V.3  Flóra vrátane lesa

V.3.1  Flóra a vegetácia 

Systematické monitorovanie rastlinstva (flóry a vegetácie) začalo zisťovaním východiskového stavu na monitorovacích plochách (MP) založených v roku 1990 (Lisický et al., 1991). Z  24 pôvodne založených monitorovacích plôch sa v ľavostrannej oblasti Čunovskej zdrže rozprestierajú monitorovacie plochy MP č. 1 (Ostrov Kopáč – č. 2594) a MP č. 4 (Topoľové hony – č. 2598); pravostranná časť zdrže je reprezentovaná plochami MP č. 2 (Rusovské ostrovy – č. 2596) a MP č. 3 (Ostrovné lúčky – č. 2597). V inundačnom území pod zdržou sa nachádzajú MP č. 6 (Dobrohošť – č. 2600), MP č. 7 (Žofín – č. 2601), MP č. 9 (Bodická brána – č. 2603), MP č. 10 (Kráľovská lúka – č. 2604), MP č. 14 (Istragov – č. 2608) a MP č. 15 (Erčéd – č. 2609), MP č. 17 (Diely – č.  2611), MP č. 18 (Sporná sihoť – č. 2612). V priestore za hrádzami, pod sútokom odpadového kanála a starého koryta Dunaja, leží MP č. 23 (Čičov-Starý les – č. 2617). Ostatné monitorovacie plochy boli rozptýlené v oblasti stredného Žitného ostrova až po Malý Dunaj. Cieľom botanického monitorovania bolo získať údaje o území z hľadiska makro-mezo a mikroštruktúry vegetácie formou inventarizácie flóry a mapovania fytocenóz (Lisický et al., 1991). Po zdokumentovaní východiskového stavu (pred prehradením Dunaja) v rokoch 1990-1992 boli z monitorovania vynechané plochy MP č. 7, 17. Monitorovanie na ploche MP č. 1 prebiehalo do roku 1997 a na ploche č. 4 bolo prerušené v období medzi rokmi 1998-2001. Rozmiestnenie v súčasnosti monitorovaných plôch je znázornené na Obr. V.140. 

V rokoch po prehradení Dunaja bolo monitorovanie postupne zúžené na priebežné zisťovanie mezoštruktúry vegetácie, ktorá sa vyhodnocuje každoročne (Rovný et al., 1992, Cambel et al., 1993, Matečný et al., 1994, 1995, 1996, 1997, 1998, 1999, 2000, 2001, 2002, 2003, 2004). Súhrnné výsledky botanického monitorovania, zohľadňujúce i stratu olistenia a zmeny listovej plochy boli publikované v roku 1999 (Uherčíková et al., 1999). Vzhľadom na rozdielnu dynamiku vodného režimu v jednotlivých rokoch, ale aj zrážkových pomerov, sa výsledky vyznačujú značným kolísaním počtu rastlinných populácií. Táto skutočnosť však nie je negatívnym dôsledkom výstavby a prevádzky vodného diela, ale zákonitým javom inundačných území. Nepriamym monitorovaním flóry (len na komplexných monitorovacích plochách a nie na celom ovplyvnenom území) bolo zistených 760 cievnatých rastlinných druhov. Tento počet však zahrňuje floristický inventár i z takých monitorovacích plôch, ktoré sú situované mimo inundačného územia (Podunajské Biskupice, Rusovce, Čičov a i.). Ďalej zahrňuje aj druhy rôznych ekologických nárokov rastúce napr. popri lesných cestičkách, druhy indikujúce zošlapávanie, druhy brehov vôd, atď. (Lisický et al., 1991). Od založenia monitorovacích plôch v roku 1990 sa celková floristická inventarizácia nerealizovala, opätovne bola vykonaná (bez plochy MP č. 1 – Ostrov Kopáč, č. 2594, Podunajské Biskupice) až v roku 2002. Závery z porovnania výsledkov dvoch inventarizácií z hľadiska vývoja vlhkostných nárokov prítomných druhov sú obsiahnuté v súhrnnej správe Mucha I., Rodák D., Banský  Ľ., Hlavatý Z., Kučárová K., Lakatosová E., 2003. Zo štrukturálnych zmien vegetácie na monitorovacích plochách inundácie sa za obdobie 1990-1995 urobili zovšeobecnenia (Uherčíková, 2001), ktoré možno zhrnúť nasledovne:

• zvýšené uplatňovanie sa neofytných rastlín s tendenciou ich udomácnenia,

• výrazné uplatňovanie sa nitrátofilných rastlín,

• absencia výrazne hydrofilných populácií,

• ochudobnenie druhového spektra väčšiny lesných spoločenstiev o 4 - 6 druhov.

Z mapovania reálnej vegetácie inundácie (Šomšák et al., 2001, 2002) bolo urobené porovnanie rozlohy jednotlivých typov vŕbovo-topoľového lesa v roku 1959 a 2001. Výsledky ukazujú takmer zhodnú rozlohu. Tento fakt spolu s porovnaním oscilácie hladín podzemných vôd v rokoch 1951-1953 (Jurko, 1958) a v súčasnosti (Mucha et al. 2001) navádzajú k presvedčeniu, že súčasný hydropedologický režim zavodňovania ramennej sústavy inundácie je z hľadiska terestrickej vegetácie takmer optimálny (Šomšák, 2001). Chýba tu však erozívno-akumulatívna činnosť vody ako podmienka prírodnej obnovy vŕbovo-topoľových lesov. Túto možno dosiahnuť (i keď v menšej miere) simulovanými záplavami v jarnom období.

Rozloženie trvalých monitorovacích plôch (TMP) lesníckeho výskumu odráža reprezentatívnejšie situáciu hydrologického režimu v ovplyvnenej oblasti. V oblasti vplyvu čunovskej zdrže, s výrazným a trvalým zdvihom hladiny podzemnej vody po jej napustení, sa nachádzajú štyri monitorovacie plochy. Monitorovacích plôch v inundačnej oblasti Dunaja je 10, pričom 8 z nich monitoruje situáciu medzi obcou Dobrohošť a vyústením Bačianskeho ramena do Dunaja a dve sledujú vývoj lesných porastov medzi Gabčíkovským prístavom a sútokom odpadového kanála so starým Dunajom v oblasti Istragova. TMP v hornom úseku inundácie sú lokalizované tak, aby v každej sekcii medzi dvoma prehrádzkovými líniami bola aspoň jedna a aby v celom sledovanom úseku reprezentovali klonovú skladbu drevín a vekovú štruktúru, v čase ich založenia (Neštický, Varga, 2001). V roku 1999 boli založené dve lesnícke kontrolné plochy i pod sútokom odpadového kanála a starého koryta Dunaja. V roku 1997 bolo z hľadiska prírastkov drevnej hmoty a zdravotného stavu lesa vyhodnocovaných ešte ďalších 11 pokusných plôch, nezahrnutých do oficiálne evidovaného lesníckeho monitoringu. Údaje z monitorovania za roky 1993-1996 boli zhrnuté do súbornej záverečnej správy (Varga et al., 1997). Autori tejto správy rozdelili inundačné územie (Obr. III.15) z hľadiska dynamiky hladín podzemných vôd vo vzťahu k lesným porastom na 5 skupín:

1.         Územie od nápustného objektu po líniu „B“. Hladina podzemných vôd je v tejto skupine porastov pre zdravý vývoj a očakávanú produkciu drevnej hmoty nevyhovujúca. Optimalizáciu možno, podľa autorov, dosiahnuť vybudovaním dnových prehrádzok v starom koryte Dunaja.

2.         Príbrežný pás popri starom koryte Dunaja v celom úseku derivácie. Pôdy sú tu drénované starým korytom Dunaja. Lesohospodárska optimalizácia je možná len zvýšením hladiny v starom koryte Dunaja, alebo prestavbou drevinového zloženia existujúcich porastov.

3.         Územie od línie „B“ po vyústenie Bačianskeho ramena do starého koryta Dunaja. Podľa autorov (Varga et al. 1997, Neštický, Varga 2001) je to územie, kde je dynamika hladiny podzemnej vody pre vývoj zdravotného stavu lesa a produkciu drevnej hmoty vyhovujúca.

4.         Územie od vyústenia Bačianskeho ramena do starého koryta Dunaja po ústie odpadového kanála do Dunaja (Istragov). Dynamika hladín podzemnej vody vo vzťahu k lesným porastom je veľmi variabilná, závisiaca na súčinnosti prietokov v odpadovom kanáli a v starom koryte Dunaja. Pravidelne sa opakujúce zníženie hladiny podzemnej vody vo vegetačnom období bude potrebné eliminovať osobitnou dotáciou vody do ramenného systému Istragova.

5.         Porasty v blízkosti ľavobrežnej hrádze prívodného a odpadového kanála. Pretože táto časť územia nebola vyhodnocovaná monitoringom „Biota“ (Uherčíková et al., 1999), hodnoty výšky hladiny podzemnej vody, uvádzané na základe lesníckych pozorovaní (Varga et al., 1997), budú mať význam hlavne pre lesopestovateľskú prax (obnova lesa a rekonštrukcia lesných porastov podľa nárokov na vlhkosť pôdy, a pod.).

Výsledky takmer všetkých lesníckych pozorovaní z inundačného územia zdôrazňujú nevyhnutnosť simulovaných záplav. Tieto sú významné z hľadiska dostatočného nasýtenia pôdnych profilov vodou aj tých stanovíšť, kde je hladina podzemných vôd dostatočne vysoko, a to nielen z hľadiska vlahy, ale i ako zdroja prísunu živín (Neštický et al., 1996; Varga et al., 1997; Neštický, Varga, 2001). Nevyhnutnosť simulovaných záplav, ako hlavnej podmienky pre prírodnú obnovu vŕbovo-topoľových lesov, zdôrazňujú aj iní autori (Šomšák, 1998, 1999). Dlhodobým sledovaním prírodnej obnovy vŕb a topoľov (Šomšák, 1998, 1999; Pišút, Uherčíková, 1995) bolo zistené, že obnova pôvodných drevín (Salix alba, Populus nigra, Populus alba) zo semena prebieha len na obnažených sedimentoch, alebo na záplavami oderodovanom fluvizemnom podklade. Obnova zo semien prebieha vždy spontánne, so znakmi viacročných prestávok. Obnova pod materským porastom zo semena týchto drevín bola a aj v súčasnosti je, veľmi zriedkavá.

Z ekologických syntéz vzťahujúcich sa na rastlinstvo (flóru a vegetáciu) má rozhodujúci význam gradientová analýza spracovaná podľa programového balíka CANOCO. Pre záujmové územie ho aplikovala Uherčíková (1995). V analýze išlo o vyjadrenie vzťahu floristického zloženia lesných fytocenóz k známym veličinám prostredia. Za premenné prostredie tu autorka považovala namerané hodnoty 9 faktorov (dusičnanový dusík, celkový dusík, pH, H₂O, CaCO₃, humus, zrnitosť rizosféry, vek porastu a dve referenčné hladiny podzemnej vody z roku 1962 a 1992). Najsilnejšie korelovaným faktorom bola referenčná hladina podzemných vôd. Potvrdila sa očakávaná a známa závislosť, že výška hladiny podzemnej vody je rozhodujúcim činiteľom distribúcie fytocenóz lužného lesa. Na základe výsledkov gradientovej analýzy upozorňujeme na narastanie druhového spektra nitrátofilných rastlinných populácií, postupne potláčajúcich prírodnú biodiverzitu rastlinstva. I keď za príčinu sa považuje uvoľňovanie zápoja stromových korún a zvýšený prienik svetla do bylinného podrastu podporujúce zrýchlenie rozkladu nahromadených organických zvyškov, nie je možné zabudnúť ani na vplyv chýbajúcich záplav a  sprievodného erozívno-akumulatívneho procesu prúdenia vody v inundácii.

V.3.2  Interpretácia zmien rastlinných spoločenstiev oblasti VDG v období medzi 1990-2003 na základe výsledkov fytoindikačných analýz

Vedomosti o fyziologickom a ekologickom správaní sa jednotlivých taxónov sa prehåbili aj na základe rozsiahleho monitorovania prírodného prostredia, čo umožňuje ekologické hodnotenie ekosystémov na kvalitatívne vyššej úrovni. Prakticky všetky spôsoby bioindikácie pramenia v empirickom, experimentálne viac či menej verifikovanom poznaní, že medzi abiotickým prostredím a výskytom určitých druhov, skupín druhov, alebo spoločenstiev, existuje často veľmi úzka korelácia (Ambros, 1991).

Mnohí botanici (napríklad Ellenberg, 1979; Zólyomi, 1967) zostavili tabuľky indikačných hodnôt, ktoré odrážajú zjednodušené empirické (predovšetkým terénne) skúsenosti o väzbe druhov na vybraný komplex ekologických faktorov. Určitému druhu v zjednotenej škále zodpovedá, v zmysle tohto prístupu, určitá hodnota, ktorá vyjadruje jeho postavenie na gradiente uvažovaného ekologického faktora (Mucina, 1985). Indikačná hodnota druhu je teda empiricky navrhnuté ekočíslo chovania sa voči danému faktoru. Ekočísla sú len hrubé a približné odhady podľa pozorovanej indikačnej výpovede samých rastlín. Majú len ordinálnu povahu, teda intervaly ekočísiel nie sú rovnaké, ale sú iba relatívne odstupňované. Vzhľadom na premenlivosť abiotických a biotických faktorov, ktoré ovplyvňujú dynamiku vzťahov rastlín k nim, ekočísla sú v pravom slova zmysle len schematizované symboly nemerateľných a ostro neohraničených veličín jednotlivých parametrov, ktoré sú sami o sebe komplexnej alebo polyfaktorovej povahy. Napr. pri vyjadrení stupňa vlhkosti pôdy nie je dôležité, či sa vzťahuje na úroveň hladiny podzemnej vody, na zrážky, stupeň vodnej retencie pôdy, vzdušnú vlhkosť alebo iné (Jurko, 1986).

Aj výpovednej hodnote priemerných ekoindexov rastlinných spoločenstiev je možné pripisovať iba orientačný význam, ale dokresľujú syntaxonomické hodnotenie a majú nesporný význam pri štúdiu dynamických zmien syntaxónov pri rôznych antropických zásahoch, prirodzenej sukcesii, atď. Ich prednosti v porovnaní s prístrojovými alebo experimentálnymi meraniami je možné zhrnúť nasledovne:

• integrujú v sebe dlhodobé vplyvy prostredia,

• umožňujú sledovanie relatívnych zmien aj na väčších územiach,

• tvoria rýchlo získateľné a ľahko zrozumiteľné ekologické podklady,

• zovšeobecňujú ekologické znalosti rôznych autorov.

Najväčší úžitok pre ekologickú a fytocenologickú teóriu a prax prinášajú bioindikačné analýzy pôdnej vlhkosti, reakcie a obsahu živín (Jurko, 1986).

Vstupnými údajmi tu hodnotenej fytoindikačnej analýzy sú údaje fytocenologických zápisov z rokov 1990-2003, ktoré boli získané v rámci monitorovania vplyvov VDG na prírodné prostredie na oboch stranách Dunaja. Monitorovanie rastlinných spoločenstiev v oblasti VDG na slovenskej strane bolo zahájené pred prehradením Dunaja v roku 1990. Z pravostrannej inundácie boli v analýze použité údaje od roku 1992, ktoré boli slovenskej strane poskytnuté na základe „Dohody“ z roku 1995. Fytocenologické zápisy sa na slovenskej strane v teréne získavali dvakrát ročne pracovnou skupinou Biota, čím bol zachytený jarný i letný aspekt spoločenstva. Z maďarskej strany sú k dispozícii iba údaje letných fytocenologických zápisov (Maďarské Národné výročné správy).

Monitorovacie plochy sú na slovenskej strane (Obr. V.140) rozložené v územiach s rôznym vplyvom Vodného diela Gabčíkovo a rôznou polohou hladiny podzemnej vody. Monitorovacie plochy  MP 1 (č. 2594), MP 2 (č. 2596), MP 3 (č. 2597) a MP 4 (č. 2598) sa nachádzajú v oblasti čunovskej zdrže pod Bratislavou, kde po napustení čunovskej zdrže bol zaznamenaný vzostup hladiny podzemných vôd až o niekoľko metrov. Monitorovacia plocha MP 6 (č. 2600) sa nachádza v inundácii pri obci Dobrohošť nad nápustným objektom do ramennej sústavy, kde sa pozitívne vplyvy tohto objektu neprejavujú. Plochy MP 9 (č. 2603), MP 10 (č. 2604), MP 14 (č. 2608) a MP 15 (č. 2609) sú rozložené v inundačnej oblasti, kde vplyv Vodného diela sa prejavuje obyčajne miernym poklesom hladiny podzemnej vody a zmenami záplavového režimu. Vo veľkej časti inundácie je režim povrchových a podzemných vôd a tým aj tieto vplyvy, ovplyvniteľný existujúcimi resp. plánovanými vodohospodárskymi objektmi. Monitorovacie plochy MP 18 (č. 2612) a MP 23 (č. 2617) sa nachádzajú pod sútokom odpadového kanála a starého toku Dunaja a slúžia ako kontrolné a porovnávacie plochy (Obr. V.140).

Monitorovacie plochy na maďarskej strane (Obr. V.140) sa nachádzajú prevažne v inundačnom území stredného a dolného Szigetközu a jedna plocha cca 10 km poniže obce Nagymaros. Plocha č. 31 je situovaná v lesnom poraste pri Mošonskom Dunaji. Prehradenie Dunaja sa v podzemných vodách v tejto oblasti prejavilo miernym zvýšením minimálnych hladín (do 0,2 m), výraznejšie stúpnutie hladín sa prejavilo po vybudovaní dnovej prehrádzky v starom koryte Dunaja v júni 1995 (do 0,5m). Hladina podzemných vôd sa v súčasnosti pohybuje od 2,5 po 3,2 m pod povrchom (pred prehradením 2,6 až 3,6 m). Monitorovacie plochy č. 28 a 29 sa nachádzajú v bezprostrednej blízkosti starého koryta Dunaja medzi obcami Cikolasziget a Kisbodak (rkm 1832 a 1830,5). Výška hladiny podzemných vôd bola prehradením Dunaja výrazne ovplyvnená. Priemerné hladiny podzemných vôd v inundácii strednej časti Szigetközu poklesli približne o 1,5 m a rozkyv hladín sa zmenšil z cca 3 m na približne 0,5 m. Napustenie pravostrannej ramennej sústavy pomocou dnovej prehrádzky v roku 1995 a zvýšenie prietoku v starom koryte Dunaja sa odrazilo v následnom stúpnutí priemerných hladín o 0,5 m a rozkyv hladín dosahuje cca 1 m (mimo prepúšťania povodní). Ako sa vzdialenosť od koryta Dunaja zväčšuje, priemerné hladiny podzemných vôd sa postupne vyrovnávajú a vo vnútrozemí sú dokonca vyššie ako pred prehradením Dunaja. Na druhej strane môžu byť rozdiely v tesnej blízkosti starého koryta Dunaja, v dôsledku silnej drenáže, aj väčšie. Podobne sa aj rozkyv hladín s rastúcou vzdialenosťou od Dunaja približuje stavu pred prehradením. V dolnej časti Szigetközu, kde sa nachádza monitorovacia plocha č. 30 pri Lipóte, je výška hladín podzemných vôd naviac ovplyvnená spätným vzdutím od sútoku Dunaja s odpadovým kanálom. Priebeh priemerných hladín podzemných vôd po prehradení je v tejto časti Szigetközu podobný ako v strednej časti, ale rozkyv hladín dosahuje až 2 m, v blízkosti Dunaja aj viac. Hladina podzemnej vody sa prevažne pohybuje cca 2 m pod terénom. Hladiny podzemných vôd v oblasti pod sútokom starého koryta Dunaja a odpadového kanála, kde je umiestnená monitorovacia plocha pri Vámosszabadi, sa nezmenili. Podobne to platí aj pre monitorovaciu plochu pri Kisoroszi v oblasti pod Nagymarosom. (Obr. V.140, porovnaj Obr. III.19, Obr. III.20, Obr. III.21, Obr. III.22 a Obr. III.23 a Kap. V.2.1).

