai: Források, átmeneti és dagadólápok. In: Fekete G., Molnár Zs., Horváth F. (szerk.): Nemzeti Biodiverzitás-monitorozó Rendszer II. A magyarországi élőhelyek leírása, határozója és a Nemzeti Élőhely-osztályozási Rendszer. Budapest: Magyar Természettudományi Múzeum RÉDEI T., BOTTA-DUKÁT Z., CSIKY J., KUN A., TÓTH Z. (2003): On the possible role of local effects on the species richness of acidic and calcareous rock grasslands in Northern Hungary. Folia Geobotanica, 38: 453-467. RÉTI M. (1997): Ártéri kalauz. Vác: Göncöl Alapítvány, 45 p. RICOTTA C., ANAND M. (2004): Spatial scaling of structural complexity in plant communities. Bartha S., Campatella G., Canullo R., Bódis J., Mucina L. (2004): On the importance of fine-scale spatial complexity in vegetation restoration. International Journal of Ecology and Environmental Sciences, 30:101-116. 30:93-99. SÁPI V. (1983): Vác története I-II. kötet. Szentendre: Pest Megyei Múzeum Igazgatósága, 641 p. SCHMID B. (2002): The species richness - productivity controversy. TREE, 17: 113-114. SCHREIBER K-F. (1988). Connectivity in landscape ecology. Paderborn: Proceedings of the 2nd international seminar of the IALE in Münster. Münstersche Geographische Arbeiten 29. Schöningh SEREGÉLYES T., S. CSOMÓS Á. (1995): Hogyan készítsünk vegetációs térképet. Tilia, 1: 158-169. SIMBERLOFF D. (1988): The contribution of population biology and community ecology to conservation science. Annual Review of Ecology and Systematics, 19: 473-511. SIMON T. (1988): A hazai edényes flóra természetvédelmi értékének becslése. Abstracta Botanica, 12: 123.

108


SIMON T. (2000): A magyarországi edényes flóra határozója. Budapest: Nemzeti Tankönyvkiadó, 976 p. SOÓ R. (1964): A magyar flóra és vegetáció rendszertani-növényföldrajzi kézikönyve I., VI. Budapest: Akadémia Kiadó, 56-57. 270 p. SOÓ R. (1980): A magyar flóra és vegetáció rendszertani-növényföldrajzi kézikönyve VI. Budapest: Akadémia Kiadó, 557 p. STANDOVÁR T., PRIMACK R. B. (2001): A természetvédelmi biológia alapjai. Budapest: Nemzeti Tankönyvkiadó, 542 p. SYMSTAD A. J., TILMAN D. (2001): Diversity loss, recruitment, limitation, and ecosystem functioning: lessons learned from a removal experiment. Oikos, 82: 424-435. SZILÁGYI F. (2000): Ökológia mérnökök számára. Budapest: BME, Építőmérnöki Kar Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék, 93 p. SZILÁGYI L. (1992): Ökológiai állapotfelvétel a váci Gombás-patakról és annak torkolati árteréről. Vác: Göncöl Alapítvány, 15 p. SZILÁGYI L. (1994): A váci ártéri erdő. Duna – Ipoly Nemzeti Örökség Park Program, Vác: Göncöl Alapítvány, 11p. THÓRHALSDÓTTIR T. E. (1990): The dynamics of a grassland community: A simultaneous investigation of spatial and temporal heterogeneity at various scales. Journal of Ecology, 78: 884- 908. TILMAN D. (1999): The ecological consequences of changes in biodiversity: a search for general principals. Ecology, 80: 1455-1474. TILMAN D., KNOPS J., WEDIN D., REICH P. (2002): Experimental and observation studies of diversity, productivity and stability. In: Kinzig A., Pacala S., Tilman D. (eds.) Functional consequences of biodiversity. Experimental progress and theoretical extension. New Jersey: Princeton Univ. Press, 42-70. p. TÖRÖK J., SZENTESI Á. (2002): A természetvédelmi biológia ökológiai alapjai. In.: Török K., Fodor L. (szerk.) 2002. A természetes életközösségek megóvásának és monitorozásának aktuális problémái, ökológiai alapja, a természetvédelem feladatai. Tanulmányok Magyarország és az Európai Unió természetvédelméről 2. Budapest – Gödöllő – Madrid: Fort Collins, 13-136. p. TROLL C. (1939): Luftbildplan und ökologische Bodenforschung. Ztsrft. der Ges. f. Erdkunde zu Berlin, Nr. 7/8. TURCSÁNYI G. (2008): Természetvédelem. Egyetemi jegyzet, Gödöllő: SZIE-KGI, 126 p. Urbanitás Tervező és Tanácsadó (1993): Vác Város Településszerkezeti Terve. Budapest VARGA Z. (1998): Biológiai sokféleség állapota és védelme Magyarországon. Országtanulmány – Budapest: Fenntartható Fejlődés Bizottság, 116 p. VIRÁGH K., BARTHA S. (1996): The effect of current dynamical state of a loess steppe community on its responses to disturbances. Tiscia, 30: 3-13. VIRÁGH K., HORVÁTH A., BARTHA S., SOMODI I. (2006): Kompozíciós diverzitás és términtázati rendezettség a szálkaperjés erdőssztyepprét természetközeli és zavart állományaiban. In: Molnár E. (szerk.): Kutatás, oktatás, értékteremtés. Vácrátót: MTA ÖBKI, 89-110. p. VOS C. C., VERBOOM J., OPDAM P. F. M., TER BRAAK C. J. F. (2001): Toward Ecologically Scaled Landscape Indices. The American Naturalist, 183/1. 24-41. p. WASS A. (1948): Üzenet haza, I.k. Bajorerdő WILCOVE D. S., MCLELLAN C.H., DOBSON A. P. (1986): Habitat fragmentation in the temperate one. In: SOULÉ M. E. (ed.). Conservation Biology. The Science of Scarcity and Diversity. Sinauer Associates, Sunderland, Massachusetts, 237-256. p. WITH K. A., GARDNER R. H., TURNER M. G. (1997): Landscape connectivity and population distributions in heterogeneous environmental. Oikos, 78: 151-169.