Cieľom nasledujúcej analýzy fytocenologických záznamov je poukázať na zmeny fytocenóz vyvolané zmenami hladín podzemných vôd a predpovedať ďalší vývoj. Výsledky môžu poslúžiť aj návrhom na úpravu vodného režimu v dolnej časti inundačnej oblasti a pri návrhoch úprav v starom koryte Dunaja a jeho inundácie.

Pre vykonanie ekologickej analýzy bol zostavený databázový program FytoSys (Kúr, 2001). Ekologická analýza pozostáva z nasledovných výpočtov:

1)        Výpočet priemerného ekočísla spoločenstva na základe fytocenologických zápisov použitím Ellenbergovej metódy indikačného posúdenia vlhkostných pomerov stanovišťa (Ellenberg, 1952, 1974 ex Rychnovská 1987), Tab. V.10. Priemerná ekohodnota spoločenstva je vážený aritmetický priemer jednotlivých tried ekočísiel, pričom váhou je pokryvnosť druhu.

2)        Zostavenie ekospektra jednotlivých tried ekočísiel, ktoré udávajú variabilitu nárokov vyskytujúcich sa druhov v spoločenstve ako percentuálny podiel pokryvnosti druhov jednotlivých tried (Jurko, 1990). Jurko (1990) vo výpočte ekospektra zohľadňuje aj stálosť jednotlivých druhov, čo však v našom prípade nie je možné z dôvodu existencie iba jedného fytocenologického zápisu danej lokality v danom čase.

3)        Stanovenie percentuálneho zastúpenia počtu druhov rastlín indikujúcich striedavú vlhkosť a zaplavenie stanovišťa, ako aj tých druhov s ekohodnotou 10 alebo 11, ktoré nie sú zaradené do predchádzajúcich dvoch skupín. Takto zmenený postup v porovnaní s metodikou Ellenberga (1952, 1974, ex Rychnovská 1987), ktorá druhy s ekohodnotou 10 priraďovala k obom skupinám indikujúcich druhov (s ekohodnotou 10 aj 11), vylučuje dvojnásobné započítavanie druhov s ekohodnotou 10.

4)        Hodnotenie vývoja zastúpenia inváznych druhov a celkového počtu prítomných druhov.

 Tab. V.10  Výsledné hodnotenie vlhkosti stanovišťa

 

Pre komplexnejšie posúdenie monitorovacích plôch, ktorých situovanie lokalít je na Obr. V.140, uvádzame mesačné priemerné teploty vzduchu a mesačné úhrny zrážok za roky 1990 – 2003, Obr. V.141.

Vývoj priemernej ekohodnoty rastlinných spoločenstiev rôznych lokalít v období medzi 1990 – 2003 sa nachádza na Obr. V.142 až Obr. V.146.

Percentuálne zastúpenie druhov s rôznymi nárokmi na vodu na rôznych lokalitách sa nachádza na Obr. V.147 až Obr. V.155.

Vývoj percentuálneho zastúpenia rôznych skupín druhov na jednotlivých lokalitách medzi rokmi 1990 – 2003 sa nachádza na Obr. V.156 až Obr. V.161.

Hodnotenie slovenského územia

Monitorovacie plochy v oblasti čunovskej zdrže – mäkký, prechodný i tvrdý lužný les:

MP 1 – Ostrov Kopáč (č. 2594)

Lesný porast prechodného lužného lesa asociácie Fraxino-Populetum bol sledovaný iba do r. 1997. Do tohoto dátumu nebol potvrdený vplyv zvýšenia hladiny podzemnej vody (po napustení čunovskej zdrže v roku 1992) na zmeny vo vegetácii. Priemerné vlhkostné ekohodnoty ostávali na vyrovnanej úrovni typickej pre čerstvé až mierne vlhké biotopy. Vo všetkých troch prípadoch, keď bol vykonaný aj jarný fytocenologický zápis (r. 1992, 1993 a 1996), platilo, že jeho priemerné ekočísla sú nižšie, ako v letnom zápise. (Obr. V.142a)

Napriek tomu, že hladina podzemných vôd sa v Biskupickom regióne trvalo a výrazne zvýšila, nie sú viditeľné výrazné trvalé zmeny ani v percentuálnom zastúpení druhov jednotlivých ekohodnôt. Tento jav je možné vysvetliť tým, že podzemná voda je stále nedostupná pre korene bylín. (Obr. V.147a)

Kumulatívne zastúpenie druhov indikujúcich zaplavenie a kolísanie vlhkosti pôdy sa pohybovalo v celom sledovanom období okolo 10 %. (Obr. V.156a)

V celkovom počte prítomných druhov a v počte inváznych druhov nie je možné badať žiadny trend. (Obr. V.156a)

MP 2 – Rusovské ostrovy (č. 2596)

Rôznoveký lesný porast monitorovacej plochy je zaradený do asociácie Fraxino-Populetum. Porast je bez znakov lesohospodárskych zásahov v predchádzajúcich desaťročiach. Priemerné vlhkostné ekočíslo porastu sa v priebehu 13-ročného monitorovania pohybuje neustále okolo hodnoty 6, čím sa odôvodňuje zaradenie plochy medzi mierne vlhké až vlhké biotopy. Z Obr. V.142b je zrejmé, že hodnoty letného zápisu po prehradení Dunaja takmer neustále presahujú hodnotu 6, na rozdiel od krátkeho sledovaného obdobia pred odklonením Dunaja. Podobné mierne zvýšenie ekohodnôt jarných zápisov nebolo zaznamenané. Priemerné ekočíslo jarného aspektu je takmer vždy nižšie - prípadne skoro rovnaké, ako v letnom zápise.

Spoločenstvo vo všetkých rokoch monitorovania pozostáva takmer výlučne z druhov s ekohodnotou 5, 6 a 7, pričom ich pomer rôzne kolíše. Podobné zmeny boli zaznamenané aj v troch rokoch monitorovania pred prehradením. Naznačuje to, že množstvo vody prístupnej pre byliny sa výrazne nezvýšilo, hoci po napustení čunovskej zdrže nastal výrazný a trvalý zdvih hladiny podzemnej vody. Táto ostala v štrkovom substráte, ktorý má malý kapilárny zdvih. (Obr. V.147b)

Výskyt druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti je v období monitorovania sporadický a zastúpenie druhov indikujúcich záplavy kolíše okolo 5 %. (Obr. V.156b)

Výrazné zmeny neboli zaznamenané ani v celkovom počte prítomných druhov a ani v počte inváznych druhov. (Obr. V.156b)

MP 3 – Ostrovné lúčky (č. 2597)

Lesný porast monitorovacej plochy bol na začiatku monitorovania klasifikovaný ako porast asociácie Salici-Populetum s Urtica dioica. Prehradenie Dunaja a následné zvýšenie hladiny podzemnej vody v oblasti pod Bratislavou nevyvolali okamžité zmeny v spoločenstve. Signifikantnú zmenu je možné prvé badať v letnom zápise roku 1997, keď dovtedajšie priemerné ekohodnoty charakterizujúce čerstvé až mierne vlhké biotopy vyskočili na úroveň typickú pre bahnité biotopy. Existenciu tohto biotopu dosvedčujú aj údaje rokov 1999 a 2000; hodnoty zaznamenané v rokoch 2001 a 2002 naznačujú výskyt mokrých biotopov (došlo k poklesu hodnôt), a pre rok 2003 bola vypočítaná hodnota na hranici dvoch spomínaných biotopov. Tieto výsledky naznačujú posun smerom k pôvodným vlhkomilnejším typom vŕbovo-topoľového lužného lesa. Zaujímavým javom je prevažne vyššia priemerná jarná ekohodnota spoločenstva v období po r. 1999. (Obr. V.142c)

Vyššie spomínaná zmena je viditeľná aj v rozložení zastúpenia druhov rôznych ekohodnôt (Obr. V.148a). V r. 1997 došlo k výraznému poklesu zastúpenia dovtedy dominantných druhov s ekohodnotou 5, v ďalších rokoch je ich výskyt už zanedbateľný. Súčasne bolo zaznamenané výrazné pribúdanie druhov s ekohodnotu 8-11, v ďalších rokoch v rôznom pomere. Od roku 1999 (údaje z roku 1998 nie sú k dispozícii) je výskyt ostatných druhov (EH 3-7) zanedbateľný. Prítomnosť vodných druhov (EH 11) bola najvýraznejšia v r. 1999 a 2000. Platí, že trvalý zdvih hladiny podzemnej vody do hlinitej nadložnej vrstvy nastal v r. 1995, pričom jeho vplyv na rastlinstve bol preukázateľný až od r. 1997. Ďalšie zmeny sa neočakávajú.

Od r. 1999 je možné hovoriť o cca zdvojnásobení počtu druhov indikujúcich zaplavenie, a od r. 2000 aj o zdvojnásobení druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti. Hodnoty sa na tejto úrovni ustálili. Výskyt druhov s ekohodnotou 10 a 11 bol pred prehradením nepravidelný a nevýrazný, ich podiel od roku 1999 kolíše v rozmedzí 10-37 %. (Obr. V.156c)

Výskyt inváznych druhov sa stal v posledných rokoch sporadickým, vo vývoji celkového počtu druhov nie je možné stanoviť jednoznačný trend. (Obr. V.156c)

MP 4 – Topoľové hony (č. 2598)

Lesný porast monitorovacej plochy je tvorený tvrdým lužným lesom subasociácie Ulmo-Quercetum convallarietosum. Vplyv výrazného zdvihu hladiny podzemnej vody v oblasti čunovskej zdrže nie je viditeľný vo fytocenologických zápisoch plochy. I keď v období medzi r. 1993-1997 bol badateľný mierny nárast priemerných ekohodnôt, výsledky obnoveného monitoringu (r. 2002 a 2003) poukazujú na opätovné priblíženie ekohodnôt k úrovni pred prehradením. Je síce potrebné zohľadniť aj pomerne výrazné kolísanie ekohodnôt (v r. 1991 bola výrazne nižšia) v priebehu 3 rokov sledovania východiskového stavu bioty. Hladina podzemnej vody je naďalej v neprístupná pre koreňový systém bylinného podrastu. (Obr. V.142d)

Z hľadiska zastúpenia druhov jednotlivých ekohodnôt v období medzi r. 1993-1997 došlo k zvýšeniu podielu druhov s ekohodnotou 6, pričom pred prehradením dominantné zastúpenie mali druhy s ekohodnotami 4 a 5. V rokoch obnoveného monitorovania (r. 2002, 2003) bolo zaznamenané rozloženie druhov podobné r. 1990, v ktorom bolo z troch rokov sledovania pred prehradením zaznamenané najvlhkomilnejšie spoločenstvo rastlín. (Obr. V.148b)

Druhy indikujúce kolísanie vlhkosti a záplavy neboli pred prehradením na tejto ploche prítomné. Ich výskyt sa stal pravidelným (okolo 5 %) v období, keď bol zaznamenaný aj nárast priemerných ekohodnôt a zvýšenie podielu druhov s ekohodnotou 6 (1994-1997). Podobný údaj bol zaznamenaný aj v prvom roku obnoveného monitoringu (r. 2002), avšak v r. 2003 došlo k opätovnej absencii druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti a záplavy. (Obr. V.156d)

K najvýraznejšiemu nárastu celkového počtu druhov došlo v rokoch 1996 a 1997, pričom je potrebné prihliadať i na rozkolísanosť druhovej diverzity pred prehradením Dunaja. Počet inváznych druhov je ustálený. (Obr. V.156d)

Monitorovacie plochy v oblasti inundácie – mäkké lužné lesy

MP 6 – Dunajské kriviny (č. 2600)

Lesný porast monitorovacej plochy je zaradený do subasociácie Salici-Populetum typicum variant so Swida sanguinea. Lokalita sa vyznačovala postupným klesaním priemernej ekohodnoty už aj pred prehradením Dunaja, čo potvrdzujú výsledky z rokov 1990, 1991 a 1992. Tento trend pokračuje i v súčasnosti, hoci v období medzi 1997-2001 bolo badateľné prechodné zlepšovanie. Priemerné ekohodnoty v posledných 2-3 rokoch poklesli až na úroveň charakteristickú pre čerstvé až mierne vlhké biotopy z hodnôt pre vlhké až mierne mokré biotopy. S výnimkou roku 1993 platí aj pre túto lokalitu, že letné ekohodnoty sú vyššie, prípadne podobné jarným priemerným ekohodnotám. (Obr. V.143a)

Zmeny v rozložení druhov rôznych nárokov na vodu boli zaznamenané aj pred prehradením Dunaja: kým v r. 1990 dominanciu mali druhy s ekohodnotou 8, v r. 1991 a 1992 došlo k ich úbytku až o 30 % a k nárastu zastúpenia druhov s ekohodnotou 6. Zastúpenie druhov s ekohodnotou 8 v rokoch po prehradení kolísalo okolo tejto zníženej hodnoty, a v posledných rokoch i ďalej klesalo. Jednoznačné zmeny boli zaregistrované v úbytku druhov s ekohodnotou 6, ktoré sa nahradzujú druhmi s ekohodnotou 5. Postupne narastá aj podiel druhov s ekohodnotou 4, a od r. 1993 je možné zaznamenať aj pravidelný, hoci zatiaľ nepatrný, výskyt druhov s ekohodnotou 3. Znepokojujúci je aj prvý nález druhu suchých stanovíšť s ekohodnotou 2 (Bromus sterilis) v roku 2000 a jeho opätovná prítomnosť s vyššou pokryvnosťou v roku 2003. Tento negatívny trend je možné vysvetliť ďalším poklesom hladiny podzemných vôd po prehradení Dunaja, ktorá sa v súčasnosti okrem období záplav trvalo nachádza v štrkovitom substráte. V tejto súvislosti je však potrebné prihliadať i na klesanie hladiny podzemných vôd pred prehradením Dunaja v dôsledku dlhodobého zaklesávania dna koryta toku. (Obr. V.149a).

Postupný pomalý pokles je možné badať aj v zastúpení druhov indikujúcich záplavy a kolísanie vlhkosti. Zaujímavé však je, že tento pokles v podiele najnáročnejších (až vodných) druhov s ekohodnotou 10 alebo 11 nebol zaznamenaný, zastúpenie týchto druhov kolíše v celom sledovanom období okolo 3-5 %. (Obr. V.157a)

Z hľadiska celkového počtu druhov je možné v niektorých prípadoch hovoriť aj o zdvojnásobení, čo pre zaplavovaný lužný les znamená negatívny trend. O narušení stability spoločenstva svedčí aj zvýšenie počtu inváznych druhov. (Obr. V.157a)

MP 9A – Bodická brána (č. 2603)

Na ploche sa v období medzi rokmi 1990-1997 nachádzal vysadený porast šľachteného topoľa Populus x canadensis, zaradený do asociácie Salici-Populetum. Priemerné ekohodnoty zaznamenané pred prehradením bolo možné umiestniť na rozhraní medzi mierne vlhkými a vlhkými biotopmi (s výnimkou vysokej hodnoty jarného zápisu r. 1991). Od r. 1993 sa porast vyznačoval jednoznačnou mierne klesajúcou priemernou ekohodnotou, pričom jarné hodnoty boli vždy nižšie, ako letné. Klesajúci trend môže byť zapríčinený vplyvom drenážneho účinku starého koryta Dunaja. V r. 1998 bol sledovaný porast šľachteného topoľa vyťažený, ale od r. 2002 monitoring pokračuje na pôvodnom mieste v mladom novo vysadenom topoľov poraste. Hodnota letného zápisu r. 2002 (vykonaného po augustovej povodni) sa približuje vysokej hodnote jarného zápisu r. 1991, ostatné hodnoty sú mierne vyššie, než hodnoty po prehradení zaznamenané vo vyťaženom poraste. Pri porovnaní hodnôt priemerných ekočísiel bylinnej vrstvy pôvodne sledovaného a mladého topoľového porastu je potrebné mať na zreteli i fakt, že druhové zloženie prízemnej etáže nezapojeného mladého porastu sa výrazne odlišuje od podrastu zapojeného porastu. Avšak použitá metodika hodnotenia sa opiera o poznatky vlhkostných nárokov prítomných druhov (Obr. V.143b).

Zastúpenie druhov rôznych ekohodnôt bolo v troch rokoch monitorovania pred prehradením pomerne rôznorodé. Výsledky ďalších rokov boli vždy porovnateľné s niektorým rokom pred prehradením, nezopakoval sa jedine cca 85 %-ný podiel druhov s ekohodnotou 6 zaznamenaný v r. 1990. V režime podzemných vôd lokality je možné naďalej badať pokračujúci postupný pokles hladiny v dôsledku drenážneho účinku Dunaja, ako aj výrazný pokles kolísania hladiny podzemných vôd. (Obr. V.149b).

Výskyt druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti pred prehradením nebol zaznamenaný. Objavili sa v r. 1994, pričom ich opätovný výskyt bol registrovaný až v rokoch obnoveného monitoringu v r. 2002 a 2003. V rokoch 1995-1997 došlo k výraznému poklesu počtu druhov indikujúcich zaplavenie, avšak ich počet sa v mladom poraste v r. 2002 a 2003 vracia na úroveň pred prehradením (Obr. V.157b).

Druhová diverzita bylinnej vrstvy novovysadeného porastu je v r. 2002 a 2003 cca dvojnásobná v porovnaní s počtom druhov porastu v kulminácii. Takisto je aj počet inváznych druhov zvýšený. S nízkou pokryvnosťou sa objavili i druhy s ekohodnotou 10 (kosatec žltý a chrastnica trsťovníkovitá) (Obr. V.157b). V ďalších rokoch je možné v dôsledku zapojenia stromovej vrstvy očakávať priblíženie týchto ukazovateľov k hodnotám pred prehradením (Krajňáková, 2001).

MP 9B – Bodícka brána (č. 2603)

Monitorovanie tejto plochy bolo zahájené v r. 1995. V prirodzenom vŕbovom poraste je možné hovoriť o postupnom miernom narastaní priemerných ekohodnôt, hoci do tohto trendu nezapadajú hodnoty r. 1998 a 2001 (prvá je podstatne vyššia, druhá nižšia). Stúpajúci trend je zaujímavý, plocha sa totiž nachádza v blízkosti Dunaja (o cca 80 m bližšie, než MP 9A), kde drenážny vplyv toku vyvoláva pokles hladiny podzemnej vody. Napriek tomu došlo k presunu z mierne vlhkého biotopu k vlhkému. V porovnaní s MP 9A sú hodnoty mierne vyššie a ich vývoj má opačný trend, aj keď plochy sú od seba vzdialené iba cca 100 m. Je však potrebné prihliadať i na fakt, že MP 9B je nižšie položená a hladina podzemnej vody môže lokálne zasahovať do jemnozrnnejších sedimentov (Obr. V.143c).

Tento trend je viditeľný aj v zastúpení druhov jednotlivých ekohodnôt. Dominantné zastúpenie v prvých rokoch monitorovania (1995-1996) mali druhy s ekohodnotou 5, avšak ich zastúpenie bolo v ďalších rokoch väčšinou podstatne nižšie pri súčasnom náraste podielu hlavne druhov s ekohodnotami 7, 8 a 9. Paradoxne je však možné badať aj pribúdanie druhov s ekohodnotou 4 (Obr. V.150a).

V kumulatívnom podiele druhov indikujúcich záplavy a kolísanie vlhkosti je možné badať postupné narastanie. Celkový počet druhov je ustálený, ale po vyťažení stromovej vrstvy koncom r. 2000 sa zvýšil počet inváznych druhov. (Obr. V.157c)

Odlišnosti vývoja dvoch podplôch MP 9 potvrdzujú, že heterogénne zloženie štrkopiesčitých sedimentov, rôznorodé podmienky z hľadiska intenzity drenážneho vplyvu, zmien hladiny podzemnej vody, blízkosti hlavného kanála dotačného systému, ako aj nadmorskej výšky vytvárajú v tejto oblasti rozmanitú mozaiku biotopov, charakteristickú pre inundačnú oblasť Dunaja. Vplyvy jednotlivých vodohospodárskych opatrení sa v tejto mozaike podmienok môžu prejavovať rozdielne.

MP 10A – Kráľovská lúka (č. 2604)

Fytocenologické zápisy zachytávajú vývoj vŕbovo-topoľového porastu mäkkého lužného lesa asociácie Salici-Populetum. V priemerných ekočíslach lokality je možné badať veľmi výrazné kolísanie: kým hodnoty pred prehradením väčšinou charakterizovali mokrý až bahnitý biotop, krátko po prehradení hodnoty klesli až k mierne vlhkým biotopom. Po zavedení umelých záplav je možné hovoriť o návrate k mokrým biotopom, neskôr o opätovnom poklese a v r. 2002 a 2003 boli znova zaznamenané hodnoty typické pre mokré biotopy. Hodnoty jarných a letných zápisov sú s výnimkou rokov 1991 a 1992 veľmi podobné. Druhé obdobie poklesu hodnôt nie je možné spájať so zmenami zaregistrovanými po uvedení VDG do prevádzky, ale môže sa predpokladať aj vplyv iných faktorov (Obr. V.144a).

Spomínané kolísanie je viditeľné aj v rozložení druhov rôznych nárokov na vodu. V porovnaní s obdobím pred prehradením je možné badať dve obdobia zvýšeného výskytu druhov s ekohodnotou  5: 1994-1997 a 2000-2001. Ich výskyt bol pred prehradením nevýrazný, prevládali druhy s ekohodnotami 8-11. Jedine v r. 1991 mali pomerne výrazné zastúpenie aj druhy s ekohodnotami 5 a 6. Ostatné monitorované roky (1993, 1998, 1999, 2002 a 2003) sa vyznačujú rozložením rôzne náročných druhov porovnateľným s niektorým sledovaným rokom pred prehradením, s tým rozdielom, že značný výskyt vodných druhov (s ekohodnotou 11) sa po prehradení neopakuje, boli nahradené druhmi s ekohodnotou 10 (Obr. V.150b).

Súhrn počtu druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti a zaplavenie kolísalo v celom období sledovania okolo 50 % celkového počtu druhov bez badateľného trendu zmien. Zastúpenie druhov s ekohodnotu 10 a 11, ktoré nie sú zaradené do predchádzajúcich dvoch skupín, bolo v období pred prehradením nad 10 %. Táto hodnota po prehradení vo viacerých rokoch poklesla cca na polovicu, ale v rokoch 1997, 2002 a 2003 je podobná pôvodným. V posledných rokoch v zápisoch častejšie dochádza k súčasnému výskytu aj dvoch inváznych druhov. V celkovom počte prítomných druhov nie je badateľný žiadny trend zmien (Obr. V.158a).

MP 10B – Kráľovská lúka (č. 2604)

I táto podlokalita sa vyznačuje prítomnosťou lesného porastu asociácie Salici-Populetum. Lokalita sa vyznačuje vysokými ekohodnotami letných zápisov v r. 1990 a 1998, všetky ostatné zápisy kolísajú pri prechode medzi mierne vlhkými a vlhkými biotopmi. Hodnoty jarných zápisov sú v celom sledovanom období mierne nižšie, ako letné zápisy.

V zastúpení rôzne náročných druhov je možné badať výraznejšie zmeny. Dochádza k jednoznačnému a silnému rozširovaniu druhov s ekohodnotou 5, ktoré pred prehradením mali zanedbateľnú pokryvnosť. Ich rozširovanie sa deje na úkor druhov s ekohodnotami 6 a 8 (v r. 1990 spoločenstvo bolo tvorené takmer výlučne z druhov s ekohodnotou 8). Výnimku tvorí rok 1998. Vo vodnom režime došlo k zníženiu výkyvov hladiny podzemnej vody a k zmenšeniu počtu záplav (Obr. V.151a).

Najvyššie kumulatívne hodnoty počtu druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti a zaplavenie (vyše 50 %) boli zaznamenané v r. 1992 a 1998. Hodnoty ostatných rokov kolísali okolo 35 %. Rok 1998 bol výnimočný aj z hľadiska predchádzajúcich hodnotených ukazovateľov, avšak rok 1992 nie. Výrazne nízke percento zastúpenia hodnotených druhov bolo zaznamenané v r. 2003, keď prevládali mimoriadne nepriaznivé meteorologické podmienky (dlhodobé sucho a teplo). Varujúce je aj zistenie, že v posledných štyroch rokoch monitorovania neboli zaznamenané druhy s ekohodnotou 10 alebo 11 (nezaradené do predchádzajúcich dvoch indikačných skupín), ktorých zastúpenie v skorších rokoch sa pohybovalo okolo 10 %. Celkový počet druhov ostáva nízky počas celého obdobia monitorovania, v počte inváznych druhov je však možné badať trend pomalého nárastu (Obr. V.158b).

MP 14 – Istragov (č. 2608)

Lesný porast monitorovacej plochy je tvorený poriečnou zaplavovanou vrbinou, ktorú je možné zaradiť do subasociácie Salici-Populetum myosotidetosum. Hodnoty priemerného ekočísla biotopu vypočítané zo zápisov pred prehradením Dunaja vykazujú značné výkyvy. V rokoch po odklonení toku sú výkyvy menej výrazné, lebo nedochádza k výskytu takých vysokých hodnôt, ako predtým. Hodnoty s výnimkou roka 1999 popisujú existenciu vlhkého biotopu. O trvalo nižších hodnotách jarných zápisov v porovnaní s letnými je možné hovoriť iba od r. 1999. (Obr. V.144c)

V celom období monitorovania je možné badať zmeny v zastúpení druhov jednotlivých ekočísiel, ale identifikácia jednoznačného trendu je problematická. Naďalej dochádza k častému zaplaveniu plochy, avšak došlo k poklesu hladiny podzemnej vody. Pokles hladiny bol mimoriadne veľký v roku 2003, v ktorom boli prietoky v Dunaji, a teda aj spätné vzdutie, vo vegetačnom období extrémne nízke (Obr. V.151b).

Výkyvy v období pred prehradením je možné badať aj v kumulatívnom počte druhov indikujúcich záplavy a kolísanie vlhkosti. Hodnoty rokov 1991 a 1992 sú takmer dvojnásobné v porovnaní s rokom 1990, pričom v roku 1991 bola zaznamenaná najvyššia hodnota v priebehu celého monitorovania. Najnižšia hodnota sa vyskytla v roku 2003, keď prevládali veľmi nepriaznivé meteorologické podmienky (dlhodobé sucho a teplo). Táto hodnota môže naznačovať okamžitú reakciu indikačných druhov na nepriaznivé podmienky, na druhej strane je však porovnateľná aj s hodnotou roka 1990 pred prehradením. Prítomnosť prebiehajúcich zmien však naznačuje aj absencia druhov s ekohodnotou 10 a 11 (nezaradených do predchádzajúcich dvoch skupín indikujúcich druhov) v posledných troch monitorovaných rokoch. Ich zastúpenie v ostatných rokoch sa pohybovalo okolo 5 %. Hodnoty podielu druhov indikujúcich záplavy a kolísanie vlhkosti ostatných rokov síce vykazujú určité kolísanie, ale žiadny trend nie je badateľný. Výrazné zmeny v počte inváznych druhov a v celkovom počte prítomných druhov v zápisoch neboli zaznamenané (Obr. V.158c).

MP 15 – Erčéd (č. 2609)

Rovnoveký, vysadený vŕbový porast lokality sa zaraduje do subasociácie Salici-Populetum myosotidetosum, pričom na tomto území je možné zachytiť všetky rastové formy vŕb. Údaje sa v celom období monitorovania nachádzajú na rozhraní medzi mierne mokrými až mokrými biotopmi (okolo hodnoty 8), napriek tomu je potrebné venovať pozornosť mierne nižším hodnotám hlavne jarných zápisov v období medzi 1996-2001 (Obr. V.144d).

Prítomnosť negatívnych zmien v rastlinstve dosvedčuje vývoj zastúpenia rôzne náročných druhov. Pred prehradením dominovali druhy s ekohodnotami 8-10, ale od r. 1996 sa čoraz viac rozširujú druhy s ekohodnotami 6 a 7. Tieto zmeny sú badateľné i napriek tomu, že plocha je aj po prehradení často zaplavovaná. Vo vegetačné obdobie roku 2003 s extrémne nízkymi prietokmi v Dunaji, plocha nebola zaplavená a podzemná voda vôbec nevystúpila na povrch terénu,  pohybovala sa cca 2 m pod povrchom (Obr. V.152a).

V zastúpení druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti a zaplavenie je možné badať pravidelné výkyvy v celom sledovanom období, ale jednoznačný trend zmien nie je pozorovateľný. Určitý pokles bol badateľný aj v podiele druhov s ekohodnotou 10 a 11 (nezaradených do predchádzajúcich dvoch skupín indikujúcich druhov) v rokoch 2001 a 2003. Celkový počet druhov a počet inváznych druhov je ustálený (Obr. V.158d).

Monitorovacie plochy v priamo neovplyvnenom území – mäkký a prechodný lužný les

MP 18 – Sporná sihoť (č. 2612)

Porast monitorovacej plochy vytvára spoločenstvo prechodného lužného lesa asociácie Fraxino-Populetum. Plocha je mimo ovplyvneného územia, ale je možné zaznamenať postupné zvyšovanie priemerných ekohodnôt. Z mierne vlhkého biotopu sa lokalita presúva k vlhkému stanovišťu. Vyššie sú hlavne hodnoty letných zápisov (Obr. V.145a).

Posun spoločenstva smerom k vlhkomilnejšiemu je možné potvrdiť aj na základe zastúpenia rôzne náročných druhov na vlhkosť. Táto zmena však bola prvý krát zaznamenaná tesne pred prehradením Dunaja v r. 1992. Už v tomto roku došlo k výraznému nárastu zastúpenia druhov s ekohodnotou 8-10 a tento stav s určitými výkyvmi pretrváva dodnes. Napriek tomu, v extrémne suchom roku 2003, bol zaznamenaný aj výskyt druhu s ekohodnotou 3, ktorý je však označený aj ako druh indikujúci kolísanie vlhkosti (Elytrigia repens) (Obr. V.152b).

Prvá zmena z hľadiska zastúpenia indikačných druhov bola zaznamenaná v roku 1992, keď sa v zápisoch objavili aj druhy indikujúce kolísanie vlhkosti a druhy s ekohodnotou 10, 11. V ďalších rokoch je badateľný sústavný nárast počtu týchto druhov. Vplyv suchého a teplého roka 2003 je však pozorovateľný aj v prípade tohto ukazovateľa. V celkovom počte prítomných druhov je možné badať výkyvy pred prehradením, ako aj po prehradení Dunaja. V počte inváznych druhov dochádza v niektorých rokoch k miernemu nárastu (Obr. V.159a).

MP 23 – Starý les (č. 2617)

Nerovnoveký, miešaný lesný porast plochy pozostáva z prirodzených druhov a zaraďuje sa do asociácie Salici-Populetum. Pred prehradením jedine v r. 1992 bola zaznamenaná taká vysoká ekohodnota letného zápisu, ako sú zápisy po prehradení. Lokalitu od r. 1992 je možné zaradiť medzi mokré biotopy. Je zaujímavé, že na oboch kontrolných plochách (MP 18 a 23) je zachytený trend narastania priemernej ekohodnoty (Obr. V.145b).

Zmenu spoločenstva smerom k vlhkomilnejšiemu od roku 1992 dosvedčuje aj zastúpenie druhov rôznych ekohodnôt. Od r. 1992 dochádza k znižovaniu podielu druhov s ekohodnotou 6 a k súčasnému vytláčaniu suchomilnejších druhov. Spoločenstvo je v posledných rokoch tvorené takmer výlučne z druhov s ekohodnotami  8-10. K miernemu zvýšeniu došlo aj v hladine podzemných vôd, ale rok 2003 bol aj tu extrémne suchý (Obr. V.153a).

Dve najnižšie hodnoty (cca 57 %) podielu sledovaných indikačných druhov boli zaznamenané pred prehradením. Najvyššia hodnota bola zaregistrovaná v r. 1999 (takmer 90 %), hodnoty ostatných rokov sa pohybujú okolo 60-75 % bez jednoznačného trendu. Je však zaujímavé, že na oboch kontrolných plochách dochádzalo k postupnému narastaniu kumulatívneho podielu sledovaných indikačných druhov do roku 1999, a v nasledujúcich rokoch hodnoty začali postupne klesať. Vývoj priemerného počtu inváznych druhov v jednotlivých rokoch je ustálený (iba v roku 1990 boli zaznamenané 3 druhy) (Obr. V.159b).

Hodnotenie maďarského územia

Monitorovacia plocha – Dunasziget č. 28 – tvrdý lužný les

Porast plochy je možné zaradiť do asociácie Fraxino pannonicae - Ulmetum. Porast tvrdého lužného lesa sa nachádza v blízkosti Dunaja, čo je netypickým javom v inundácii. Plocha bola na začiatku 90-tych rokov oplotená, čo znemožnilo vstup a následné zošlapávanie porastu lesnou zverou (in verb Háhn, 1999 - ústne oznámenie počas terénnej rekognoskácie). Zlý stav oplotenia v súčasnosti tomu nezabraňuje, preto určité zmeny rastlinstva (napr. niektoré zmeny množstva biomasy) je možné pripísať i tomuto vplyvu.

Na základe priemernej ekohodnoty plocha patrí v celom období monitorovania medzi mierne vlhké biotopy, hoci stav pred prehradením je reprezentovaný iba jediným letným fytocenologickým zápisom v roku 1992. Priemerná ekohodnota spoločenstva vykazovala v období medzi r. 1998-2000 mierny pokles, ale hodnoty v posledných rokoch sa vrátili na úroveň pred prehradením (Obr. V.146a).

Väčšina rokov po prehradení sa vyznačovala miernym nárastom podielu druhov s ekohodnotou 5 pri súčasnom ústupe druhov s ekohodnotou 8. V rokoch 1999 a 2000 bol zaznamenaný aj nárast druhov s ekohodnotu 4. V posledných troch rokoch monitorovania však dochádza k postupnému a výraznému ústupu druhov s ekohodnotou 5 a pribúdaniu druhov s ekohodnotou 6. Hoci výskyt druhov s ekohodnotou 9 a 10 nie je pre tvrdý lužný les charakteristický, boli okrem rokov 1998, 2002 a 2003 zaregistrované s nepatrnou pokryvnosťou (Obr. V.154a).

Podiel počtu druhov indikujúcich záplavy sa pohybuje v celom sledovanom období monitorovania okolo 15 %, avšak v počte druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti je badateľné klesanie. Tieto hodnoty sú však naďalej pomerne vysoké pre tvrdý lužný les. Druhová diverzita spoločenstva bola najvyššia v prvých dvoch rokoch monitorovania (1992, 1993), v ostatnom období vykazuje klesanie. Ústup niektorých druhov je možné vysvetliť i absenciou záplav v posledných rokoch, v dôsledku čoho územie nie je pravidelne zásobované spórami rastlín (in verb Háhn, 1999). Súčasne však dochádza i k znižovaniu počtu inváznych druhov (z troch na dva) (Obr. V.160a).

Monitorovacia plocha – Dunasziget č. 28 – lúka

Monitorovaciu plochu tvorí mezofilná lúka asociácie Cirsio cani – Festucetum pratensis v inundačnom území Dunaja. Lúka v posledných rokoch už nebola pokosená, čo zapríčinilo, že sa nachádza v pokročilom štádiu sukcesie.

Priemerné ekohodnoty spoločenstva vykazujú v celom sledovanom období kolísanie, pričom výrazný pokles bol zaznamenaný v rokoch 1998 a 1999. Od roku 2000 však hodnoty priemernej ekohodnoty začali znova postupne narastať, v r. 2002 a 2003 už výrazne presahovali hodnotu zaznamenanú pred prehradením (Obr. V.146d).

Tento vývoj je viditeľný aj v zastúpení druhov rôznych nárokov na vodu. Zaujímavým javom je súčasné vysoké zastúpenie druhov s ekohodnotou 3 a 10 od roku 2001 (Obr. V.155b).

Vo vývoji zastúpenia druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti je možné v celom období monitorovania badať postupné znižovanie, avšak podiel druhov indikujúcich záplavy postupne narastá. Ich sumárny podiel kolíše okolo 25 %. V porovnaní s rokom pred prehradením dochádza k znižovaniu druhovej diverzity spoločenstva a k súčasnému pribúdaniu inváznych druhov. (Obr. V.161c)

Monitorovacia plocha – Halászi č. 31 (Derék erdõ - Feketeerdõ)

Lesná monitorovacia plocha má funkciu kontrolnej plochy. Pretože sa plocha nachádza v oblasti medzi Dunajom a Mošonským Dunajom (bližšie k Mošonskému Dunaju), je menej závislá od hladinového a prietokového režimu v Dunaji. Nížinný les asociácie Querco – Carpinetum na tejto ploche je v prírode blízkom stave (aj vďaka tomu, že sa plocha nachádza v chránenej oblasti vyhlásenej ešte pred začatím monitoringu), v podstate nezmenenom od začiatku monitoringu. Lesy takého charakteru v Szigetköze sú zriedkavé, lesy podobného charakteru na slovenskom území sa nachádzajú pod Bratislavou. 

Priemerné ekohodnoty spoločenstva majú v jednotlivých rokoch monitorovania veľmi malé výkyvy, jedine v rokoch 1996 a 1997 bol zaznamenaný ich mierny nárast, avšak hodnoty naďalej charakterizovali čerstvý biotop. Je však potrebné poznamenať, že hodnotenie zahŕňa fytocenologické zápisy iba od roku 1993, stav pred prehradením Dunaja (r. 1992) nie je zachytený (Obr. V.146a).