109


WOOD P. A., SAMWAYS M. J. (1991): Landscape element pattern and continuity of butterfly flight paths in an ecologically landscaped botanical garden, Natal, South Africa. Biological Conservation, 58: 149-166. WU J., LOUCKS O. L. (1995): From balance of nature to hierarchical patch dynamics: a paradigm shift in ecology. Q. Review of Biology, 70: 439-464. ZOBEL M. (1997): The relative role of species pools in determining plant species richness: an alternative explanation of species coexistence. TREE, 12: 266-269. ZOBEL M., VAN DER MAAREL E., DUPRÉ C. (1998): The species pool: the concept, its determination and significance for community restoration. Applied Vegetation Science, 1: 55-66. ZÓLYOMI B, PRÉCSÉNYI I. (1964): Methode zur ökologischen Charakterisierung und Vegetationseinheiten und zum Vergleich der Standorte. Acta Botanica Academiae Scientiarum Hungaricae, 10: 377-416. ZÓLYOMI B., BARÁTH Z., FEKETE G., JAKUCS P., KÁRPÁTI I., KOVÁCS M., MÁTHÉ. I. (1967): Einreihung von 1400 Arten der ungarischen Flora in kologische Gruppen nach TWR-Zahlen. Fragmente Botanica, 4: 101-142. http://maps.google.com (térkép letöltve: 2009. november 26.) http://www.dinpi.hu (térkép letöltve: 2009. november 26.)

110

MELLÉKLET 2. – Cönológiai felvétel adatai 4. táblázat A Morgó-patak torkolatában a 6 mintavételi helynek cönológiai felvétel adatai Növények területi egységenként A Acer negundo Fraxinus pennsylvanica Morus alba Salix alba B Acer negundo Morus alba Rubus caesius C Aegopodium podagraria Agrostis stolonifera Arctium lappa Aster lanceolatus Bidens tripartita Bryonia alba Galium aparine Galium mollugo Glechoma hederacea Lactuca serriola Lolium perenne Myosoton aquaticum Phalaris arundinacea Plantago major Poa trivialis Polygonum amphibium Polygonum mite Prunella vulgaris Ranunculus repens Rorippa sylvestris Rumex obtusifolius Stenactis annua Taraxacum officinale Trrifolium repens Urtica dioica

Duna 1.

mellett 2.

3.

Morgó- patak 4. 5.

mellett 6.

10 50

10 35

10 5 5 60

40 15

10 20

25 3 25

5 -

15 -

5 2

40 1 5

35 2

25 2

1 3 15 1 1 1 1 1 1 1 2 1

1 2 10 1 1 2 1 2 1 -

2 1 10 1 1 1 2 1 1 1 1 1 3 1 1 1 1

2 2 25 1 2 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 5

1 2 1 35 2 2 3 1 1 3 2 1 1 2 1 2 1 10 2 2 10

1 2 1 30 2 2 1 2 1 2 1 1 1 2 1 3 1 15 3 2 10

5. táblázat A kismarosi holtág 2 mintavételi helyének cönológiai felvétel adatai Növények területi egységenként A Acer saccharinum Populus canadensis Populus nigra Salix alba B Fraxinus pennsylvanica Rubus caesius Vitis sylvestris C Aegopodium podagraria Agropyron repens Agrostis gigantean Agrostis stolonifera Angelica sylvestris Aster lanceolatus Bidens tripartita Calystegia sepium Equisetum arvense Glechoma hederacea Lysimachia vulgaris Phalaris arundinacea

7.

8.

5 40

5 10 25

2 1 5

2 20

1 40 1 1 1 1 1

1 1 2 1 20 1 2 1 1 2

111

Mellékletek – M2. Cönológiai felvételi eredmények

Plantago major Poa annua Poa nemoralis Pragmites australis Rorippa sylvestris Solidago gigantea Stenactis annua Vicia cracca

1 2 1 1 1

1 2 1 1 1 1 1

6. táblázat A Kőgeszteri-sziget 3 mintavételi helyének cönológiai felvétel adatai Növények területi egységenként A Populus alba Populus nigra Salix alba Ulmus laevis B Acer negundo Amorpha fruticosa Cornus sanguinea Crataegus monogyna Euonymus europaeus Hedera helix Malus sylvestris Prunus spinosa Rosa canina Rubus caesius Sambucus nigra Viburnum lantana C Alopecurus pratensis Angelica sylvestris Arctium lappa Aristolochia clematitis Aster lanceolatus Calamagrostis epigeios Cornus sanguinea Dactylis glomerata Equisetum arvense Euonymus europaeus Fallopia convolvulus Galium aparine Impatiens parviflora Iris pseudacorus Phalaris arundinacea Poa trivialis Scrophularia nodosa Solidago gigantea Urtica dioica Vicia cracca

9.

10.

11.

5 15 10 20

25 10 15

30 10 5

2 2 10 3 1 -

2 2 2 15 2 2 2 1 2 25 -

2 3 5 70 10

1 1 1 5 1 1 2 1 1 1 1 15 -

1 8 1 1 1 1 1 1 1 1 10 -

1 1 10 1 2 1 1 2 1 2 2 1 1

7. táblázat A Kompkötő-sziget (bokorerdő) 5 mintavételi helyének cönológiai felvétel adatai Növények területi egységenként A Acer negundo Fraxinus pennsylvanica Salix alba Salix fragilis C Aster lanceolatus Phalaris arundinacea Rorippa austriaca Rumex obtusifolius Urtica dioica

12.

13.

14.

15.

16.

5 40 40

5 45 45

2 20 75

2 2 10 70

2 2 16 75

-

2 5 2

2

2 2 3 2 3

2 2 1 1 5

112


8. táblázat A Kompkötő-sziget (gát melletti rész) 2 mintavételi helyének cönológiai felvétel adatai Növények területi egységenként A Salix alba B Fraxinus pennsylvanica Morus alba Ulmus laevis C Aster lanceolatus Lysimachia vulgaris Phalaris arundinacea Rumex sanguineus Urtica dioica

17.

18.

60

55

5 5

2 2 2

60 2 5 3 10

65 2 5 5

9. táblázat A Kompkötő-sziget szigeti részének 2 mintavételi helyének cönológiai felvétel adatai Növények területi egységenként A Acer negundo Populus alba Populus nigra Salix alba B Acer negundo Cornus sanguinea Euonymus europaeus Morus alba Rubus caesius Sambucus nigra C Aster lanceolatus Dryopteris filix-mas Galium aparine Glechoma hederacea Impatiens parviflora Poa trivialis Solanum dulcamara Urtica dioica

19.

20.