Spomínaný nárast priemernej ekohodnoty sa odráža aj v zastúpení druhov rôznych nárokov na vodu. V rokoch 1996 a 1997 bolo zaznamenané zvýšenie podielu druhov s ekohodnotou 7 pri súčasnom ústupe druhov s ekohodnotami 3 a 4. Ich podiel sa však v nasledujúcich rokoch postupne zvýšil na úroveň presahujúcu prvé roky monitorovania. Celkový vývoj zastúpenia druhov rôznych ekohodnôt odráža mierny posun spoločenstva smerom k suchšiemu. Avšak toto spoločenstvo nepatrí medzi azonálne spoločenstvá ovplyvňované vývojom hladiny podzemnej vody (Obr. V.154a).

Zastúpenie druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti je v nížinnom lese v celom období nepatrné (okolo 3 %), druhy indikujúce zaplavenie sa prechodne objavili v rokoch 2001 a 2002. V celkovom počte druhov a počte inváznych druhov nie je badateľná zmena (Obr. V.160b).

Monitorovacia plocha – Dunaremete č. 29

V období medzi rokmi 1992-1997 bol na tejto lokalite sledovaný prirodzený vŕbový porast asociácie Salicetum albae-fragilis, ktorý bol v roku 1998 vyťažený a monitoring bol presunutý do umelého vŕbového porastu v blízkosti pôvodnej plochy.

Priemerné ekohodnoty spoločenstva vykazujú v sledovanom období výrazné výkyvy. Keď nezohľadníme vysokú priemernú ekohodnotu fytocenologického zápisu roku 1997, je možné hovoriť o postupnom vysychaní lokality. Hodnoty charakterizujúce mierne mokré biotopy v prvých rokoch monitorovania sú v súčasnosti podstatne nižšie, typické pre vlhké až mierne vlhké biotopy (Obr. V.146c).

Posun spoločenstva smerom k suchomilnejšiemu potvrdzuje aj vývoj zastúpenia druhov jednotlivých ekohodnôt. Kým podstatnú časť spoločenstva (okolo 70 %) v prvých rokoch monitorovania (1992-1994) vytvárali druhy s ekohodnotou 8-10, ich zastúpenie v ostatných rokoch (s výnimkou roka 1997) sa pohybuje v rozmedzí 15-35 %. Dominantné zastúpenie majú najmä druhy s ekohodnotou 5, ale zvýšil sa i podiel druhov s ekohodnotou 6. Výskyt vodných rastlín (ekohodnota 11) zaznamenaných v roku 1992 sa nezopakoval (Obr. V.154b).

Podiel počtu druhov indikujúcich záplavy kolíše okolo 25 %. V zastúpení druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti nastala zmena po presune monitorovania do šľachteného porastu. Ich podiel najprv výrazne poklesol, ich prítomnosť v ostatných troch rokoch už nebola potvrdená. Podiel počtu druhov s ekohodnotou 10, 11 sa síce po prehradení výrazne znížil, ale je ustálený. Je potrebné však prihliadať aj na fakt, že obdobie pred prehradením Dunaja je reprezentované iba jedným zápisom z roku 1992. V druhovej diverzite prirodzeného porastu bol zaznamenaný skokovitý pokles od roku 1995. Ďalší výrazný skokovitý pokles počtu druhov bol zaznamenaný pri prechode do šľachteného vŕbového porastu. Avšak prítomnosť 30-60 druhov rastlín (zaznamenaných v prirodzenom poraste) pre vrbiny je príliš veľa (Obr. V.160d).

Monitorovacia plocha – Lipót č. 30

Predmetom monitorovania na tejto ploche je vysadený topoľový les (Populus x euroamericana – I-214). Napriek svojej nepôvodnosti je do dlhodobého monitoringu zaradený z dôvodu, že je už typickým pre dané územie.

V hodnotách priemernej ekohodnoty spoločenstva došlo v prvých dvoch rokoch po prehradení k výraznému nárastu, neskôr k ich následnému návratu na pôvodnú úroveň, kde sa nachádzajú aj v súčasnosti. Hodnoty indikujú prítomnosť mierne vlhkého až vlhkého biotopu (Obr. V.146b).

Vyššie spomínaná zmena spoločenstva v rokoch 1993 a 1994 sa v podiele druhov rôznych ekohodnôt prejavila zvýšeným podielom druhov s ekohodnotu 8. Ich zastúpenie v nasledujúcich rokoch postupne klesalo, druhové zloženie spoločenstva z hľadiska nárokov druhov na vodu je porovnateľné s výsledkami pred prehradením (Obr. V.154b).

Vo vývoji podielu počtu druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti a záplavy nie je možné pozorovať žiadny trend. Spolu s poklesom počtu inváznych druhov sa postupne znižuje i celkový počet druhov spoločenstva. Druhová diverzita prevyšujúca 30 druhov, ktorá bola prevažne zaznamenávaná do roku 1996, je pre lužné spoločenstvá nie je bežné a je to pomerne veľa (Obr. V.160c). Postupné klesanie biodiverzity môže odrážať rast a zapájanie sa porastu.

Monitorovacia plocha – Zátony erdõ pri Vámosszabadi, rkm 1805

Monitorovacia plocha bola do monitorovania zaradená v roku 1998. Nachádza sa cca. 5 km pod sútokom odpadového kanála a starého koryta Dunaja. Na monitorovacej ploche sa sleduje prirodzený vývin mladého vŕbového porastu asociácie Salicetum albae-fragilis na brehu Dunaja, tesne pri koryte.

Aj keď plocha leží v oblasti priamo neovplyvnenej prevádzkou Vodného diela Gabčíkovo, v hodnotách priemerných ekohodnôt spoločenstva je možné badať výkyvy. Hodnoty v prvých rokoch monitorovania sa postupne zvyšovali, následne však došlo k ich znižovaniu, pričom sa v súčasnosti nachádzajú na úrovni zaznamenanej v prvom roku monitorovania (r. 1999). Biotop je možné charakterizovať ako mierne vlhký až vlhký (Obr. V.146c).

Rozloženie percentuálneho zastúpenia druhov rôznych ekohodnôt v jednotlivých rokoch je podobné, iba v r. 2001 a 2002 bolo zaznamenané prechodné zvýšenie podielu druhov s ekohodnotou 8 na úkor druhov s ekohodnotou 5 (Obr. V.155a).

Kolísanie zastúpenia druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti a záplavy sleduje vývoj priemernej ekohodnoty spoločenstva. V rokoch jej narastania sa zvyšoval i podiel týchto druhov. Určité výkyvy je možné badať aj v celkovom počte prítomných druhov, z inváznych druhov je po celé obdobie sledovania prítomný iba druh Solidago gigantea (Obr. V.161b).

Monitorovacia plocha – Kisoroszi – vrbina

Monitorovacia plocha sa nachádza cca 10 km pod Nagymarosom, v území neovplyvnenom prevádzkou Vodného diela Gabčíkovo, preto môže slúžiť ako kontrolná plocha. Údaje o vŕbovom poraste asociácie Salicetum albae-fragilis sú slovenskej strane k dispozícii od roku 1999.

Výkyvy priemerných ekohodnôt sú vo viacerých rokoch odlišné od vývoja týchto hodnôt vrbiny pri Vámosszabadi, ktorá tiež leží pod sútokom starého koryta Dunaja s odpadovým kanálom (Obr. V.146c).

Na základe pomerne krátkeho časového radu údajov o percentuálnom zastúpení druhov s rôznymi nárokmi na vodu je možné povedať, že dochádza k nárastu podielu druhov s ekohodnotou 5 pri súčasnom poklese sumárneho zastúpenia druhov s ekohodnotou 8 a 9 (Obr. V.155a).

Prítomnosť druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti nebola v piatich rokoch sledovania pravidelná, v zastúpení druhov indikujúcich záplavy dochádza pravdepodobne k postupnému ubúdaniu. Avšak v rokoch, keď ich počet bol najnižší, objavili sa druhy indikujúce kolísanie vlhkosti a tým v sumárnom počte indikačných druhov nedošlo k poklesu. Päťročný časový rad údajov vykazuje znižovanie celkového počtu prítomných druhov. Invázny druh bol na tejto lokalite zaznamenaný iba v roku 1999 s nízkou pokryvnosťou (Obr. V.161a).

Monitorovacia plocha – Kisoroszi – mezofilná lúka

Všeobecné charakteristiky lokality sú totožné s charakteristikami vyššie hodnoteného vŕbového porastu. Rastlinné spoločenstvo mezofilnej lúky je možné zaradiť do asociácie Cirsio cani – Festucetum pratensis.

Priemerné ekohodnoty spoločenstva poukazujú na prítomnosť mierne vlhkého biotopu (Obr. V.146d).

V percentuálnom zastúpení druhov rôznych ekohodnôt je možné badať v priebehu päťročného monitoringu iba malé výkyvy (Obr. V.155b).

To isté platí aj pre počet druhov indikujúcich kolísanie vlhkosti a záplavy, i pre celkový počet prítomných druhov. Počet inváznych druhov sa však v roku 2003 zvýšil z troch na päť (Obr. V.161d).

V.3.3  Hodnotenie vývoja lesných porastov v oblasti vplyvu Vodného diela Gabčíkovo

Zaplavované – lužné lesy vytvárajú v súčasnosti malý podiel celkovej lesnatosti Európy. V minulosti sa rozprestierali v údolných nivách tokov od prameňa až po ústie. Dnes vytvárajú len úzke pásy v blízkosti tokov, väčšinou v medzihrádzových priestoroch, kde ich človek kvôli záplavovej vode nedokázal premeniť na poľnohospodársku pôdu. V dôsledku kvalitatívnej zmeny hydrologických pomerov (sústredenie prietoku) sa po vybudovaní protipovodňových hrádzí Dunaja postupne zhoršovali podmienky pre pôvodné tvrdé listnaté dreviny (dub letný, jaseň úzkolistý, brest hrabolistý). Prirodzenou náhradou sa stali mäkké listnaté dreviny (domáce čierne, biele a sivé topole, stromové vŕby). Za posledných 45 rokov však boli domáce málo produktívne a nekvalitné topole na 75 % z celkovej výmery nahradené šľachtenými euroamerickými hybridmi. Rozhodujúcu úlohu pre existenciu citlivého spoločenstva lužných lesov zohrávajú najmä záplavy a ich pravidelnosť, výška a dynamika hladiny podzemnej vody, ale aj antropogénna záťaž. Záplavy a podzemná voda takmer zotierajú i vplyv nadmorskej výšky, klimatického charakteru územia a zemepisnej polohy (Krajňáková, 2001). Keďže vplyvom výstavby a prevádzky VD Gabčíkovo došlo k zmenám hydrologického režimu oblasti, pristúpilo sa i k monitorovaniu lesných spoločenstiev.

Prvé údaje monitorovania lesných porastov na slovenskom území pochádzajú z roku 1989. Hoci v prvých rokoch monitorovania bol zoznam sledovaných ukazovateľov porastu a použitých metodík hodnotenia širší, nepretržitosť monitorovania je do súčasnosti zachovaná v ukazovateľoch strednej výšky a hrúbky porastu a v terestrickom hodnotení zdravotného stavu stromov (index SAO). Na druhej strane, zoznam sledovaných ukazovateľov bol od roku 1996 doplnený o merania týždňových obvodových prírastkov vybraných stromov a o pozorovanie najnebezpečnejších ochorení. Rozloženie monitorovacích plôch bolo zvolené tak, aby boli obsiahnuté jednotlivé oblasti, v ktorých sa vplyvy VDG prejavujú rozdielne (Obr. V.162). V Biskupickom regióne, ktorý sa vyznačuje výrazným zvýšením hladiny podzemnej vody po napustení čunovskej zdrže, sú v súčasnosti sledované plochy č. 2692, 2696, 2697 a 2698. V oblasti inundácie medzi starým korytom Dunaja a prívodným kanálom sa rozprestierajú plochy č. 2681–2690, 4219 a 4349, avšak abiotické podmienky týchto biotopov sú rozdielne v závislosti od ich umiestnenia vo vzťahu k Dunaju a k systému ramennej sústavy, ako aj pôdneho profilu. Plochy č. 3802 a 3803 sa nachádzajú pod sútokom Dunaja s odpadovým kanálom, slúžia ako kontrolné plochy. Označenie plôch, druhové zloženie a vek sledovaných porastov je zhrnuté v Tab. V.11.

Údaje monitorovania lesných porastov na maďarskej strane boli poskytnuté v rámci výmeny údajov podľa Dohody o niektorých dočasných technických opatreniach a prietokoch do Dunaja a Mošonského ramena Dunaja z roku 1995. Zoznam monitorovaných plôch a základné údaje porastov udáva Tab. V.11. Plochy sa nachádzajú v inundačnej oblasti Dunaja, s výnimkou plochy č. 9452, ktorá leží v oblasti chránenej proti povodniam, bližšie k Mošonskému Dunaju (Obr. V.162). Údaje o umiestnení hladiny podzemnej vody na hodnotených plochách sú slovenskej strane k dispozícii z plôch č. 9452, 9498, 9994 a 9995.

Vstupnými údajmi hodnotenia sú údaje strednej výšky a hrúbky stromov porastu v období medzi rokmi 1990-2003. Obdobie pred prehradením Dunaja je reprezentované údajmi z vegetačného obdobia troch rokov: 1990 - 1992 (údaje z Biskupického regiónu sú k dispozícii od roku 1989). Na niektorých lokalitách sa od roku 1997 hodnotia aj údaje týždenných hrúbkových prírastkov troch vybraných stromov.

Tab. V.11  Monitorovanie lesných porastov (údaje platné pre rok 2003)

Najvýznamnejším použitým znakom na určenie rastových (i produkčných) podmienok lesných porastov je bonita dreviny. Určuje sa na základe strednej výšky porastu a veku. Je ukazovateľom produktívnosti - rastového potenciálu drevín na danom stanovišti.

Bonitné zatriedenie porastu je možné uskutočniť podľa relatívnej a absolútnej bonity:

• relatívna bonita je zaradenie rastových schopností danej dreviny do niekoľkostupňovej škály, pričom bonitný stupeň 1 znamená najprirastavejší porast (Matečný, 1992).

• absolútna bonita vyjadruje strednú výšku združeného porastu vzťahovanú na referenčný vek. U hlavných drevín (dub, buk, smrek, jedľa, borovica) je referenčný vek 100 rokov, pre rýchlorastúce topole je to však 30 rokov (napr. v prípade výškových kriviek pre topoľ “Robusta“ bonita 40 sa vzťahuje na porast, ktorý vo veku 30 rokov bude mať strednú výšku 40 m). Absolútne bonity majú lepšiu výpovednú schopnosť (Matečný, 1992). Stanovenie absolútnej bonity porastov drevín mäkkých lužných lesov sa uskutočnilo podľa výškových bonitných kriviek pre topoľ “I-214“ a “Robusta“ vypracovaných LVÚ Zvolen, Výskumná stanica Gabčíkovo. Podľa kriviek pre topoľ “I-214“ boli hodnotené aj klony novošľachtených topoľov (“Pannonia“, “Gigant“, “OP-229“), pre ktoré zatiaľ nie sú vypracované podobné tabuľky. Odstupňovanie bonitných indexov pre dreviny mäkkých lužných lesov je po 4 m, kým pre dreviny tvrdých lužných lesov po 2 m v štandardnom veku. Dreviny tvrdých lužných lesov sú vyhodnocované podľa bonitných kriviek strednej výšky pre dub podľa Halaj, Petráš, 1998.

Pri interpretácii treba prihliadať na rozdielne metodiky stanovenia strednej výšky a hrúbky porastov na oboch stranách Dunaja. Stredná výška porastu je na slovenskej strane stanovovaná ako aritmetický priemer hodnôt nameraných na vybraných (väčšinou päťdesiatich) stromoch. Obvod kmeňa jednotlivých stromov sa zisťuje vo výške 1,3 m nad terénom. Spätne sa vypočítava priemer kmeňa, pričom strednú hrúbku porastu udáva aritmetický priemer týchto hodnôt. Obvod kmeňa stromov na maďarskej strane slúži v prvom kroku na výpočet kruhovej plochy prierezu kmeňov jedincov. Po spriemerovaní plôch je spätne vypočítaný priemer, udávajúci strednú hrúbku kmeňov porastu. Stanovenie strednej výšky porastu sa uskutočňuje pomocou váženého priemeru nameraných hodnôt, pričom váhou je kruhová plocha prierezu kmeňa stromov. Porovnateľnosť výsledkov je i napriek týmto rozdielom v porastoch pozostávajúcich zo stromov s podobnou hrúbkou, teda i v sledovaných rovnovekých hospodárskych porastoch, značná. Rozdielnosť výsledkov by zvyšovala prítomnosť tenkých jedincov, metodika maďarskej strany totiž zvyšuje váhu hrubších stromov. Rozdielna metodika výpočtu strednej výšky a hrúbky porastu zapríčiňuje i častejší výskyt negatívnych ročných prírastkov na maďarskej strane pri prípadnom vypadnutí (úhyne) sledovaných jedincov.

V hodnotení týždenných hrúbkových prírastkov stromov je zohľadnený aj vývoj priemernej týždennej teploty vzduchu a polohy hladiny podzemnej vody. Týždenné hrúbkové prírastky z maďarskej strany nehodnotíme, pretože slovenskej strane sú k dispozícii iba údaje topoľového porastu z lokality Lipót, kde rôznymi antropogénnymi činnosťami sú abiotické podmienky menené aj v rokoch po prehradení Dunaja. Ďalej sú k dispozícii údaje dubového porastu pri obci Dunasziget. Dub nie je z hľadiska vlhkostných podmienok náročný, preto prípadné zmeny tohto ukazovateľa sa v poraste odrážajú len nevýrazne.

Hodnotenie slovenského územia

Rast topoľa Robusta v inundácii Dunaja (Obr. V.163)

Topoľ Robusta vytváral v roku 1990, pri zahájení monitorovania, porast plôch č. 2682, 2684, 2685, 2686 a 2689.

Plocha č. 2682 (Gabčíkovo) sa nachádza nad sútokom starého koryta Dunaja a odpadového kanála. Oblasť býva pri vyšších vodných stavoch Dunaja v dôsledku spätného vzdutia pravidelne zaplavovaná. Trend vývoja hladiny podzemnej vody má však mierne klesajúci trend, ale jeho negatívne vplyvy sa vďaka výbornej retenčnej schopnosti pôdnej vrstvy výrazne neprejavujú. Hladina podzemnej vody sa v mimovegetačnom období väčšinou nachádza v štrkovej vrstve.

V umiestnení krivky výškového rastu porastu na bonitných krivkách topoľa Robusta nastalo pomerne výrazné zlepšenie po prvom vegetačnom období po prehradení Dunaja (r. 1993). Rast topoľov sa výrazne priblížil úrovni krivky pre bonitu 36 a v takmer všetkých nasledujúcich rokoch (1994-2003) bolo zaznamenané ďalšie mierne zlepšovanie rastu. V posledných 6 rokoch sledovania sa rast topoľov nachádza takmer v strede oblasti medzi výškovými krivkami bonity 36 a 40 (Obr. V.163a). Skokovitý nárast bežného výškového i hrúbkového prírastku v roku 1993 je viditeľný i na Obr. V.163b. K výraznému poklesu nedochádza ani po dosiahnutí obdobia kulminácie rastu. Podmienky pre rast stromov sú vyhovujúce počas celého sledovaného obdobia.

Plocha č. 2684 (Trstená na Ostrove) reprezentuje oblasť inundácie s regulovateľnou hladinou podzemnej vody, medzi líniou F a G. Nad líniou G sa nachádzajú i trvalo podmáčané plochy, nedostatok vlahy sa v tejto oblasti neočakáva. Hladina podzemnej vody sa počas celého vegetačného obdobia pohybuje v hrubej pôdnej vrstve s priaznivým zrnitostným zložením.

Rast topoľov pred prehradením Dunaja (r. 1990 - 1992) bol pod úrovňou absolútnej bonity 40, v nasledujúcich rokoch ju mierne prekročil. Vo veku 24 rokov hodnoty prírastku opäť mierne klesli pod krivku pre bonitu 40 a udržali sa na tejto úrovni až po vyťaženie v roku 2002. Na základe hodnotenia rastových parametrov šľachteného topoľa je možné hovoriť o pretrvávaní priaznivých abiotických podmienok v tejto oblasti (Obr. V.163a). Porast tejto plochy bol rovnoveký s porastom plochy č. 2682. Ako to i bonitné zatriedenie porastov ukazuje, výškový rast topoľov bol na ploche č. 2684 priaznivejší, v tom istom veku porast dosahoval o niekoľko metrov (2-5m) vyššiu strednú výšku, než porast plochy č. 2682. Rozdiely v strednej hrúbke porastov sú výraznejšie – 10-13 cm.  (Obr. V.163b)

Kumulatívny obvodový prírastok topoľa Robusta na monitorovacej ploche č. 2684 je na Obr. V.163c.

Plocha č. 2685 (Bodíky) sa nachádza medzi líniou E a F v inundačnej oblasti s regulovateľnou hladinou podzemnej vody. Podzemná voda je i po prehradení Dunaja v stálom kontakte s pôdnou vrstvou, jej umiestnenie spolu s obsahom vody v pôde je priaznivo ovplyvniteľné realizáciou riadených záplav.

Ustálené vlhkostné podmienky zabezpečujú priaznivé rastové podmienky pre porast topoľa Robusta v celom sledovanom období, až po vyťaženie porastu v roku 1999. Výškový rast topoľov bol umiestnený tesne pod výškovými krivkami pre najvyššiu bonitu 40 a mal ustálený charakter (Obr. V.163a). Plocha bola po vyťažení opätovne zalesnená v roku 2001 novošľachteným klonom topoľ Pannonia. Sadenice sa ujali, čo dosvedčuje pretrvávanie priaznivých podmienok pre rast topoľov. Rast mladých stromov bol prvý krát sledovaný počas vegetačného obdobia roku 2003, k vyhodnoteniu výsledkov dôjde v nasledujúcom roku. Pri hodnotení strednej hrúbky porastu topoľa Robusta, s prihliadnutím na vek stromov, je možné konštatovať, že topole na ostatných plochách v danom veku mali väčšiu strednú hrúbku (Obr. V.163b), výnimkou je len plocha č. 2682.

Plocha č. 2686 (Horný Bar) leží pod líniou B. Kontakt medzi hladinou podzemnej vody a nadložnou vrstvou sa vytvára väčšinou iba v čase záplav, nepriaznivé vplyvy tohto javu na biotu sú však stlmené hrúbkou pôdneho profilu. Dôležitou skutočnosťou je, že zlepšenie podmienok by bolo dosiahnuteľné realizáciou simulovaných záplav za súčasnej podpory zvýšených hladín vody v starom koryte Dunaja.

Výškový rast topoľov presahuje po celé sledované obdobie krivku pre absolútnu bonitu 40 (Obr. V.163a). Hrúbkový rast topoľov je na tejto ploche veľmi podobný stromom predchádzajúcej lokality (Obr. V.163b, Obr. V.163d).

Plocha č. 2689 (Vojka nad Dunajom) sa nachádza nad líniou B v pribrežnom páse Dunaja, ktorý je pod silným drenážnym vplyvom toku. Kontakt hladiny podzemnej vody s pôdnou vrstvou sa obnovuje väčšinou iba v čase záplav, spoločenstvá sú preto výrazne ovplyvnené meteorologickými podmienkami – zrážkovými úhrnmi v jednotlivých rokoch. Zrážková voda pomocou výbornej retenčnej schopnosti pôdy napomáha v zlepšení vlhkostných pomerov biotopu. Avšak v miestach s vysoko položenou štrkovou vrstvou je možné očakávať zhoršenie rastu stromov, a to hlavne v mladých porastoch, ktoré budú vysadené v nasledujúcich rokoch po uskutočnení rubnej ťažby súčasných porastov. Zlepšenie podmienok by bolo možné očakávať po zvýšení hladiny vody v starom koryte Dunaja. Pozitívny vplyv prirodzených a simulovaných záplav sa prejavuje vo zvýšení obsahu vody v pôde.

Rast topoľov bol v celom sledovanom období po kulminácii, avšak jeho rast prekračoval hodnoty absolútnej bonity 40, podobne ako mladší porast plochy č. 2686 (Obr. V.163a). Hrúbkový a výškový rast staršieho porastu bol v období monitorovania miernejší, v porovnaní s mladšími porastami (Obr. V.163b). V priebehu deväťročného monitorovania (1990-1998) nedošlo k zmene rastových charakteristík. V roku 1999 bol porast po dosiahnutí veku 39 rokov vyťažený. Zalesnenie plochy sa uskutočnilo v roku 2001 novošľachteným klonom Pannonia. Sadenice sa na ploche ujali nepravidelne. Vyschnuté koly boli v roku 2002 nahradené novými sadenicami, avšak výsledok napriek dobrým vlhkostným podmienkam roku bol podobný. Doplnenie porastu sa opätovne realizovalo na jar roku 2003, na konci suchého roka 2003 však bolo možné konštatovať iba ďalší neúspešný pokus zalesnenia. Tieto poznatky upozorňujú na existenciu takých vlhkostných podmienok, ktoré sú pre staršie porasty s dobre vyvinutým koreňovým systémom vyhovujúce, ale pre korene sadeníc sa voda miestami nachádza v nedostupnej håbke. Všeobecnú platnosť tohto javu však ruší príklad úspešného znovu zalesnenia v tejto oblasti. V rokoch 1999-2000 bola do monitorovania lesných porastov prechodne zaradená plocha č. 3800 (L-11a), ktorá sa nachádza v susedstve plochy č. 2689. Porast plochy v roku 2000 tvoril štvorročný topoľ Pannonia. Stredná výška stromov bola 9 m, teda rast stromov je možné charakterizovať absolútnou bonitou 40 podľa výškových kriviek pre topoľ I-214.

Rast topoľov I-214 (Pannonia, Gigant) v inundácii Dunaja Obr. V.164

Šľachteným topoľom I-214 boli pri zahájení monitorovania v inundácii zalesnené plochy č. 2683, 2687, 2688, 2690. Rastové tabuľky pre novošľachtené klony euroamerických topoľov Pannonia a Gigant zatiaľ nie sú zostavené, ich rast bol preto interpretovaný podľa výškových bonitných kriviek pre topoľ I-214. Porasty týchto novošľachtených klonov sú vyhodnocované z plôch 3802 a 3803. Klon Pannonia je v poslednej dobe vysádzaný v inundácii čoraz častejšie, meranie dendrometrických charakteristík mladých porastov na monitorovacích plochách bude zahájené v nasledujúcich rokoch.

Plocha č. 2683 (Sap) leží pri vyústení hlavného dotačného ramena (Bakanské rameno) do starého koryta Dunaja. Hladina podzemnej vody sa udržuje v hrubej pôdnej vrstve počas celého vegetačného obdobia, vlhkostný režim oblasti je pre vývoj mäkkého lužného lesa vyhovujúci.

Hodnoty strednej výšky porastu sa v celom sledovanom období pohybujú v tesnej blízkosti krivky pre absolútnu bonitu 40. Po prehradení Dunaja neboli badateľné žiadne zmeny tohto ukazovateľa (Obr. V.164a). Vo vegetačnom období roku 1993 bol zaznamenaný pokles prudkého hrúbkového rastu, ale v nasledujúcich rokoch je možné badať návrat na pôvodnú úroveň (Obr. V.164b). Z hľadiska týždenných kumulatívnych obvodových prírastkov bol rok 2001 mimoriadne priaznivý. (Obr. V.164c).

Plocha č. 2687 (Bodíky) sa nachádza pod líniou D. Táto časť inundácie sa vyznačuje mierne klesajúcim dlhodobým trendom hladiny podzemnej vody, pričom jej kontakt s nadložnou pôdnou vrstvou sa vytvára väčšinou iba v čase záplav. Nutnosť realizácie riadených záplav za súčasnej podpory zvýšených hladín vody v starom koryte Dunaja sa v tejto oblasti potvrdzuje.

Podobne, ako na predchádzajúcej lokalite, výškový rast porastu sa počas celého sledovaného obdobia pohybuje v tesnej blízkosti výškovej krivky pre bonitu 40 (Obr. V.164a). Jednorázový výraznejší nárast bežného výškového a hrúbkového prírastku stromov bol zaznamenaný v roku 1994 (Obr. V.164b). Porast bol vo veku 32 rokov na začiatku roku 2001 vyťažený a plocha bola následne zalesnená topoľom Pannonia. Zdravotný stav mladých topoľov bol v nasledujúcich dvoch rokoch (2002, 2003) dobrý, s ojedinelým výskytom hubového ochorenia a listových škodcov. Hoci vyhodnocovanie dendrometrických charakteristík začne až v roku 2004, je možné predpokladať pretrvávanie vhodných stanovištných podmienok pre pestovanie šľachtených topoľov.

Plocha č. 2688 (Vojka nad Dunajom) sa nachádza v pribrežnej zóne starého koryta Dunaja medzi líniou B a C. Vplyv drenážneho účinku toku je v cca 200-300 metrovom páse popri Dunaji silný, hladina podzemnej vody prichádza do kontaktu s pôdnou vrstvou iba počas záplav. Rastlinstvo tejto oblasti je z veľkej časti odkázané na zrážkovú vodu, ktorá vďaka výbornej retenčnej schopnosti pôdy výrazne napomáha pri zabezpečení vhodných vlhkostných podmienok. Zmiernenie drenážneho vplyvu toku by bolo možné docieliť zvýšením hladiny vody v starom koryte Dunaja, pozitívny vplyv simulovaných a prirodzených záplav je v obsahu vody v pôde preukázateľný.

Výškový rast topoľov pred prehradením Dunaja (1990-1992) bolo možné hodnotiť absolútnou bonitou 36. Po odklonení Dunaja – i napriek drenážnemu vplyvu - sa hodnoty začali postupne približovať ku krivke pre bonitu 40, v posledných 7 rokoch monitorovania (1997-2003) sa nachádzajú v jej tesnej blízkosti (Obr. V.164a). Najväčší výškový rast bol zaznamenaný počas vegetačného obdobia roku 1997 (vo veku 19 rokov), hrúbkový rast stromov bol intenzívnejší v období 1990-1996 (Obr. V.164b). Priebeh týždenných obvodových prírastkov vybraných troch jedincov v období 1997-2003 je znázornený na Obr. V.164d.

Plocha č. 2690 (Dobrohošť) sa nachádza v inundácii Dunaja pod líniou A. Hladina podzemnej vody je trvalo zaklesnutá do plytko ležiacej štrkovej vrstvy. K jej výstupom do pôdnej vrstvy v posledných rokoch dochádza iba v čase záplav. Začiatok postupného zaklesávania hladiny podzemnej vody je možné datovať v druhej polovici XX. storočia v dôsledku zaklesávania dna koryta. Zlepšenie, resp. udržanie súčasných stanovištných podmienok by bolo možné docieliť pravidelnou realizáciou simulovaných záplav za súčasnej podpory zvýšených hladín vody v starom koryte Dunaja.

Rast stromov pred prehradením Dunaja zodpovedal výškovým krivkám pre absolútnu bonitu 40. V nasledujúcich rokoch došlo k miernemu poklesu výškového rastu, jeho hodnoty je možné v posledných piatich rokoch (1999-2003) vykresliť do stredu oblasti medzi výškovými krivkami pre bonitu 36 a 40 (Obr. V.164a). V hodnotách strednej hrúbky porastu dochádza v jednotlivých rokoch k intenzívnejšiemu nárastu. Pri hodnotení strednej hrúbky porastu v danom veku však porast tejto plochy dosahuje spomedzi porastov topoľa I-214 najmenšiu hrúbku (Obr. V.164b). Toto zistenie ale nie je v súlade s hodnotením vývoja týždenných hrúbkových prírastkov troch vybraných stromov (Obr. V.164e). Hrúbkové prírastky sledovaných jedincov dosahujú vo väčšine monitorovaných rokov najväčšie hodnoty v rámci inundácie. Ich intenzívny rast však pravdepodobne nie je možné pripísať najpriaznivejším vlhkostným podmienkam. Po veternej kalamite v prvých rokoch monitorovania došlo k preriedeniu stromovej vrstvy, ostávajúce jedinci si preto vytvárajú väčšiu asimilačnú plochu, čo vedie k ich intenzívnejšiemu rastu.

Monitorovanie na kontrolných plochách č. 3802 (Medveďov) a č. 3803 (Kľúčovec) bolo zahájené v roku 1999. Kontrolné plochy sa nachádzajú pod sútokom starého koryta Dunaja a odpadového kanála, kde nie sú priame vplyvy Vodného diela Gabčíkovo. Podmienky pre rast novošľachtených topoľov sú v tejto oblasti veľmi priaznivé, výškový rast oboch klonov po celé sledované obdobie (1999-2003) presahuje hodnoty pre absolútnu bonitu 44 (pre topoľ I-214) (Obr. V.164a).

 Rast topoľa Pannonia v Biskupickom regióne Obr. V.164a

Porasty drevín mäkkých lužných lesov sú v biskupickom regióne v posledných desaťročiach málo zastúpené. V rámci monitorovania sú reprezentované monitorovacou plochou č. 2692 (Bratislava - Ružinov). Porast tvoril, v čase založenia monitorovacej plochy (v roku 1989), 17-ročný porast šľachteného topoľa I-214. Pomerne mladý porast sa v podmienkach so zaklesnutou hladinou podzemnej vody a absenciou záplav pred prehradením Dunaja vyznačoval pomerne pomalým výškovým rastom typickým pre bonitu 24. Hladina podzemnej vody po napustení čunovskej zdrže (r. 1992) trvale vystúpila do pôdnej vrstvy, o čom svedčí aj rýchli vzostup rastovej krivky porastu nad krivku pre bonitu 28 v nasledujúcich rokoch. Po dosiahnutí rubného veku bol porast topoľa I-214 v roku 1998 vyťažený, monitorovanie prebieha od nasledujúceho roku v mladom poraste novošľachteného klonu Pannonia. Jeho výškový rast sústavne presahuje najvyššiu výškovú krivku pre bonitu 44, stanovenú pre topoľ I-214 organizáciou LVÚ Zvolen. Výškové krivky pre topoľ Pannonia zatiaľ nie sú stanovené, preto sú tieto údaje vzťahované na krivky topoľa I-214, ktorý má tiež veľmi dobrú prirastavosť. Krivka výškového rastu porastu je navyše porovnateľná s krivkou porastu totožného klonu na kontrolnej ploche č. 3802 pod sútokom odpadového kanála a starého koryta Dunaja (Obr. V.164a).

Rast vŕby bielej v inundácii Dunaja Obr. V.165a

Zastúpenie porastov šľachtených vŕb je v inundácii Dunaja nevýrazné, v rámci monitorovania lesa sú reprezentované porastom vŕby bielej Gabčíkovo 9 na ploche č. 2681. Rastové krivky pre výškový rast šľachtených vŕb nie sú pre podmienky inundácie Dunaja k dispozícii, bonitné zatriedenie porastu preto nie je hodnotené.

Plocha č. 2681 (Gabčíkovo) sa nachádza nad sútokom odpadového kanála a starého koryta Dunaja, kde vplyvom spätného vzdutia sú vlhkostné podmienky priaznivé i po prehradení Dunaja.

Výškový rast vŕb bol v období sledovania (1990-2000) pomerne vyrovnaný, rast stromov bol pomalší v rokoch 1994-1995 a 1999. Hrúbkový rast vŕb bol najvýraznejší počas vegetačného obdobia roku 1993 (Obr. V.164b). Hoci tieto výsledky nenaznačujú zhoršenie rastových podmienok pre vývoj vŕb, neúspešné pokusy o znovuzalesnenie plochy v roku 2002 a 2003 upozorňujú na zraniteľnosť spoločenstva. Po dosiahnutí rubnej zrelosti bol pôvodne monitorovaný porast vŕby v roku 2001 vyťažený. Opätovné zalesnenie totožným klonom vŕby bolo uskutočnené na jar roku 2002. Klony sa pri priaznivých hydrologických podmienkach ujali. Počas zimy bola lokalita viackrát zaplavená a kolísaním ľadovej vrstvy sa koly mechanicky poškodili a vyschli. Plocha bola znovu zalesnená na jar roku 2003, avšak vplyvom nepriaznivých meteorologických (mimoriadne teplo a sucho) a hydrologických podmienok (veľmi nízke prietoky Dunaja) sa sadenice neujali.

Rast drevín tvrdých lužných lesov v Biskupickom regióne Obr. V.165b,c

Lesné spoločenstvá v biskupickom regióne majú v prevažnej miere charakter tvrdého lužného lesa. Nedostatok prístupnej vody na transpiráciu sa v oblasti pred napustením zdrže prejavoval veľkoplošným presychaním a odumieraním lesných spoločenstiev. Kapilárne vzlínanie hlboko zaklesnutej vody značne obmedzovali hrubozrnné štrkové polohy a vyšší obsahu piesčitých frakcií a častejšom výskyte štrkových lavíc v pôdnych horizontoch oblasti, než v dolnom úseku Dunaja (Hrušov - Sap). Stabilita spoločenstiev pred prehradením Dunaja bola silne oslabená. V súčasnosti je možné pozorovať rozsiahlu revitalizáciu lesného komplexu pod Bratislavou. Po napustení čunovskej zdrže totiž došlo k výraznému stúpnutiu hladiny podzemnej vody vo veľkej časti územia. Hladina sa na tejto úrovni ustálila a v priebehu roka kolíše len minimálne. Napriek tomu, na monitorovacích plochách č. 2696 a 2698 je hladina podzemnej vody aj naďalej zaklesnutá v štrkovom podloží pôdneho horizontu a zásobenie lesných porastov vodou je závislé takmer výlučne od atmosferických zrážok. Okrem vyššie spomínaných dvoch monitorovacích plôch sú porasty tvrdých lužných lesov Biskupického regiónu reprezentované plochou č. 2697, kde zóna koreňového systému je ovplyvňovaná vysoko položenou hladinou podzemnej vody.