10 20 25 15

10 40 10 -

10 15 15 2 15

10 5 1 5 2 20

2 2 2 1 15

2 1 1 1 5 2 1 20

10. táblázat A Torda-sziget 1 mintavételi helyének cönológiai felvétel adatai Növények területi egységenként A Salix alba B Acer negundo Fraxinus pennsylvanica Morus alba Rubus caesius Salix alba C Agrostis stolonifera Aster lanceolatus Bidens tripartita Conyza canadensis Equisetum arvense Phalaris arundinacea Plantago major Poa nemoralis Polygonum amphibium Ranunculus repens Rorippa sylvestris Rumex obtusifolius Stenactis annua

21. 65 2 1 1 2 5 2 5 1 1 1 5 1 1 1 2 1 1 1

113


Taraxacum officinale Veronica arvensis Veronica longifolia

1 1 1

11. táblázat A váci Liget a 3 mintavételi helyének cönológiai felvétel adatai Növények területi egységenként A Acer negundo Salix alba B Acer negundo Rubus caesius C Alisma plantago-aquatica Arctium lappa Aster lanceolatus Bidens tripartita Calystegia sepium Carex acutiformis Galium aparine Galium palustre Iris pseudacorus Lysimachia vulgaris Lythrum salicaria Mentha aquatica Myosotis palustris Phalaris arundinacea Phragmites australis Plantago major Ranunculus repens Rumex obtusifolius Rumex sanguineus Sium latifolium Solanum dulcamara Sonchus arvensis Stachys palustris Urtica dioica

22.

23.

24.

20 10

35 10

25 15

5 5

5 5

5 2

1 60 1 2 1 1 2 1 1 1 5

30 1 1 2 1 1 5 3 1 2 1 3 2 1 1 1 2 1 1 2 2

1 20 1 3 1 1 5 2 2 1 5 3 2 2 2 5 1 2 -

114

MELLÉKLET 3. – Cönológiai értékszámok táblázatai 12. táblázat Az 1. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Aegopodium podagraria Agrostis stolonifera Aster lanceolatus Bidens tripartita Myosoton aquaticum Polygonum amphibium Polygonum mite Prunella vulgaris Ranunculus repens Rorippa sylvestris Rumex obtusifolius Salix alba Urtica dioica

SBT AC C C A W DT DT DT DT DT W DT C DT

VAL -3 5 5 -1 1 2 2 2 2 2 1 2 5 2

TB 6 5 5 7 5 5 5 6 5 5 6 5 6 6

WB 6 7 7 6 8 8 11 9 6 8 8 6 9 7

RB 7 6 6 7 6 6 7 7 6 6 8 7 8 6

NB 7 8 5 8 8 7 7 7 4 6 6 9 7 9

LB 5 4 8 7 8 7 7 7 7 6 6 7 5 6

CB 7 3 5 6 5 3 4 3 3 4 3 3 6 4

SB 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0

COENOLB 6.2.1.3 8.4.3. Indiff. 3.5 3.2 Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. 3.5.3 8.1.1.2 Indiff.

SIMON TZ K E A TZ GY K TZ TZ TZ GY TZ E TZ(K)

13. táblázat A 2. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Aegopodium podagraria Agrostis stolonifera Aster lanceolatus Polygonum amphibium Polygonum mite Prunella vulgaris Ranunculus repens Rorippa sylvestris Rumex obtusifolius Salix alba

SBT AC C C A DT DT DT DT W DT C

VAL -3 5 5 -1 2 2 2 2 1 2 5

TB 6 5 5 7 5 6 5 5 6 5 6

WB 6 7 7 6 11 9 6 8 8 6 9

RB 7 6 6 7 7 7 6 6 8 7 8

NB 7 8 5 8 7 7 4 6 6 9 7

LB 5 4 8 7 7 7 7 6 6 7 5

CB 7 3 5 6 4 3 3 4 3 3 6

SB 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0

COENOLB 6.2.1.3 8.4.3. Indiff. 3.5 Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. 3.5.3 8.1.1.2

SIMON TZ K E A K TZ TZ TZ GY TZ E

LB 5 8 8 7 5 9 8 5 7 8 7 7 7 6 6 7 7 5 5 7 8 6

CB 7 5 4 6 7 7 3 5 3 3 4 3 3 4 3 3 3 6 5 4 3 4

SB 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 1 0

COENOLB 6.2.1.3 Indiff. 3.5.1.1 3.5 6.2.1.3 3.3 Indiff. 6.2.3 Indiff. 3.7 Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. 3.5.3 8.1.1.2 Indiff. Indiff. Indiff. Indiff.

SIMON TZ E GY A G GY GY G GY GY K TZ TZ TZ GY TZ TZ E TZ GY TZ TZ(K)

LB 5 4 8 7

CB 7 3 5 6

SB 0 0 1 0

COENOLB 6.2.1.3 8.4.3. Indiff. 3.5

SIMON TZ K E A

14. táblázat A 3. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Agrostis stolonifera Arctium lappa Aster lanceolatus Fraxinus pennsylvanica Lactuca serriola Lolium perenne Morus alba Myosoton aquaticum Plantago major Polygonum amphibium Polygonum mite Prunella vulgaris Ranunculus repens Rorippa sylvestris Rubus caesius Rumex obtusifolius Salix alba Stenactis annua Taraxacum officinale Trifolium repens Urtica dioica

SBT AC C W A I W DT I DT W DT DT DT DT W DT DT C AC RC DT DT

VAL -3 5 1 -1 -1 1 2 -1 2 1 2 2 2 2 1 2 2 5 -3 -2 2 2

TB 6 5 5 7 6 7 5 7 5 5 5 6 5 5 6 5 5 6 5 5 5 6

WB 6 7 6 6 6 3 5 6 8 6 11 9 6 8 8 7 6 9 7 5 5 7

RB 7 6 7 7 7 6 6 7 6 6 7 7 6 6 8 7 7 8 6 5 6 6

NB 7 5 9 8 7 4 7 6 7 6 7 7 4 6 6 9 9 7 6 7 7 9

15. táblázat A 4. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Aegopodium podagraria Agrostis stolonifera Aster lanceolatus