Výškový rast 69-ročného porastu duba letného na monitorovacej ploche č. 2696 (Podunajské Biskupice) v čase založenia monitorovacej plochy v roku 1989 mierne presahoval krivku bonity 28. V ďalších rokoch (1990-1992) bol zaregistrovaný podobný výškový rast porastu, avšak po napustení čunovskej zdrže bol v roku 1993 zaznamenaný prudší výškový nárast stromov. Ďalšie sledované obdobie je charakterizované sústavným miernym zlepšovaním rastových charakteristík porastu, jeho výšková prirastavosť v posledných piatich rokoch mierne presahuje i krivku bonity 30 (Obr. V.165b). Hodnotenie výškového rastu porastu duba letného po napustení zdrže svedčí o tom, že hoci hladina podzemnej vody nie je v trvalom kontakte s nadložnou pôdnou vrstvou, hydrologické pomery pre rast duba letného sa zlepšili. Dosvedčuje to i výrazný pokles hodnôt defoliácie porastu monitorovacej plochy v posledných rokoch. Po napustení čunovskej zdrže je sústavne zaznamenávaný aj signifikantný nárast hodnôt bežných ročných hrúbkových prírastkov porastu (Obr. V.165c).

Plocha č. 2697 (Podunajské Biskupice) sa vyznačuje najvýraznejšími pozitívnymi zmenami hydrologického režimu, ktoré však nie sú preukázateľné na základe vývoja rastových charakteristík porastu. Výškový rast porastu duba letného slavónskeho pred prehradením Dunaja presahoval krivku najvyššej bonity 36, v posledných sledovaných rokoch sa nachádza tesne pod spomínanou krivkou. Výšková prirastavosť stromov je počas celého sledovaného obdobia pomerne vyrovnaná (údaje z rokov 1995 a 1999 sú pravdepodobne zaťažené chybou) (Obr. V.165b). Ďalej je potrebné spomenúť, že v čase zisťovania východiskového stavu (r. 1989-1992) boli v poraste badateľné znaky hromadného hynutia duba. V posledných rokoch sa pozoruje značný ústup týchto symptómov. Intenzita hrúbkového prirastania stromov ostáva takisto počas celého sledovaného obdobia na podobnej úrovni (Obr. V.165c).

Rast stromov na ploche č. 2698 (Podunajské Biskupice) zodpovedá menej priaznivým hydrologickým podmienkam pre porast jaseňa, ktorý by pre svoj ideálny rast potreboval občasné zaplavenia a vyššie položenú hladinu podzemnej vody (s kontaktom s nadložnou pôdnou vrstvou). Výškový rast jaseňa štíhleho je interpretovaný na základe rastových kriviek duba, preto hodnotenie je iba orientačné. Z tvaru krivky stredných výšok porastu jaseňa v sledovanom období je možné usúdiť na prechodné mierne zhoršenie výškového rastu stromov po prehradení Dunaja, avšak intenzita rastu sa v posledných rokoch opätovne približuje intenzite pred napustením zdrže (Obr. V.165b). Grafy strednej výšky a hrúbky porastu na Obr. V.165c sa pred prehradením prelínali. Krivka strednej hrúbky stromov začala byť v ďalších rokoch strmšia, pričom krivky sa v posledných štyroch rokoch stávajú paralelnými. Popri vyššie hodnotených základných biometrických charakteristikách o prospievaní porastu vypovedá i ukazovateľ zdravotného stavu – index straty asimilačných orgánov stromov. Vo vývoji tohto indexu bolo po napustení čunovskej zdrže zaznamenané výrazné zlepšenie.

Hodnotenie maďarského územia

Rast topoľa Robusta a ďalších mäkkých listnatých drevín (vŕba biela, topoľ sivý a topoľ OP-229)

Porast topoľa Robusta sa v roku 1991 nachádzal na plochách č. 9600, 9495, 9496. Rastové tabuľky tohto klonu boli použité i pre vyhodnotenie výškového rastu ďalších druhov a klonov, pre ktoré podobné tabuľky ešte neboli vytvorené: vŕba biela (v roku 1991 tvorila prímes porastu plôch č. 9498 a 9452), topoľ sivý (v roku 1991 tvoril prímes porastu plochy č. 9498) a topoľ OP-229 (tvorí porast plochy č. 9992 a 9979). Klon topoľa Pannonia je hodnotený kvôli intenzívnejšiemu výškovému rastu podľa rastových kriviek topoľa I-214.

Plocha č. 9600 (Dunakiliti 6B) leží pri obci Dunakiliti pod čunovskou zdržou. Pred prehradením Dunaja sa hladina podzemnej vody pohybovala 1,5-4 m pod terénom. V rokoch 1993-1994, keď nebola zabezpečená dostatočná dotácia vody do pravostrannej ramennej sústavy sa hladina podzemnej vody nachádzala prevažne v håbke 3-3,8 m, pričom na rozdiel od obdobia pred prehradením hladina podzemnej vody vo vegetačnom období takmer vôbec nezásobovala horizonty dostupné pre korene drevín. Nedostatok vlahy sa v nasledujúcich rokoch odrazil na spomalení ich rastu. Po zavedení dotácie vody pomocou dnovej prehrádzky v Dunaji hladina podzemnej vody kolísala 2-3 m pod terénom, čo stromom zabezpečuje priaznivejšie zásobovanie vlahou. Rast topoľa Robusta pred prehradením Dunaja (na základe rastu vo vegetačnom období roku 1991 a 1992) zodpovedal výškovým krivkám pre absolútnu bonitu 36. Rast stromov sa v období 1995-2001 mierne spomalil, v posledných dvoch rokoch monitorovania (2002, 2003) je však možné badať návrat na úroveň krivky pre bonitu 36 (Obr. V.166a). Hrúbkový rast stromov mal počas sledovaného obdobia podobný charakter (Obr. V.166b).

Na ploche č. 9992 (Dunakiliti 13B), medzi obcami Dunakiliti a Doborgazsziget sa nachádza porast šľachteného topoľa OP-229. Hladina podzemnej vody sa pred prehradením pohybovala 1-4 m pod terénom. V rokoch 1993-1994, pri nedostatočnom zásobovaní vodou, hladina podzemnej vody výrazne zaklesla a kolísala v håbke 3,5-4,5 m pod terénom. Od napustenia ramennej sústavy vodou v roku 1995 sa hladina podzemnej vody pohybuje v håbke 2-4 m pod terénom. Na základe hodnotenia výškového rastu tohto klonu podľa výškových kriviek topoľa Robusta je možné konštatovať pomerne ustálený rast počas celého obdobia sledovania (1991-2003). Výškový rast stromov kolíše v tesnej blízkosti krivky pre absolútnu bonitu 32 (Obr. V.166a). Hrúbkový rast porastu je taktiež vyrovnaný (Obr. V.166b).

Na ploche č. 9495 (Dunasziget 34A) tvorili v roku 1991 jedince topoľa Robusta prímes porastu topoľa I-214. Hladina podzemnej vody na monitorovacej ploche, ktorá sa nachádza pri obci Doborgazsziget, sa pred prehradením pohybovala 1,5-4,5 m pod terénom. V rokoch 1993-1994, počas nedostatočného zásobovania ramennej sústavy, sa hladina podzemnej vody nachádzala v håbke 3,6-4,2 m pod terénom, čo neumožňovalo zvlhčovanie pokryvných vrstiev. Po zavedení dotácie vody v roku 1995 hladina vody kolíše 3-4,5 m pod povrchom. Merania výškového rastu sa robili od roku 1991 do 1997. Za celé toto obdobie nárast výšky stromov nebol zistený, hoci v roku 1992 výška týchto stromov sa približovala rastovým krivkám pre absolútnu bonitu 40 (Obr. V.166a). Existencia nulových ročných výškových prírastkov, popri hrúbkových prírastkoch porovnateľných s prírastkami ostatných porastov tohto klonu, je v rámci monitorovania ojedinelým javom a v skutočnosti ani nemôže vzniknúť. (Obr. V.166b). Teoreticky takýto jav môže vzniknúť ako výsledok postupného vypadávania vysokých jedincov stromov z porastu. Monitoring na tejto ploche skončil v roku 1998.

Hlavnou porastotvornou drevinou plochy č. 9496 (Dunasziget E5) je topoľ Robusta. Hladina podzemnej vody sa pred prehradením pohybovala v håbke 0,5-3,5 m pod terénom. Po prehradení sa hladina podzemnej vody v rokoch 1993-1994 nachádzala v håbke 3,2-3,6 m. Po zabezpečení dotácie vody do pravostrannej ramennej sústavy hladina vody kolíše 2,4-3,6 m pod terénom. Výškový rast tohto porastu v rokoch 1991-1992 mierne presahoval krivku pre absolútnu bonitu 36. V nasledujúcich rokoch (1993-1996) dochádzalo k jeho postupnému klesaniu, pričom v roku 1997 - podobne ako na ostatných plochách - intenzita rastu začala stúpať. Porast bol sledovaný do roku 1998 (Obr. V.166a). Výškový rast porastu bol podobný rastu ostatných sledovaných plôch tohto klonu (Obr. V.166b).

Porast plochy č. 9498 (Dunasziget 11D) tvorí šľachtený topoľ I-214 s prímesou vŕby bielej a topoľa sivého. Plocha sa nachádza pri obci Dunasziget. Hladina podzemnej vody sa pred prehradením pohybovala v håbke 0-2,6 m pod terénom a pravdepodobne často vystupovala až na povrch. Po prehradení Dunaja v rokoch 1993-1994 hladina podzemnej vody kolísala v håbke 2-2,6 m, bez zalievania povrchu, čo sa odrazilo najmä degradáciou vŕb. Po zavedení dotácie vody pomocou dnovej prehrádzky sa hladina podzemnej vody nachádza v håbke 0,7-2,6 m s občasným zaplavením povrchu. Výškový rast topoľa sivého sa v hodnotenom období 1991-1994 postupne spomaľoval, intenzita rastu mladého domáceho druhu zodpovedala absolútnej bonite 24 pre rýchlorastúci šľachtený topoľ Robusta (Obr. V.166a). Hrúbkový rast drevín bol mierne intenzívnejší (Obr. V.166b). Vo výškovom raste prímesnej dreviny – vŕby bielej, ktorá má vysoké nároky na vodu – nastal v roku 1993 zlomový pokles. Podľa výškových kriviek pre topoľ Robusta rast vŕby v rokoch 1991 a 1992 zodpovedal bonite 40 a v roku 1993 klesol pod úroveň bonity 36 (Obr. V.166a). Podobný pokles v hrúbkovom raste stromov nebol zaznamenaný (Obr. V.166b), preto nízka hodnota výškového rastu môže súvisieť s vypadávaním vysokých jedincov z porastu.

Údaje z plochy č. 9979 (Lipót 27D), ktorá sa nachádza neďaleko obce Ásványráró, sú k dispozícii z obdobia 1997-2003. Hladina podzemnej vody pred prehradením Dunaja kolísala 0-2,5 m pod povrchom, pričom pri vysokých vodných stavoch na Dunaji vystupovala na povrch. Po zavedení dotácie vody sa hladina vody nachádza v håbke 1-3,8 m pod terénom. Na povrch vystupuje pri povodniach. Rast topoľa OP-229 zodpovedal výškovým krivkám pre absolútnu bonitu 40 v celom sledovanom období s menším prechodným poklesom v rokoch 2000-2001 (Obr. V.166a). Hrúbkový rast stromov bol podobný, výnimku tvorí rok 1997, keď bola zaznamenaná veľmi vysoká hodnota bežného ročného hrúbkového prírastku porastu, ktorú by bolo potrebné preveriť (Obr. V.166b).

V oblasti chránenej proti povodniam pri obci Hédervár sa nachádza plocha č. 9452 (Hédervár 11B). Hladina podzemnej vody sa počas celého pozorovaného obdobia nachádza v håbke 0,3-1,5 m pod terénom. Prehradenie Dunaja ani dotácia vody sa na priebehu hladiny neprejavili, vlhkostné podmienky ostali zachované. V staršom miešanom poraste jelše a jaseňa je možné nájsť prímes vŕby bielej, topoľa I-214 a duba letného. Pre prímesové dreviny sa udáva vek totožný s hlavným porastom (v období 1992-2003 48-59 rokov), pričom pre prímes topoľa a vŕby to nie je pravdepodobné. Hoci výškový rast vŕby bielej je v Obr. V.166a zakreslený vo vyššie uvedenom veku, jeho hodnotenie podľa výškových kriviek je už nereálne. Vyrovnané hodnoty bežných ročných výškových prírastkov i po prehradení Dunaja však naznačujú pretrvávanie vhodných stanovištných podmienok i pre rast tohto náročného druhu na vodu. Prekvapujúca je aj výborná výšková prirastavosť jedincov vo výrazne suchom roku 2003 (Obr. V.166a). Hrúbková prirastavosť stromov bola v roku 2003 porovnateľná s predchádzajúcimi ročnými prírastkami, z hľadiska tohto ukazovateľa došlo k poklesu v priebehu vegetačného obdobia roku 2002 (Obr. V.166b).

Rast topoľa I-214 a topoľa Pannonia Obr. V.167

Porast topoľa I-214 sa v hodnotenom období nachádzal na plochách č. 9991, 9495, 9498, 9690 a 9980, a prímes tohto klonu sa nachádza v miešanom poraste jelše a jaseňa na ploche č. 9452. Výškový rast klonu Pannonia sa taktiež vyhodnocuje na základe výškových kriviek pre rýchlorastúci klon topoľa I-214. Topoľ Pannonia tvoril v roku 1991 porast plôch Lipót 4A/1 (č. 9995) a Lipót 27C1.

Monitorovacia plocha č. 9991 (Dunakiliti 14C) sa nachádza medzi obcami Dunakiliti a Doborgazsziget. Priebeh hladiny podzemnej vody na tejto ploche je podobný ako priebeh hladiny na ploche č. 9992 (Dunakiliti 13B). Výškový rast topoľa I-214 na tejto ploche prevyšoval v období pred prehradením krivku absolútnej bonity 40. Tri - štyri roky po prehradení sa rast stromov mierne spomalil a klesol pod krivku pre bonitu 40. V rokoch 2002 a 2003 je možné pozorovať návrat intenzity rastu na úroveň krivky pre bonitu 40 (Obr. V.167a). Hrúbkový rast stromov bol v celom období sledovania pomerne vyrovnaný, najintenzívnejší rast bol zaznamenaný v roku 1997 (Obr. V.167b).

Charakteristika priebehu hladiny podzemnej vody na lokalite č. 9495 (Dunasziget 34A) je uvedená vyššie. Porast topoľa I-214 sa v posledných dvoch vegetačných obdobiach pred prehradením Dunaja vyznačoval výškovým rastom presahujúcim absolútnu bonitu 40, bol však klesajúci. Po prehradení Dunaja bol ďalší pokles výškového prírastku len veľmi mierny (Obr. V.167a ). Monitoring bol v roku 1997 ukončený. Hrúbkový rast stromov bol v celom sledovanom období pomerne vyrovnaný (Obr. V.167b).

Porast šľachteného topoľa I-214 na ploche č. 9498 (Dunasziget 11D) sa pred prehradením Dunaja vyznačoval výškovým rastom presahujúcim krivku pre absolútnu bonitu 36. Vývoj hladiny podzemnej vody na lokalite je charakterizovaný vyššie. Pokles intenzity rastu bol do roku 1994 nepatrný, v monitorovaní sa v ďalších rokoch nepokračovalo (Obr. V.167a). Hrúbkový rast stromov bol počas vegetačného obdobia roku 1992 intenzívnejší, než v prvých rokoch po odklonení Dunaja (Obr. V.167b).

Hladina podzemnej vody na plochách č. 9690 (Ásványráró 6G) a č. 9980 (Lipót 4A/4) pred prehradením Dunaja kolísala 0-2,5 m pod povrchom, pričom pri vysokých vodných stavoch na Dunaji podzemná voda vystupovala na povrch. Po zavedení dotácie vody sa hladina vody nachádza v håbke 1-3,8 m pod terénom. Na povrch vystupuje iba občas pri povodniach. Výškový rast hodnoteného klonu na ploche č. 9690 (Ásványráró 6G) bol napriek priaznivým vlhkostným podmienkam najpomalší spomedzi sledovaných porastov topoľa I-214. V celom období sledovania (1991-1997) presahuje krivku pre absolútnu bonitu 28 (Obr. V.167a). Znamená to, že výšková prirastavosť stromov je veľmi pomalá, hrúbková prirastavosť stromov však bola výrazne intenzívnejšia (Obr. V.167b). Výškový rast topoľa I-214 na ploche č. 9980 (Lipót 4A/4) pred prehradením Dunaja presahoval krivku pre absolútnu bonitu 36. V prvých rokoch po odklonení rast zodpovedal krivke pre bonitu 40, neskôr však došlo k jeho prechodnému miernemu poklesu. Intenzita rastu v rokoch 2002 a 2003 znova presiahla i krivku pre bonitu 40 (Obr. V.167a). Veľmi intenzívny hrúbkový rast mladého topoľa (v roku 1991 6-ročný) s narastajúcim vekom spomalil, ale naďalej dosahuje vysoké hodnoty (Obr. V.167b).

Hladina podzemnej vody na susednej ploche č. 9995 (Lipót 4A/1) sa pred prehradením pohybovala v håbke od 0 do 2,6 m. Po prehradení v rokoch 1993-1994 sa hladina podzemnej vody nachádzala v håbke 2 až 3,5 m. Po zavedení dotácie vody v roku 1995 hladina podzemnej vody kolíše od 1,4 do 3,5 m, pričom pri vysokých stavoch býva lokalita zaplavená. Rast topoľa Pannonia je na tejto ploche intenzívny. V celom období sledovania dosahuje hodnoty v tesnej blízkosti krivky pre absolútnu bonitu 40 stanovenej pre topoľ I-214. Najvyššie hodnoty boli zaznamenané v rokoch 2002 a 2003, pričom vlhkostné podmienky roku 2003 boli mimoriadne nepriaznivé (Obr. V.167a). Vyššie spomínané spomalenie hrúbkového rastu mladého topoľa vo veku cca po desiatom roku je badateľné i v poraste topoľa Pannonia, ktorý je rovnoveký s topoľom I-214 na ploche č. 9980 (Obr. V.167b).

Výškový rast klonu Pannonia bol na blízkej ploche č. 9996 (Lipót 27C1) intenzívnejší. Pred prehradením Dunaja sa hladina podzemnej vody pohybovala v håbke 0 až 2,5 m pod povrchom a rast stromov presahoval krivku pre absolútnu bonitu 44, mal však klesajúcu tendenciu (podľa údajov roku 1991 a 1992). V prvých rokoch po odklonení (1993-1994) bol zaznamenaný ďalší mierny pokles (Obr. V.167a). Hladina vody sa v tomto období pohybovala v håbke 2,5 až 3,5 m. Rastové údaje z tejto plochy sú k dispozícii iba do roku 1994.

Pre prímes topoľa I-214 v miešanom poraste plochy č. 9452 (Hédervár 11B) sa taktiež udáva v období 1992-2003 vek 48-59 rokov, ako pre porastotvorné dreviny tvrdých lužných lesov (Alnus glutinosa, Fraxinus excelsior). Tento vysoký vek je pre šľachtený topoľ nepravdepodobný. Hodnotenie výškového rastu klonu pomocou výškových rastových kriviek je preto nemožné, avšak z Obr. V.167a je možné vidieť, že k poklesu intenzity rastu v prvých rokoch po odklonení Dunaj nedošlo. Dočasný pokles prirastavosti porastu bol zaznamenaný v rokoch 1998-2001. Prirastavosť klonu v roku 2003 s mimoriadne nepriaznivými vlhkostnými podmienkami bola veľmi nízka (Obr. V.167a). Z Obr. V.167a  a  Obr. V.167b je však vidieť, že súčasne s poklesom prirastavosti v roku 1998 bolo zaznamenané i zníženie strednej výšky porastu, ktorá v ďalších rokoch mierne narastala. Tieto údaje je potrebné overiť. Pokiaľ pokles strednej výšky je vyvolaný výpadkom niektorých jedincov, potom metodika určovania strednej výšky porastu je z hľadiska interpretácie vplyvov na rast porastu nesprávna. Hrúbková prirastavosť stromov je v celom období sledovania vyrovnaná (Obr. V.167b). Vývoj abiotických podmienok je uvedený vyššie.

Rast drevín tvrdých lužných lesov – duba letného, jelše lepkavej, jelše sivej, jaseňa amerického, jaseňa štíhleho, bresta väzového (+ javora horského) Obr. V.168

Dreviny tvrdých lužných lesov vytvárali v roku 1991 porast, resp. jeho prímes na plochách č. 9496, 9994 a 9452. Keďže taká zmena vodného režimu, ktorá by sa výrazne prejavila i v porastoch tvrdých lužných lesov nebola zaznamenaná, hodnotenie vývoja rastu drevín tvrdých lužných lesov je iba orientačné. Stredná výška stromov rôznych druhov je vynesená do grafu výškových bonitných kriviek pre dub (Halaj, Petráš, 1998).

Charakteristika priebehu hladiny podzemnej vody na lokalite č. 9496 (Dunasziget 5E) je uvedená vyššie. Na ploche sa nachádza porast šľachteného topoľa Robusta s prímesou jaseňa štíhleho a bresta väzového. Výškový rast prímesnej dreviny jaseňa štíhleho síce výrazne presahuje krivku najvyššej bonity 36 pre dub, ale je v celom sledovanom období (1991-1997) mierny. Výšková prirastavosť bresta väzového je taktiež pomerne pomalá a vyrovnaná, pričom pretína najvyššie rastové krivky duba (Obr. V.168a). Hrúbkový rast stromov oboch druhov je intenzívnejší a je pomerne vyrovnaný v celom sledovanom období (Obr. V.168b).

Porast plochy č. 9994 (Dunasziget 22B1) tvorí dub letný s prímesou jaseňa amerického, jelše sivej a javora horského. Hladina podzemnej voda pred prehradením Dunaja sa na tejto lokalite pohybovala od 0,5 do 3,3 m pod terénom. Pri záplavách bývala zatápaná. Po prehradení Dunaja v rokoch 1993-1994 hladina podzemnej vody kolísala od 3,1 do 3,8 m pod povrchom. Od zavedenia dotácie vody do pravostrannej ramennej sústavy v roku 1995 sa hladina pohybuje v håbke 2,3 až 3,8 m. Lokalita je v súčasnosti zaplavovaná len pri najvyšších prietokoch v Dunaji. Výškový rast všetkých druhov je vyrovnaný s porovnateľnou tendenciou. Po prehradení Dunaja nebolo zaznamenané signifikantné spomalenie rastu žiadnej prítomnej dreviny. Rast duba letného mierne presahuje krivku bonity 34. Orientačne je možné uviesť, že na mierne nižšej úrovni sa nachádza rast jaseňa amerického a jelše sivej, výškový rast javora horského sa približuje výškovej krivke duba pre bonitu 30 (Obr. V.168a). V roku 1999 bola zaznamenaná záporná hodnota bežného ročného výškového prírastku porastotvornej dreviny a v rokoch 2000 a 2003 jej bežného ročného hrúbkového prírastku. Keďže sa stredná výška počíta z váženého priemeru, pokles pravdepodobne môže byť výsledkom aj vypadnutia hrubému stromu. Platnosť týchto údajov by bolo potrebné overiť. V roku 1998 došlo k poklesu strednej výšky prímesu jaseňa amerického v porovnaní s predchádzajúcim rokom, pričom stredná hrúbka mierne rástla. Z hľadiska narastania strednej výšky prímesi jelše sivej bol rok 1998 najnepriaznivejší, ale záporné hodnoty rastu sa nevyskytli. Tie boli zaznamenané v hodnotách strednej hrúbky v rokoch 1997-2001, z rokov 2002 a 2003 údaje chýbajú. Ako výškový, tak i hrúbkový rast prímesi javora horského bol pomerne vyrovnaný, najintenzívnejší v rokoch 1999 a 2000. V strednej hrúbke stromov bol v roku 2001 zaznamenaný pokles v porovnaní s údajom predchádzajúceho roku (Obr. V.168b). Tento jav pravdepodobne tiež vyplýva z metodiky spätného výpočtu strednej hrúbky porastu na maďarskej strane (viď. vyššie v metodike), ktorá zvýrazňuje vplyv hrubších jedincov.

Miešaný porast plochy č. 9452 (Hédervár 11B) v oblasti chránenej proti povodniam je možné z hľadiska druhového zloženia stromov považovať za tvrdý lužný les, hoci sa nenachádza v inundačnej oblasti tokov, kde by dochádzalo k jeho občasnému zaplaveniu. Vývoj hladín podzemných vôd je uvedený vyššie. Výškový rast porastotvornej dreviny jaseňa štíhleho a prímesnej dreviny duba letného bol do roku 1996 pomerne intenzívny, výškové hodnoty jaseňa sa postupne približovali krivke bonity 34 pre dub, prirastavosť duba dosahoval krivku bonity 32. V roku 1997 nastal výrazný pokles strednej výšky oboch druhov a záporné hodnoty prírastku boli zaznamenané aj v rokoch 1998 a 1999. V nasledujúcich rokoch bol výškový rast jaseňa opäť pomerne intenzívny, ale rast duba letného v podstate stagnoval na úrovni bonity 28. Trend výškového rastu druhej porastotvornej dreviny – jelše lepkavej je porovnateľný s rastom jaseňa štíhleho, odhliadnuc od skokovitého nárastu strednej výšky jaseňa v roku 1997 (Obr. V.168a). V hrúbkovom raste jaseňa štíhleho bol zaznamenaný skokovitý nárast v roku 1994, v ostatných rokoch boli hodnoty bežných ročných prírastkov pomerne vyrovnané. Vyššie spomenutý skokovitý nárast bol zachytený i v hrúbkovom raste jelše lepkavej. Po pomalom hrubnutí porastu v nasledujúcich rokoch, bol v roku 2001 opätovne zachytený intenzívny rast, ale v rokoch 2002 a 2003 boli zaznamenané negatívne hodnoty prírastku. Platnosť týchto údajov by bolo potrebné overiť. Hrúbkový rast prímesného duba letného bol v celom sledovanom období vyrovnaný (Obr. V.168b).

Z hľadiska vývoja hladín podzemných vôd od roku 1995 v celej oblasti inundácie a priľahlom území, na slovenskej i maďarskej strane, je potrebné poukázať na postupné mierne klesanie hladín podzemných vôd, ktoré môže byť spôsobené postupným zarezávaním sa starého koryta Dunaja. Za obdobie ostatných sedem rokov tento pokles predstavuje 0,2 až 0,5 m v závislosti od umiestnenia lokality vzhľadom na jej polohu v pozdåžnom profile Dunaja, ako aj v závislosti od jej vzdialenosti od starého koryta. Z hľadiska vývoja lesných porastov v tejto oblasti je to nepriaznivý trend, pretože pri veľkej rozmanitosti hrúbky pokryvných vrstiev sa hladina podzemnej vody pri tomto poklese dostáva pod rozhranie pôdnych vrstiev a štrkov, čím sa postupne zhoršuje zásobovanie lesných porastov vodou a porasty sa stávajú vo veľkej miere závislé iba od zrážok. Tento účinok je v blízkosti starého koryta Dunaja naviac zosilnený silným drenážnym vplyvom starého koryta Dunaja, ktorého dôsledkom sú hladiny podzemných vôd v porovnaní so stavom pred prehradením nižšie o 1-3 m aj pri dostatočnom zásobovaní ramenných sústav. Riešením tohto nepriaznivého vývoja by bolo zdvihnutie hladiny vody v starom koryte Dunaja pomocou prehrádzok, ktoré by správnym tvarovaním mohli zabezpečiť aj primeranú dynamiku kolísania hladín.

V.4  Fauna

Nasledujúce hodnotenie vývoja živočíšnych spoločenstiev na oboch stranách Dunaja je založené na údajoch monitorovania prírodného prostredia podľa „Dohody“ z roku 1995. Hodnotenie slovenského územia je doplnené o najdôležitejšie závery publikácie Optimalizácia vodného režimu ramennej sústavy v úseku Dunaja Dobrohošť - Sap z hľadiska prírodného prostredia (Lisický, Mucha, (sc. ed.), 2003). Vývoj živočíšnych spoločenstiev na maďarskej strane je doplnený i o niektoré konštatovania obsiahnuté v národných výročných správach monitorovania prírodného prostredia maďarskej strany (Maďarské Národné ročné správy, 1999 - 2003), ktoré sú podložené zisteniami z monitorovacích plôch nezahrnutých do spoločného monitorovania podľa „Dohody“ z roku 1995. Preto je štruktúra hodnotenia vývoja živočíšnych spoločenstiev na maďarskej strane rozdelená podľa skupín živočíchov, na rozdiel od hodnotenia slovenskej strany, kde sú na jednotlivých monitorovacích plochách postupne hodnotené všetky sledované skupiny živočíchov. Biologický monitorovanie sa vykonáva na monitorovacích plochách vyznačených na Obr. V.169. Jednotlivé plochy charakterizujú určité územia a väčšinou vytvárajú sieť plôch spoločného monitorovania podľa „Dohody“ z roku 1995. Zoznam monitorovaných skupín živočíchov bol v období zisťovania východiskového stavu pred prehradením Dunaja podstatne širší, ako v súčasnosti. „Dohoda“ z roku 1995 stanovuje rozsah sledovaných skupín terestrických živočíchov na skupinu terestrických ulitníkov; zo skupín permanentnej fauny sú sledované perloočky, veslonôžky, akvatické ulitníky a ryby a zo skupiny temporárnej vodnej fauny podenky, potočníky a vážky.

Zmeny taxocenóz treba posudzovať z niekoľkých hľadísk. Prvým z nich je zmena druhového bohatstva spoločenstiev. Samotná zmena počtu druhov nepredstavuje všeobecne, a v lužných lesoch zvlášť, príliš významné indikačné kritérium. Pre správnu interpretáciu zmien počtu druhov je nevyhnutné zohľadnenie ekologických vlastností jednotlivých druhov. Zvlášť významný je pomer zastúpenia druhov s rozličnými vlhkostnými nárokmi (Lisický, Mucha, (sc. ed.), 2003).

V.4.1  Dunaj

Podmienky úseku starého koryta Dunaja sú po prehradení zmenené, ale ustálené. Došlo k zníženiu prietoku, rýchlosti prúdenia a koryto sa značne zúžilo. Akvatické živočíšne spoločenstvá sú týmto zmenám prispôsobené a sú relatívne stabilizované.

V prvých rokoch po prehradení Dunaja euplanktonické druhy zooplanktónu v ročných priemeroch viac (pri perloočkách) alebo menej (veslonôžkach) ustúpili, pričom tychoplanktonické formy nadobudli vyšší kvantitatívny podiel. Tento jav sa vysvetľuje obmedzením tvorby krustáceoplanktónu v ramenných sústavách a tým aj jeho obmedzeného vyplavovania do starého koryta. Niektoré vzorky posledných rokov sa však opäť vyznačujú podobným pomerom porovnávaných ekologických skupín, ako boli zaznamenané pred prehradením. Druhová diverzita spoločenstiev ostáva v celom sledovanom období pomerne vysoká.

V hornej časti starého koryta Dunaja došlo k zníženiu rýchlosti prúdu v koryte a stabilizácii predtým pohyblivého dna. Zmenené abiotické podmienky umožnili vytvorenie bohatých nárastov rias na pevnom štrkovitom dne. Vplyvom prítomnosti týchto nárastov dochádzalo u skupín permanentnej fauny k výraznému posunu v zastúpení potravných gíld od filtrátorov k zoškrabávačom. Ďalej, v malakocenóze sa zaznamenal ústup reofilných druhov a rozšírenie sa k prúdeniu indiferentných zástupcov. Prúdomilné druhy si však svoju dominanciu zachovávajú i v súčasnosti, spoločenstvo mäkkýšov je v Dunaji stabilizované. Podobný trend bol zaznamenaný aj v ichtyocenóze. Výkyvy počtu a abundancie druhov v jednotlivých vzorkách môžu vyvolávať i rôzne prietoky v čase odberu. Väčšia časť pôvodného prúdomilného spoločenstva si pravdepodobne svoju prítomnosť zachováva, v závislosti od prietoku sa však jedince môžu presúvať do strednej časti toku, kde metodikou monitorovania (elektrolov) nie sú zachytiteľné. Nedostatok úkrytov a zabahnenie litorálu po odklonení toku spôsobili, že biotopy sú vyhľadávané i eurytopnými druhmi a vyvolali pokles druhovej diverzity. Poznamenávame, že výsledky posledných rokov sú poznačené ťažkosťami dostupnosti brehovej línie toku zapríčinenými rozrastaním pribrežných vŕbových porastov.

Monitorovanie dvoch skupín temporárnej fauny – podeniek a potočníkov sa uskutočňuje na slovenskej strane a maďarskej strane rozdielnou metodikou. Na slovenskej strane sa pozorujú larvy podeniek a potočníkov žijúce vo vode, zatiaľ čo na maďarskej strane sú pozorované lietajúce imága. Odlišnosti spoločenstva podeniek pozorované maďarskou stranou v hornom a strednom úseku odkloneného Dunaja v predchádzajúcich rokoch sa v roku 2003 vyrovnali, pravdepodobne vplyvom povodní v roku 2002. I početný výskyt podenky eutrofných vôd bol zaznamenaný na oboch miestach odberu vzoriek (Rajka, Szõgye). Monitorovanie podeniek, založené na pozorovaní imág, naďalej naznačuje prítomnosť podstatne bohatšieho spoločenstva, ako výsledky slovenskej strany založené na pozorovaní lariev hmyzu. Spoločenstvá podeniek a potočníkov v Dunaji sú podľa nich druhovo a početnostne veľmi chudobné. Výskyt lariev v jednotlivých rokoch a pri jednotlivých odberoch je nepravidelný, pričom je možné predpokladať, že hlbšie v prúdnici by bolo možné potvrdiť prítomnosť i ďalších druhov. V dôsledku sedimentácie bahnitých usadenín na dne koryta sa totiž druhy pravdepodobne sťahujú do stredu koryta. Dosvedčuje to i prítomnosť lietajúcich imág na brehu rieky. Avšak kým slovenská strana uvádza prítomnosť semireofilného a reofilného druhu, imága pozorovania na maďarskej strane svedčia o osídlení starého koryta Dunaja i viacerými druhmi stojatých vôd. Spoločenstvo potočníkov je v posledných rokoch často reprezentované jediným filtrátorom, ktorý tu prevládal i pred prehradením Dunaja. Prítomnosť tejto ekologickej skupiny znamená opätovný ústup algofágov, ktoré sa v Dunaji rozšírili po prehradení Dunaja. Prechodný nárast abundancie temporárnej fauny (najmä potočníkov) bol zaznamenaný v rokoch 1994-1995 v dôsledku stabilizácie dna a lepších trofických podmienok.

Dunaj v úseku pod sútokom odpadového kanála so starým korytom má relatívne pôvodný charakter s kolísajúcou hladinou vody, ktorá je ovplyvnená prirodzenými abiotickými faktormi (zrážkami), a do určitej miery aj činnosťou Vodného diela Gabčíkovo (kolísanie hladiny vody). V priebehu monitorovania sa podstatnejšie nezmenil ani stav sledovaných skupín vodných živočíchov. Spoločenstvá podeniek a potočníkov sú vo vzorkách posledných rokov veľmi chudobné, s nepravidelným výskytom. Z hľadiska týchto spoločenstiev nie je možné vylúčiť vplyv kolísania hladiny vody v brehovej línii prevádzkou vodného diela. Pomerne chudobná druhová diverzita je dlhodobo charakteristická aj pre spoločenstvo vodných mäkkýšov. Malakofauna je prispôsobená pomerne silnému prúdeniu vody, pozostáva z  hojne zastúpeného reofilného druhu a  k prúdeniu indiferentných druhov.

V.4.2  Oblasť čunovskej zdrže

Oblasť čunovskej zdrže je reprezentovaná na slovenskej strane plochami č. 2596, 2597 a 2598. Vývoj rastlinných a živočíšnych spoločenstiev oblasti po napustení zdrže je pozitívne ovplyvnený výrazným zdvihom hladiny podzemnej vody, zavodnením starých ramien a vytvorením veľkej vodnej plochy vhodnej hlavne pre vodnú flóru a faunu.

Monitorovacia plocha 2596 (MP č. 2) – Rusovce, Rusovecký ostrov

Monitorovacia plocha leží v medzihrádzovom priestore vodného diela medzi korytom Dunaja a Rusoveckým ramenom Dunaja, na Dolnom Rusoveckom ostrove. Tento ostrov je v súčasnosti ohraničený zvyškom pôvodne vysychajúceho Rusovského ramena, v ktorom po napustení čunovskej zdrže hladina vody stúpla. Hladina podzemnej vody sa pred prehradením Dunaja nachádzala v håbke až 7 m, pre koreňový systém rastlín bola neprístupná. Územie bolo zaplavované iba počas extrémne vysokých prietokov v Dunaji. Spoločenstvá z obdobia pred prehradením Dunaja nie je možné považovať za pôvodné. Hladina podzemnej vody po napustení zdrže stúpla cca o 2 m.

Lesný porast monitorovacej plochy tvorí rôznoveký, viacvrstevnatý prechodný lužný les. Dominancia viacerých druhov terestrických ulitníkov s veľmi vyrovnanou početnosťou je charakteristickým znakom málo narušenej malakocenózy s relatívne vysokou stabilitou. Početnosť jednotlivých druhov sa po vyplavení v r. 2002 vrátila na pôvodnú úroveň. Na jeseň v r, 2003 však bol, pravdepodobne v dôsledku dlhotrvajúceho sucha, zaznamenaný opätovný pokles početnosti druhov. Hoci záplavy zlikvidovali populáciu prenikajúceho synantropného druhu, niekoľko exemplárov bolo v roku 2003 nájdených znovu. Nepotvrdila sa predpokladaná imigrácia nových druhov na plochu prostredníctvom záplav. Pri súčasnom hydrologickom režime vodného diela sa nepredpokladajú zásadné zmeny spoločenstva vo vzťahu k vlhkosti.