SBT AC C C A

VAL -3 5 5 -1

TB 6 5 5 7

WB 6 7 7 6

RB 7 6 6 7

115

NB 7 8 5 8

Mellékletek – M3. Cönológiai értékszámok táblázatai

Bryonia alba Galium aprine Galium mollugo Glechoma hederacea Lolium perenne Morus alba Myosoton aquaticum Phalaris arundinacea Plantago major Poa trivalis Polygonum amphibium Polygonum mite Prunella vulgaris Ranunculus repens Rorippa sylvestris Rubus caesius Rumex obtusifolius Salix alba Stenactis annua Taraxacum officinale Urtica dioica

W W G DT DT I DT G W DT DT DT DT DT W DT DT C AC RC DT

1 1 4 2 2 -1 2 4 1 2 2 2 2 2 1 2 2 5 -3 -2 2

6 5 6 5 5 7 5 5 5 5 5 6 5 5 6 5 5 6 5 5 6

5 7 5 6 5 6 8 9 6 7 11 9 6 8 8 7 6 9 7 5 7

7 6 7 6 6 7 6 7 6 7 7 7 6 6 8 7 7 8 6 5 6

6 9 6 7 7 6 7 7 6 7 7 7 4 6 6 9 9 7 6 7 9

7 7 7 7 8 5 7 7 8 6 7 7 7 6 6 7 7 5 5 7 6

5 3 3 3 3 5 3 4 3 3 4 3 3 4 3 3 3 6 5 4 4

0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0

3.5.1 Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. 6.2.3 Indiff. 1.5.1 3.7 Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. 3.5.3 8.1.1.2 Indiff. Indiff. Indiff.

GY GY K K GY G GY K GY TZ K TZ TZ TZ GY TZ TZ E TZ GY TZ(K)

LB 5 4 8 8 7 7 7 7 9 7 7 8 6 7 7 7 6 6 7 7 5 5 7 6

CB 7 3 5 4 6 3 3 3 7 3 4 3 3 4 3 3 4 3 3 3 6 5 4 4

SB 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0

COENOLB 6.2.1.3 8.4.3. Indiff. 3.5.1.1 3.5 Indiff. Indiff. Indiff. 3.3 Indiff. 1.5.1 3.7 Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. 3.5.3 8.1.1.2 Indiff. Indiff. Indiff.

SIMON TZ K E GY A GY K K GY GY K GY TZ K TZ TZ TZ GY TZ TZ E TZ GY TZ(K)

LB 5 4 8 8 7 7 7 9 8 5 7 7 8

CB 7 3 5 4 6 3 3 7 3 5 3 4 3

SB 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1

COENOLB 6.2.1.3 8.4.3. Indiff. 3.5.1.1 3.5 Indiff. Indiff. 3.3 Indiff. 6.2.3 Indiff. 1.5.1 3.7

SIMON TZ K E GY A GY K GY GY G GY K GY

16. táblázat Az 5. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Aegopodium podagraria Agrostis stolonifera Arctium lappa Aster lanceolatus Galium aprine Galium mollugo Glechoma hederacea Lactuca serriola Myosoton aquaticum Phalaris arundinacea Plantago major Poa trivalis Polygonum amphibium Polygonum mite Prunella vulgaris Ranunculus repens Rorippa sylvestris Rubus caesius Rumex obtusifolius Salix alba Stenactis annua Taraxacum officinale Urtica dioica

SBT AC C C W A W G DT W DT G W DT DT DT DT DT W DT DT C AC RC DT

VAL -3 5 5 1 -1 1 4 2 1 2 4 1 2 2 2 2 2 1 2 2 5 -3 -2 2

TB 6 5 5 5 7 5 6 5 7 5 5 5 5 5 6 5 5 6 5 5 6 5 5 6

WB 6 7 7 6 6 7 5 6 3 8 9 6 7 11 9 6 8 8 7 6 9 7 5 7

RB 7 6 6 7 7 6 7 6 6 6 7 6 7 7 7 6 6 8 7 7 8 6 5 6

NB 7 8 5 9 8 9 6 7 4 7 7 6 7 7 7 4 6 6 9 9 7 6 7 9

17. táblázat A 6. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Aegopodium podagraria Agrostis stolonifera Arctium lappa Aster lanceolatus Galium aprine Glechoma hederacea Lactuca serriola Lolium perenne Morus alba Myosoton aquaticum Phalaris arundinacea Plantago major

SBT AC C C W A W DT W DT I DT G W

VAL -3 5 5 1 -1 1 2 1 2 -1 2 4 1

TB 6 5 5 5 7 5 5 7 5 7 5 5 5

WB 6 7 7 6 6 7 6 3 5 6 8 9 6

RB 7 6 6 7 7 6 6 6 6 7 6 7 6

116

NB 7 8 5 9 8 9 7 4 7 6 7 7 6


Poa trivalis Polygonum amphibium Polygonum mite Prunella vulgaris Ranunculus repens Rorippa sylvestris Rubus caesius Rumex obtusifolius Salix alba Stenactis annua Taraxacum officinale Urtica dioica

DT DT DT DT DT W DT DT C AC RC DT

2 2 2 2 2 1 2 2 5 -3 -2 2

5 5 6 5 5 6 5 5 6 5 5 6

7 11 9 6 8 8 7 6 9 7 5 7

7 7 7 6 6 8 7 7 8 6 5 6

7 7 7 4 6 6 9 9 7 6 7 9

6 7 7 7 6 6 7 7 5 5 7 6

3 4 3 3 4 3 3 3 6 5 4 4

0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0

Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. 3.5.3 8.1.1.2 Indiff. Indiff. Indiff.

TZ K TZ TZ TZ GY TZ TZ E TZ GY TZ(K)

LB 7 7 8 8 5 7 6 7 7 5 5 6 7 5 7 7 6

CB 7 6 5 5 7 3 5 4 5 5 7 3 3 6 5 4 4

SB 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0

COENOLB Indiff. 3.5 3.2 3.5.2 6.2.1.3 Indiff. Indiff. 1.5.1 3.7 8.4 6.2.1.3 Indiff. Indiff. 8.1.1.2 3.5 Indiff. 8.1.1.2

SIMON GY A TZ K G K K K GY TZ G GY TZ E K TZ K

LB 5 4 8 8 7 7 8 8 6 6 7 8 5 5 7 6 7 5 7 5 7 6

CB 7 3 5 5 5 6 5 5 5 5 4 3 5 6 4 3 3 6 5 5 4 4

SB 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0

COENOLB 6.2.1.3 8.4.3. Indiff. Indiff. Indiff. 3.5 3.2 3.5.2 Indiff. Indiff. 1.5.1 3.7 8.4 8.1 1.5 Indiff. Indiff. 8.1.1.2 3.5 Indiff. Indiff. 8.1.1.2

SIMON TZ K E E K A TZ K GY K K GY TZ E E GY TZ E K TZ TZ K

LB 5 7 8

CB 7 5 4

SB 0 0 0

COENOLB 6.2.1.3 Indiff. 3.5.1.1

SIMON TZ K GY

18. táblázat A 7. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Agropyron repens Aster lanceolatus Bidens tripartita Calystegia sepium Fraxinus pennsylvanica Glechoma hederacea Lysimachia vulgaris Phalaris arundinacea Poa annua Poa nemoralis Populus canadensis Rorippa sylvestris Rubus caesius Salix alba Solidago gigantea Vicia cracca Vitis sylvestris

SBT RC A W DT I DT DT G RC C I W DT C AC DT S

VAL -2 -1 1 2 -1 2 2 4 -2 5 -1 1 2 5 -3 2 6

TB 5 7 5 6 6 5 5 5 5 5 6 6 5 6 6 5 8

WB 5 6 8 9 6 6 8 9 6 5 6 8 7 9 8 4 8

RB 5 7 6 7 7 6 6 7 6 6 7 8 7 8 6 6 8

NB 7 8 8 8 7 7 4 7 8 3 7 6 9 7 8 4 6

19. táblázat A 8. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer saccharinum Aegopodium podagraria Agrostis gigantean Agrostis stolonifera Angelica sylvestris Aster lanceolatus Bidens tripartita Calystegia sepium Equisetum arvense Lysimachia vulgaris Phalaris arundinacea Plantago major Poa nemoralis Populus nigra Phragmites australis Rorippa sylvestris Rubus caesius Salix alba Solidago gigantea Stenactis annua Vicia cracca Vitis sylvestris

SBT AC C C C G A W DT DT DT G W C C C W DT C AC AC DT S

VAL -3 5 5 5 4 -1 1 2 2 2 4 1 5 5 5 1 2 5 -3 -3 2 6

TB 6 5 5 5 6 7 5 6 5 5 5 5 5 7 5 6 5 6 6 5 5 8

WB 6 7 7 7 8 6 8 9 6 8 9 6 5 7 10 8 7 9 8 7 4 8

RB 7 6 6 6 6 7 6 7 6 6 7 6 6 7 7 8 7 8 6 6 6 8

NB 7 8 5 5 6 8 8 8 3 4 7 6 3 7 5 6 9 7 8 6 4 6

20. táblázat A 9. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Angelica sylvestris Arctium lappa

SBT AC G W

VAL -3 4 1

TB 6 6 5

WB 6 8 6

RB 7 6 7

117

NB 7 6 9


Aristolochia clematitis Aster lanceolatus Cornus sanguinea Crataegus monogyna Equisetum arvense Euonymus europaeus Galium aparine Iris pseudacorus Phalaris arundinacea Populus alba Populus nigra Rubus caesius Salix alba Sambucus nigra Scrophularia nodosa Ulmus laevis Urtica dioica

W A G G DT G W G G C C DT C DT G S DT

1 -1 4 4 2 4 1 4 4 5 5 2 5 2 4 6 2

7 7 5 6 5 5 5 6 5 8 7 5 6 6 5 6 6

4 6 4 4 6 5 7 9 9 6 7 7 9 7 6 8 7

8 7 8 7 6 6 6 6 7 8 7 7 8 6 6 7 6

7 8 5 4 3 5 9 7 7 6 7 9 7 7 7 7 9

6 7 7 7 6 6 7 7 7 5 5 7 5 7 4 4 6

4 6 4 4 5 3 3 3 4 7 6 3 6 3 3 5 4

0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

Indiff. 3.5 Indiff. 8.6.1 Indiff. 8.4 Indiff. 1.5.1 1.5.1 8.1 8.1 Indiff. 8.1.1.2 Indiff. 8.4. 8.4.3.3 Indiff.

GY A K K GY K GY V K E E TZ E GY TZ K TZ(K)

LB 5 6 8 7 7 7 6 6 7 7 4 4 7 6 7 5 8 7 5 7 4 4 6

CB 7 8 4 6 4 4 5 3 3 3 2 5 3 3 4 6 3 3 6 3 3 5 4

SB 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

COENOLB 6.2.1.3 3.2 3.5.1.1 3.5 Indiff. 8.6.1 Indiff. 8.4 Indiff. Indiff. 8.4 3.8.4.3 1.5.1 8.4 1.5.1 8.1 8.6.1 Indiff. 8.1.1.2 Indiff. 8.4. 8.4.3.3 Indiff.

SIMON TZ G GY A K K GY K GY GY K A V K K E TZ TZ E GY TZ K TZ(K)

LB 5 7 8 7 7 7 7 6 7 7 6 5 7 7 5 4 7 4

CB 7 5 4 6 7 4 4 5 3 4 3 6 5 3 6 3 5 5

SB 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

COENOLB 6.2.1.3 5.4 3.5.1.1 3.5 Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. Indiff. 1.5.1 Indiff. 8.1 8.6.1 Indiff. 8.1.1.2 8.4. 3.5 8.4.3.3

SIMON TZ E GY A TZ K TZ GY GY K TZ E TZ TZ E TZ K K

21. táblázat A 10. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Amorpha fruticosa Arctium lappa Aster lanceolatus Cornus sanguinea Crataegus monogyna Equisetum arvense Euonymus europaeus Fallopia convolvulus Galium aparine Hedera helix Impatiens parviflora Iris pseudacorus Malus sylvestris Phalaris arundinacea Populus nigra Rosa canina Rubus caesius Salix alba Sambucus nigra Scrophularia nodosa Ulmus laevis Urtica dioica

SBT AC AC W A G G DT G W W G AC G G G C DT DT C DT G S DT

VAL -3 -3 1 -1 4 4 2 4 1 1 4 -3 4 4 4 5 2 2 5 2 4 6 2

TB 6 7 5 7 5 6 5 5 5 5 5 6 6 5 5 7 5 5 6 6 5 6 6

WB 6 5 6 6 4 4 6 5 5 7 5 6 9 5 9 7 3 7 9 7 6 8 7

RB 7 6 7 7 8 7 6 6 5 6 6 7 6 7 7 7 6 7 8 6 6 7 6

NB 7 6 9 8 5 4 3 5 3 9 5 6 7 5 7 7 2 9 7 7 7 7 9

22. táblázat A 11. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Alopecurus pratensis Arctium lappa Aster lanceolatus Calamagrostis epigeios Cornus sanguinea Dactylis glomerata Equisetum arvense Galium aparine Phalaris arundinacea Poa trivialis Populus nigra Prunus spinosa Rubus caesius Salix alba Scrophularia nodosa Solidago gigantea Ulmus laevis

SBT AC C W A RC G DT DT W G DT C C DT C G AC S

VAL -3 5 1 -1 -2 4 2 2 1 4 2 5 5 2 5 4 -3 6

TB 6 5 5 7 5 5 5 5 5 5 5 7 5 5 6 5 6 6

WB 6 6 6 6 5 4 6 6 7 9 7 7 3 7 9 6 8 8

RB 7 6 7 7 7 8 4 6 6 7 7 7 6 7 8 6 6 7

118

NB 7 7 9 8 7 5 6 3 9 7 7 7 2 9 7 7 8 7


Urtica dioica Viburnum lantana Vicia cracca

DT G DT

2 4 2

6 7 5

7 4 4

6 8 6

9 3 4

6 6 7

4 2 4

0 0 0

Indiff. 8.4.2 Indiff.

TZ(K) K TZ

23. táblázat A 12. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Fraxinus pennsylvanica Salix alba Salix fragilis

SBT I C G

VAL -1 5 4

TB

WB

RB

NB

LB

CB

SB

COENOLB

6 5

9 9

8 6

7 6

5 5

6 3

0 0

8.1.1.2 8.1.1

SIMON G E K

LB 7 5 7 5 5 6

CB 6 7 4 6 3 4

SB 0 0 0 0 0 0

COENOLB 3.5 6.2.1.3 1.5.1 8.1.1.2 8.1.1 Indiff.

SIMON A G K E K TZ(K)

LB 5 5 5 6

CB 7 6 3 4

SB 0 0 0 0

COENOLB 6.2.1.3 8.1.1.2 8.1.1 Indiff.

SIMON TZ E K TZ(K)

LB 5 7 5 7 7 7 5 5 6

CB 7 6 7 4 4 3 6 3 4

SB 0 0 0 0 1 0 0 0 0

COENOLB 6.2.1.3 3.5 6.2.1.3 1.5.1 Indiff. 3.5.3 8.1.1.2 8.1.1 Indiff.

SIMON TZ A G K GY TZ E K TZ(K)

LB 5 7 5 7 7 7 5 5 6

CB 7 6 7 4 4 3 6 3 4

SB 0 0 0 0 1 0 0 0 0

COENOLB 6.2.1.3 3.5 6.2.1.3 1.5.1 Indiff. 3.5.3 8.1.1.2 8.1.1 Indiff.

SIMON TZ A G K GY TZ E K TZ(K)

LB 7 5 6 7 4 5 4 6

CB 6 7 5 4 2 6 5 4

SB 0 0 0 0 0 0 0 0

COENOLB 3.5 6.2.1.3 Indiff. 1.5.1 8.4.3 8.1.1.2 8.4.3.3 Indiff.

SIMON A G K K K E K TZ(K)

24. táblázat A 13. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Aster lanceolatus Fraxinus pennsylvanica Phalaris arundinacea Salix alba Salix fragilis Urtica dioica

SBT A I G C G DT

VAL -1 -1 4 5 4 2

TB 7 6 5 6 5 6

WB 6 6 9 9 9 7

RB 7 7 7 8 6 6

NB 8 7 7 7 6 9

25. táblázat A 14. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Salix alba Salix fragilis Urtica dioica

SBT AC C G DT

VAL -3 5 4 2

TB 6 6 5 6

WB 6 9 9 7

RB 7 8 6 6

NB 7 7 6 9

26. táblázat A 15. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Aster lanceolatus Fraxinus pennsylvanica Phalaris arundinacea Rorippa austiraca Rumex obtusifolius Salix alba Salix fragilis Urtica dioica

SBT AC A I G DT DT C G DT

VAL -3 -1 -1 4 2 2 5 4 2

TB 6 7 6 5 7 5 6 5 6

WB 6 6 6 9 8 6 9 9 7

RB 7 7 7 7 8 7 8 6 6

NB 7 8 7 7 8 9 7 6 9

27. táblázat A 16. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Aster lanceolatus Fraxinus pennsylvanica Phalaris arundinacea Rorippa austiraca Rumex obtusifolius Salix alba Salix fragilis Urtica dioica

SBT AC A I G DT DT C G DT

VAL -3 -1 -1 4 2 2 5 4 2

TB 6 7 6 5 7 5 6 5 6

WB 6 6 6 9 8 6 9 9 7

RB 7 7 7 7 8 7 8 6 6

NB 7 8 7 7 8 9 7 6 9

28. táblázat A 17. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Aster lanceolatus Fraxinus pennsylvanica Lysimachia vulgaris Phalaris arundinacea Rumex sanguines Salix alba Ulmus laevis Urtica dioica

SBT A I DT G G C S DT

VAL -1 -1 2 4 4 5 6 2

TB 7 6 5 5 5 6 6 6

WB 6 6 8 9 7 9 8 7

RB 7 7 6 7 7 8 7 6

119

NB 8 7 4 7 7 7 7 9


29. táblázat A 18. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Aster lanceolatus Fraxinus pennsylvanica Lysimachia vulgaris Morus alba Phalaris arundinacea Salix alba Ulmus laevis Urtica dioica

SBT A I DT I G C S DT

VAL -1 -1 2 -1 4 5 6 2

TB 7 6 5 7 5 6 6 6

WB 6 6 8 6 9 9 8 7

RB 7 7 6 7 7 8 7 6

NB 8 7 4 6 7 7 7 9

LB 7 5 6 5 7 5 4 6

CB 6 7 5 5 4 6 5 4

SB 0 0 0 0 0 0 0 0

COENOLB 3.5 6.2.1.3 Indiff. 6.2.3 1.5.1 8.1.1.2 8.4.3.3 Indiff.

SIMON A G K G K E K TZ(K)

LB 5 7 7 4 5 6 5 5 7 5 7 7 6

CB 7 6 4 5 5 3 7 6 3 6 3 4 4

SB 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

COENOLB 6.2.1.3 3.5 Indiff. 3.8.4.3 6.2.3 Indiff. 8.1 8.1 Indiff. 8.1.1.2 Indiff. Indiff. Indiff.

SIMON TZ A K A G TZ E E TZ E GY TZ TZ(K)

LB 5 7 7 4 6 7 7 4 5 6 5 5 7 7 7 6

CB 7 6 4 3 3 3 3 5 5 3 7 6 3 3 4 4

SB 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

COENOLB 6.2.1.3 3.5 Indiff. 8.4. 8.4 Indiff. Indiff. 3.8.4.3 6.2.3 Indiff. 8.1 8.1 Indiff. Indiff. Indiff. Indiff.

SIMON TZ A K K K GY K A G TZ E E TZ GY TZ TZ(K)

LB 5 8 7 8 8 6 5 5 7 8 5 7 6 6

CB 7 5 6 5 4 5 7 5 4 3 5 4 4 3

SB 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1

COENOLB 6.2.1.3 Indiff. 3.5 3.2 Indiff. Indiff. 6.2.1.3 6.2.3 1.5.1 3.7 8.4 Indiff. Indiff. Indiff.

SIMON TZ E A TZ GY GY G G K GY TZ K TZ GY

30. táblázat A 19. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Aster lanceolatus Cornus sanguinea Impatiens parviflora Morus alba Poa trivalis Populus alba Populus nigra Rubus caesius Salix alba Sambucus nigra Solanum dulcamara Urtica dioica

SBT AC A G AC I DT C C DT C DT DT DT

VAL -3 -1 4 -3 -1 2 5 5 2 5 2 2 2

TB 6 7 5 6 7 5 8 7 5 6 6 5 6

WB 6 6 4 6 6 7 6 7 7 9 7 9 7

RB 7 7 8 7 7 7 8 7 7 8 6 6 6

NB 7 8 5 6 6 7 6 7 9 7 7 8 9

31. táblázat A 20. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Aster lanceolatus Cornus sanguinea Dryopteris filix-mas Euonymus europaeus Galium aparine Glechoma hederacea Impatiens parviflora Morus alba Poa trivalis Populus alba Populus nigra Rubus caesius Sambucus nigra Solanum dulcamara Urtica dioica

SBT AC A G G G W DT AC I DT C C DT DT DT DT

VAL -3 -1 4 4 4 1 2 -3 -1 2 5 5 2 2 2 2

TB 6 7 5 5 5 5 5 6 7 5 8 7 5 6 5 6

WB 6 6 4 5 5 7 6 6 6 7 6 7 7 7 9 7

RB 7 7 8 6 6 6 6 7 7 7 8 7 7 6 6 6

NB 7 8 5 6 5 9 7 6 6 7 6 7 9 7 8 9

32. táblázat A 21. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Agrostis stolonifera Aster lanceolatus Bidens tripartita Conyza canadensis Equisetum arvense Fraxinus pennsylvanica Morus alba Phalaris arundinacea Plantago major Poa nemoralis Polygonum amphibium Ranunculus repens Rorippa sylvestris

SBT AC C A W AC DT I I G W C DT DT W

VAL -3 5 -1 1 -3 2 -1 -1 4 1 5 2 2 1

TB 6 5 7 5 6 5 6 7 5 5 5 5 5 6

WB 6 7 6 8 4 6 6 6 9 6 5 11 8 8

RB 7 6 7 6 6 6 7 7 7 6 6 7 6 8

120

NB 7 5 8 8 4 3 7 6 7 6 3 7 6 6


Rubus caesius Rumex obtusifolius Salix alba Stenactis annua Taraxacum officinale Veronica arvensis Veronica longifolia

DT DT C AC RC DT G

2 2 5 -3 -2 2 4

5 5 6 5 5 6 5

7 6 9 7 5 5 8

7 7 8 6 5 6 7

9 9 7 6 7 5 7

7 7 5 5 7 5 7

3 3 6 5 4 3 7

0 0 0 0 1 0 0

Indiff. 3.5.3 8.1.1.2 Indiff. Indiff. Indiff. Indiff.

TZ TZ E TZ GY GY K

LB 5 8 7 8 7 7 7 6 7 4 5 7 7 6

CB 7 4 6 5 3 3 4 4 3 2 6 4 5 4

SB 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0

COENOLB 6.2.1.3 3.5.1.1 3.5 3.2 Indiff. 1.5.1 1.5.1 Indiff. Indiff. 8.4.3 8.1.1.2 3.3 Indiff. Indiff.

SIMON TZ GY A TZ GY V K TZ TZ K E GY K TZ(K)

LB 5 7 8 8 7 7 6 7 6 7 7 7 7 7 8 6 7 4 5 7 7 7 7 6

CB 7 6 5 5 3 3 3 3 5 5 3 5 4 4 3 4 3 2 6 4 4 4 5 4

SB 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0

COENOLB 6.2.1.3 3.5 3.2 3.5.2 Indiff. Indiff. 1.5.1.4 1.5.1 Indiff. 1.5 Indiff. 1.5 1.5.1 1.5 3.7 Indiff. Indiff. 8.4.3 8.1.1.2 1.5.1 Indiff. 3.3 Indiff. Indiff.

SIMON TZ A TZ K E GY K V K K K K K E GY TZ TZ K E K TZ GY K TZ(K)

LB 5 7 7 8 7 7 6 7 6

CB 7 4 6 5 3 3 3 3 5

SB 0 0 0 0 0 0 0 0 0

COENOLB 6.2.1.3 1.5 3.5 3.2 Indiff. Indiff. 1.5.1.4 1.5.1 Indiff.

SIMON TZ K A TZ E GY K V K

33. táblázat A 22. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Arctium lappa Aster lanceolatus Bidens tripartita Galium aparine Iris pseudacorus Phalaris arundinacea Ranunculus repens Rubus caesius Rumex sanguineus Salix alba Sonchus arvensis Stachys palustris Urtica dioica

SBT AC W A W W G G DT DT G C W DT DT

VAL -3 1 -1 1 1 4 4 2 2 4 5 1 2 2

TB 6 5 7 5 5 6 5 5 5 5 6 5 5 6

WB 6 6 6 8 7 9 9 8 7 7 9 5 9 7

RB 7 7 7 6 6 6 7 6 7 7 8 7 7 6

NB 7 9 8 8 9 7 7 6 9 7 7 7 7 9

34. táblázat A 23. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Aster lanceolatus Bidens tripartita Calystegia sepium Carex acutiformis Galium aparine Galium palustre Iris pseudacorus Lysimachia vulgaris Lythrum salicaria Mentha aquatica Myosotis palustris Phalaris arundinacea Phragmites australis Plantago major Ranunculus repens Rubus caesius Rumex sanguineus Salix alba Sium latifolium Solanum dulcamara Sonchus arvensis Stachys palustris Urtica dioica

SBT AC A W DT C W G G DT G G G G C W DT DT G C G DT W DT DT

VAL -3 -1 1 2 5 1 4 4 2 4 4 4 4 5 1 2 2 4 5 4 2 1 2 2

TB 6 7 5 6 5 5 5 6 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 6 6 5 5 5 6

WB 6 6 8 9 9 7 9 9 8 9 9 8 9 10 6 8 7 7 9 10 9 5 9 7

RB 7 7 6 7 7 6 6 6 6 7 7 6 7 7 6 6 7 7 8 7 6 7 7 6

NB 7 8 8 8 5 9 4 7 4 4 4 5 7 5 6 6 9 7 7 8 8 7 7 9

35. táblázat A 24. sz. mintavételi hely cönológiai felvételének értékei Acer negundo Alisma plantago-aquatica Aster lanceolatus Bidens tripartita Carex acutiformis Galium aparine Galium palustre Iris pseudacorus Lysimachia vulgaris

SBT AC G A W C W G G DT

VAL -3 4 -1 1 5 1 4 4 2

TB 6 5 7 5 5 5 5 6 5

WB 6 10 6 8 9 7 9 9 8

RB 7 6 7 6 7 6 6 6 6

121

NB 7 8 8 8 5 9 4 7 4


Mentha aquatica Myosotis palustris Phalaris arundinacea Phragmites australis Ranunculus repens Rubus caesius Rumex obtusifolius Rumex sanguineus Salix alba Sium latifolium Solanum dulcamara Stachys palustris

G G G C DT DT DT G C G DT DT

4 4 4 5 2 2 2 4 5 4 2 2

5 5 5 5 5 5 5 5 6 6 5 5

9 8 9 10 8 7 6 7 9 10 9 9

7 6 7 7 6 7 7 7 8 7 6 7

4 5 7 5 6 9 9 7 7 8 8 7

7 7 7 7 6 7 7 4 5 7 7 7

3 5 4 4 4 3 3 2 6 4 4 5

0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0

Indiff. 1.5 1.5.1 1.5 Indiff. Indiff. 3.5.3 8.4.3 8.1.1.2 1.5.1 Indiff. Indiff.

36. táblázat A degradáció összehasonlítása a Simon-féle TVK, ill. a Borhidi-féle SBT szerint Morgó-patak 1. mv. pont 2. mv. pont 3. mv. pont 4. mv. pont 5. mv. pont 6. mv. pont Kismarosi holtág, Kőgeszteri-sziget 7. mv. pont 8. mv. pont 9. mv. pont 10. mv. pont 11. mv. pont Kompkötő-sziget 12. mv. pont 13. mv. pont 14. mv. pont 15. mv. pont 16. mv. pont 17. mv. pont 18. mv. pont 19. mv. pont 20. mv. pont Torda-sziget, váci Liget 21. mv. pont 22. mv. pont 23. mv. pont 24. mv. pont

DfSimon 0,709 1,0769 0,8571 5,4583 3,75 3,969

DfBorhidi 0,7407 1,1315 0,887 6,0454 4,4285 4,4666

1,1 0,5223 0,4558 0,7368 1,5967

1,1875 0,5692 0,4347 0,7142 1,3676

0,0625 0,0947 0,0421 0,1707 0,1397 1 1,1562 0,9866 1,448

0,0625 0,0947 0,0421 0,1707 0,1397 1,0547 1,2258 0,9866 1,3859

0,2911 7,2857 2,3055 1,2553

0,2911 7,923 2,966 1,4651

122

K K K E TZ TZ TZ K E K TZ K

2

1

3

123

4

5

1. Térkép – A cönológiai vizsgáltok területi egységei (1 : 40 000) (Cartographia É.n.)

MELLÉKLET 4. – Térképek

6

Mellékletek – M4. Térképek

2. Térkép – A Duna partja érintve a Kompkötő-szigetet és a Torda-szigetet (1 : 25 000) (Google 2009)

124


3. Térkép – A Duna partja érintve a váci Ligetet (1 : 25 000) (Google 2009)

125


4. Térkép – A váci Liget növénytársulásai (Illyés 2005)

126

127

5. Térkép – A váci Liget növényeinek állapotfelmérése (Illyés 2005)


9. KÖSZÖNETNYILVÁNÍTÁS Köszönetet mondok a Szent István Egyetem, Természetvédelmi és Tájökológiai Tanszék tanárainak, mindenekelőtt konzulensemnek, dr. Bardóczyné dr. Székely Emőkének és dr. Penksza Károly tanszékvezetőnek, a publikációimhoz, a vizsgálati terepbejárásaimhoz, felméréseimhez és a disszertációm elkészítéséhez nyújtott segítségéért. Köszönetemet fejezem ki dr. Barczi Attilának a lehetőségért, hogy Ph.D. tanulmányaimat a Környezettudományi Doktori Iskola keretében folytathattam. Köszönöm az illetékes szervezőknek, szakembereknek, hogy a doktori képzés ideje alatt részt vehettem a CEEPUS, a Magyar Ösztöndíj Bizottság és az ERASMUS keretein belül külföldi tanulmányi-kutatói ösztöndíjakon, amelyek segítségével szerepeltem több hazai és nemzetközi konferencián, valamint idegen nyelvtudásom fejlesztésben is nagy előnyömre szolgáltak. Köszönetemet fejezem ki Dóra Zoltánnak – Lőrincze-díjas nyelvésznek – az értekezés javításában nyújtott segítségéért. Végül, – de nem utolsó sorban – köszönetet mondok édesapámnak Csereklye Károlynak, aki biztosította számomra a disszertációm elkészítéséhez szükséges tanulmányokat, dokumentációkat, térképeket. Továbbá, hálás vagyok családomnak az anyagi, erkölcsi támogatásáért, valamint, hogy erősítették bennem azt az isteni hitet, ami egész életem során kitartásra ösztönöz.

128

A VÁCI DUNA-SZAKASZ PART MENTI SÁV CÖNOLÓGIAI KÉPE ÉS TÁJÖKOLÓGIAI ÖSSZEFÜGGÉSEI

Recommend Documents