Monitorovacia plocha 2597 (MP č. 3) – čunovo, Ostrovné lúčky

Monitorovacia plocha leží v plytkej zníženine bývalého dunajského ramena, ktoré bolo odrezané od Dunaja po vybudovaní hrádze v polovici 20. storočia. Po tomto zásahu rameno vysýchalo. V pôvodne močiarnom až vodnom biotope sa postupne objavovali druhy spoločenstva mäkkého lužného lesa. Pôdny profil bol zriedkavo zasahovaný podzemnou vodou. Priebeh hladiny podzemnej vody v súčasnosti sleduje zmeny hladín vody v čunovskej zdrži. Vplyv trvalého výrazného zdvihu hladiny povrchovej vody v podobe výstupu podzemnej vody na povrch pôdy sa v niektorých častiach monitorovacej plochy prvý krát prejavil na jar roku 1996. V súčasnosti je už veľká časť tohto územia pravidelne a dlhodobo zaplavovaná, čo sa jednoznačne prejavuje i v postupnom presune rastlinných spoločenstiev k pôvodným vlhkomilnejším typom vŕbovo-topoľového lužného lesa.

V štruktúre spoločenstva suchozemských ulitníkov neboli vplyvom pravidelných výstupov podzemnej vody na povrch pôdy po roku 1996 zaznamenané výrazné zmeny. V spoločenstve naďalej dominujú lesné mezohygrofilné druhy pri subdominancii mierne vlhkomilných až vlhkomilných druhov. Druhy si naďalej zachovávajú svoju početnosť. Druhová skladba malakocenózy je typická pre spoločenstvá prechodných až tvrdých lužných lesov. Pretrvávajúcu absenciu polyhygrofilných druhov v priaznivých vlhkostných podmienkach je možné vysvetliť izolovanosťou plochy od iných fragmentov mäkkého lužného lesa.

Monitorovacia plocha 2598 (MP č. 4) – Dunajská Lužná, Topoľové hony

Monitorovacia plocha je súčasťou prírodnej rezervácie Topoľové hony na ľavej strane Dunaja. Hladina podzemnej vody v druhej polovici 20. storočia poklesla do štrkového podložia. Stanovište bolo v posledných desaťročiach pred napustením čunovskej zdrže napájané iba zrážkovou vodou, povrchová záplava nebola zaznamenaná. Po napustení čunovskej zdrže sa hladina podzemnej vody zdvihla a stabilizovala na úrovni cca 3-4 m pod terénom. Výsledky monitorovania naznačujú stabilitu rastlinných i živočíšnych spoločenstiev v ustálených podmienkach po uvedení Vodného diela Gabčíkovo do prevádzky.

Lokalita je obývaná suchozemskou malakocenózou typickou pre tvrdý lužný les. Dominantné zastúpenie dosahuje mezohygrofilný a euryekný druh, ostatné prítomné druhy patria k eurytopným druhom v rámci lesných biocenóz. Podiel obidvoch dominantných druhov spoločenstva bol podobný aj v čase prehradenia Dunaja.

Všeobecne platí, že terestrické zoocenózy lužných lesov v úseku Bratislava-Dobrohošť sú značne degradované, ochudobnené. V malakocenóze chýbajú aj menej náročné vlhkomilné druhy, ktoré sú vo väčšine lužných lesov pri Bratislave nahradené hlavne lesnými mezohygrofilnými a niektorými hygrofilnými druhmi. Dôvodom tejto štruktúry taxocenóz je predchádzajúci dlhodobý pokles hladiny podzemnej vody pred prehradením Dunaja. Zmeny ornitocenóz podunajských lužných lesov pod Bratislavou boli podmienené zánikom časti ramennej sústavy pri výstavbe VDG a následne (na jej mieste) vznikom nového biotopu čunovskej zdrže. Vodná plocha o rozlohe 38 km² sa už v prvých rokoch existencie ukázala ako lokalita významná pre ťah a zimovanie vodných vtákov. Pre hniezdenie vtákov bol uprostred zdrže vytvorený umelý ostrov. Na záver však treba zdôrazniť, že na zmeny vtáčích spoločenstiev v celej oblasti podunajských lužných lesov má zásadný vplyv aj lesné hospodárstvo spôsobom ťažby (holoruby), čím zanikajú hniezdne možnosti pre dravce a dutinové hniezdiče.

V ramenách na juhovýchodnom okraji Bratislavy a tesne pod ňou na obidvoch stranách zdrže, ktoré boli pred prehradením odsúdené na skorú terestrifikáciu, došlo vďaka vzostupu hladiny podzemných vôd k vytvoreniu podmienok pre revitalizáciu hydrocenóz vrátane zooplanktónu (Lisický, Mucha, (sc. ed.), 2003).

V.4.3  Oblasť inundácie pozdåž starého koryta Dunaja

Oblasť ľavostrannej inundácie Dunaja je reprezentovaná plochami č. 2600, 2603, 2604, 2608 a 2609. V tejto rozsiahlej a rozmanitej oblasti majú vplyvy Vodného diela Gabčíkovo odlišný charakter. Vodný režim hornej časti inundácie (reprezentovanej plochami č. 2600, 2603 a 2604) je regulovaný pomocou nápustného objektu pri Dobrohošti a sústavou prehrádzok v ramennej sústave. V tejto časti bol popri miernom poklese hladiny podzemnej vody zaznamenaný pokles kolísania hladiny podzemnej vody a zriedkavejší výskyt prirodzených záplav, ktoré sú však nahradzované simulovanými záplavami. Pod vyústením Bakanského ramena (hlavného ramena systému inundácie) do starého koryta Dunaja, v dolnej časti inundácie, sa prejavuje vplyv spätného vzdutia Dunaja, v dôsledku čoho sa oblasť vyznačuje pravidelnosťou záplav a pomerne priaznivo umiestnenou hladinou podzemnej vody (plochy č. 2608 a 2609). V príbrežnom páse starého koryta Dunaja je potrebné prihliadať na drenážny účinok toku zapríčiňujúci pokles hladiny podzemnej vody v jeho blízkosti (najmä plochy č. 2600, 2603).

Monitorovacia plocha 2600 (MP č. 6) – Dobrohošť, Dunajské kriviny

Lokalita v dôsledku zaklesávania dna Dunaja vykazovala znaky narušenia už pred uvedením Vodného diela do prevádzky. Povrchové záplavy sa na lokalite vyskytovali iba sporadicky. Po prehradení Dunaja, znížení hladiny podzemnej vody cca o 2 m a vplyvom drenážneho účinku pôvodného koryta Dunaja sa vysúšanie lokality zintenzívnilo. Z polohy lokality (nad nápustným objektom do ramennej sústavy) vyplýva, že sa tu neprejavuje ani vplyv zásobovania ramennej sústavy vodou cez nápustný objekt v Dobrohošti, ani vplyv dnovej prehrádzky pri Dunakiliti, postavenej povyše lokality. Plocha nie je priamo ovplyvnená ľudskou činnosťou, výraznejšie zmeny bioty sú spôsobené postupným dlhodobým vysúšaním lokality.

Malakocenózy aj v dôsledku nízkej vagility (pohyblivosti) reagujú pomerne citlivo na zmenu podmienok. Pôvodné malakocenózy mäkkého lužného lesa s prevahou výrazne hygrofilných druhov sa menia na mezohygrofilné cenózy charakteristické skôr pre prechodný až tvrdý lužný les. V posledných 7-8 rokoch je spoločenstvo stabilizované pri dominancii euryekných a mierne vlhkomilných druhov a pretrvávajúcom úbytku hygrofilných druhov. Celkové druhové zloženie spoločenstva suchozemských rovnakonožcov (Oniscidae) sa v rokoch po prehradení podstatne nemenilo pri dominancii druhu tolerantného voči nižšej pôdnej vlhkosti a mezofilného druhu. Fytofágne nosáčiky (Coleoptera: Curculionidae) predstavujú ekologické dominanty spoločenstiev chrobákov v lesných, lúčnych i mokraďových ekosystémov. Sú úzko viazané na príslušné rastlinné spoločenstvá, preto citlivo reagujú na zmeny fytocenózy, ktorá primárne reaguje na zmeny vlhkostných podmienok. Spoločenstvo nosáčikov je v sledovanom vyschnutom ramene oblasti Dobrohošť charakterizované hlavne xerofilnými, ruderálnymi druhmi a došlo i k prudkému poklesu počtu druhov.

Sledovanie akvatických živočíšnych spoločenstiev ramien sa uskutočňovalo v bočnom ramene, ktoré po prehradení Dunaja vyschlo. Monitoring lariev vážok bol v roku 2002 obnovený v novovytvorenom biotope štrkovej jamy zaliatej vodou z Dunaja, jeho postupné osídľovanie bude sledované v nasledujúcich rokoch. V prvom roku monitorovania bol zaznamenaný výskyt eurytopnej vážky s nízkou početnosťou, v roku 2003 boli registrované iba lietajúce imága ďalšieho eurytopného druhu.

Monitorovacia plocha 2603 (MP č. 9) – Bodíky, Bodícka brána

Monitorovacia plocha sa nachádza pod nápustným objektom v Dobrohošti, čo sa prejavuje vysokým stavom vody v ramenách. Zmeny vlhkostného režimu lokality sa prejavujú hlavne poklesom kolísania hladiny podzemnej vody a absenciou prirodzených záplav, ktoré sú však nahradzované simulovanými záplavami. Na plochu ďalej negatívne vplýva drenážny účinok starého koryta Dunaja.

Nedostatočne často realizované simulované záplavy, neumožňujú reštituovanie podielu vlhkomilných druhov terestrickej malakocenózy na úroveň pred prehradením. Krátkodobé simulované záplavy ovplyvňujú vlhkostné pomery tejto oblasti len na krátky čas, vzhľadom na prevládajúci vplyv starého koryta Dunaja a štrkovito-piesčitý substrát. V pôvodných taxocenózach sa zvyšuje podiel mezohygrofilných a euryekných druhov, hoci v posledných rokoch je badateľná stabilizácia druhového zloženia spoločenstva. Formulácii záverov monitorovania malakocenózy do určitej miery bránia i lesohospodárske zásahy v monitorovanom poraste a v blízkom okolí. častejšie a rýchlejšie výkyvy mikroklímy v mladom monitorovanom poraste (po vyťažení pôvodného monitorovaného porastu) majú na vývoj spoločenstva často výraznejší vplyv, ako zmeny vyvolané Vodným dielom. Spoločenstvo terestrických rovnakonožcov (Oniscidae) sa vyznačuje eudominanciou druhu tolerantného voči nižšej pôdnej vlhkosti pri značnom zastúpení hygrofilného druhu, ktorého úbytok bol pravdepodobne taktiež vyvolaný výrubom lesa. Spoločenstvo nosáčikov je v období po prehradení prírodne zachovalé s bohatou druhovou diverzitou pri značnom percentuálnom zastúpení hygrofilných druhov.

Vývoj rastlinných a živočíšnych spoločenstiev sledovaného ramena prebieha v súlade s vytvorenými regulovanými abiotickými podmienkami lokality. Charakter ramien od roku 1993 určuje nápustný objekt ramennej sústavy. V dôsledku prepúšťania väčšieho množstva vody sa rozmanité typy ramien stali hlbokými a prietočnými. So vznikom reofilných podmienok sa druhová pestrosť mikro- a mezozoobentosu znížila. Prúdenie vody v umele napúšťaných ramenách oblasti umožňuje výskyt reofilných druhov temporárnej fauny. Litorálna zóna ramien je kolísaním hladiny vody často obnažovaná, čo sa odzrkadľuje v zmene vodnej fauny. V planktóne ramien typu parapotamal medzi Dobrohošťou a Gabčíkovom, ktoré sú v rámci monitoringu vplyvov Vodného diela reprezentované ramenom tejto monitorovacej plochy, sa po prehradení podstatne znížila priemerná početnosť a biomasa zooplanktónu, najmä planktonických kôrovcov. Percentuálny podiel euplanktonických kôrovcov výrazne klesol a dominanciu nadobudli nepravé, tychoplanktonické (litorálne a bentické) druhy. Uvedené zmeny sú dôsledkom skutočnosti, že ramenné sústavy – kde sa pred prehradením vďaka konektivite s hlavným tokom striedal stagnantný režim s prietokovým režimom, čo umožňovalo tvorbu krustáceoplanktónu v ramenách – boli premenené na trvalo prietočný systém, kde sú abiotické podmienky pre rozvoj zooplanktónu podstatne obmedzené. Určitý návrat euplanktonických zástupcov bol pozorovaný po odnesení makrofytov záplavami v roku 2002. Spoločenstvá podeniek a potočníkov sú v posledných rokoch druhovo aj početnostne veľmi chudobné, tvoria ich nepravidelne sa vyskytujúce semireofilné až stagnikolné druhy. Stav odonatocenózy poukazuje na existenciu pomerne stabilného spoločenstva obývajúceho mierne tečúce vody nížin. V roku 2003 bolo zaznamenané zvýšenie počtu i početnosti prítomných druhov vážok. V spoločenstve pakomárovitých dominujú reofilné druhy hlavne na jar pri reofilných podmienkach (keď sa prepúšťa viac vody do ramennej sústavy), kým na jeseň výskyt určitých druhov napovedá o tom, že hydrologické podmienky sa približujú k stojatým vodám (pri prepúšťaní menšieho množstva vody). Po vybudovaní prepážok v ramennej sústave sa zamedzila migrácia ichtyofauny z vtedy hlavného toku Dunaja. Po dotovaní ramien vodou z derivačného kanála však badať v tomto ramennom systéme určitú stabilizáciu zloženia spoločenstva rýb. Pozitívny vplyv záplav v roku 2002 bol v ichtyocenóze ramena pozorovateľný okamžite vo výraznom náraste abundancie prítomných druhov, ktorá bola vysoká i v roku 2003, podobne, ako i vysoká druhová diverzita spoločenstva. Ichtyofauna ramena je stabilizovaná, zastúpené sú hlavne eurytopné a indiferentné druhy. Vývoj ichtyofauny je poznačený i ilegálnym lovom rýb. Stabilizované, druhovo bohaté spoločenstvo vodných mäkkýšov, tvoria indiferentné až stagnikolné druhy, v ktorom sa vplyvy záplav v roku 2002 výrazne neprejavili.

Monitorovacia plocha 2604 (MP č. 10) – Bodíky, Kráľovská lúka

Monitorovacia plocha je tvorená výbežkom mäkkého lužného lesa a neprietočným ramenom typu plesio-paleopotamal pri obci Bodíky. Po niekoľkoročnej izolácii, počas záplav roku 2002 došlo k opätovnému prepojeniu ramena s okolitou časťou inundácie. V ramene dochádza k zarastaniu, vyplytčovaniu i zazemňovaniu, v závislosti od klimatických podmienok i k prehrievaniu vody v niektorých rokoch.

Rastlinné spoločenstvá monitorovacej plochy pre sledovanie terestrickej malakocenózy sú pomerne stabilizované. Ekologická analýza v niektorých rokoch odhaľuje výkyvy, ktoré však nie je možné pripísať len zmenám vyvolaným vodným dielom. Výsledky monitorovania terestrickej malakocenózy svedčia o stabilite spoločenstva, vyznačujúceho sa znakmi pôvodného mokraďného spoločenstva. Svoju dominanciu si zachovávajú polyhygrofilné druhy, i v suchom roku 2003 boli zaznamenané rozdiely jedine v ich priemernej hustote. V taxocenózach nosáčikov bol v posledných rokoch pozorovaný pozitívny vývoj v súvislosti so zlepšujúcimi sa pomermi oblasti pod vplyvom simulovaných záplav.

Stupňom zarastania mŕtveho ramena je ovplyvnený aj trend vývoja spoločenstiev perloočiek a veslonôžok. Postupný ústup pravých planktonitov, ktoré tu dominovali pred prehradením Dunaja, je pozorovateľný už niekoľko rokov. Zvyšovanie podielu tychoplanktonických druhov je v súčasnosti badateľné hlavne v spoločenstve perloočiek. V roku 2002 bola po prvé zaznamenaná prevaha týchto druhov, ich ústup nebol pozorovaný ani po úbytku makrovegetácie po augustovej povodni roku 2002, ani v roku 2003, keď submerzná makrovegetácia v relatívne hlbokej vode ramena bola pomerne slabo rozvinutá. Euplanktonické druhy veslonôžok si svoju dominanciu zachovávajú aj naďalej, pričom v dominancii v jednotlivých rokoch môžu preberať rôzne druhy. Mikro- a mezozoobentos v tomto type ramien pokračuje v stabilizácii, čo sa prejavuje aj v narastaní druhovej diverzity. V spoločenstvách permanentnej fauny dochádza k častej výmene druhov. Dlhodobá izolácia ramena sa prejavila i v ochudobnení malakocenózy. Trvalé zlepšenie tohto trendu sa nezaznamenalo ani po dočasnom obnovení prepojenia plesiopotamalu počas záplav v roku 2002. Zo skupín temporárnej fauny je spoločenstvo podeniek a potočníkov tvorené hlavne zo stagnikolných druhov pri nízkej druhovej diverzite spoločenstiev. Výkyvy podielu stagnikolných a eurytopných druhov vážok v jednotlivých rokoch a prípadný výskyt druhu svedčiaceho o faunistickej cennosti biotopu naznačuje spomalenie premeny plesiopotamalu na paleopotamal v posledných rokoch. Pokračovanie zarastania ramena makrovegetáciou sa v spoločenstve pakomárovitých prejavovalo výrazným zvýšením abundancie fytofilných a pelofilných druhov pred obnovením komunikácie mŕtveho ramena s ostatnými časťami ramennej sústavy v roku 2002. Údaje zaznamenané po tejto udalosti nie sú k dispozícii. Prebiehajúci proces starnutia ramena spolu s intenzívnym lovom rýb vyvolali vzrast početnosti ekologicky plastických – eurytopných, introdukovaných a expanzívnych druhov rýb. Zároveň sa znížila relatívna početnosť ohrozených druhov. Celkovo v ramene pretrváva nízka druhová diverzita a veľmi nízka abundancia ichtyofauny, ktorú je možné zdôvodniť izoláciou lokality a prehrievaním vody v letných mesiacoch.

Monitorovacia plocha 2608 (MP č. 14) – Gabčíkovo, Istragov

Monitorovacia plocha sa nachádza pod vyústením Bakanského ramena do starého koryta Dunaja. Hydrologický režim lokality nie je regulovaný prepúšťanou vodou do ramennej sústavy, ale hladinou vody v Dunaji pri Sape. Prejavil sa mierny pokles hladiny podzemnej vody, frekvencie a intenzity záplav. Výsledky monitorovania niektorých skupín bioty naznačujú nutnosť riešenia dotácie vody do tejto oblasti, inak je možné očakávať sukcesiu spoločenstiev smerom k suchším až suchým typom mäkkého lužného lesa.

V terestrickej malakocenóze sa po prehradení Dunaja udržiava neprirodzená vysoká druhová diverzita pri veľmi nízkej početnosti prítomných hygrofilných druhov a pokračujúcom úbytku polyhygrofilných zástupcov. Priaznivé vlhkostné podmienky roku 2002 umožnili predpokladať návrat pôvodnej taxocenózy vlhšieho variantu mäkkého lužného lesa v nasledujúcich rokoch, po eliminácii prežívania a ďalšieho šírenia nepôvodných a nenáročných druhov. Tento predpoklad však nebol potvrdený v nasledujúcom roku. Monitoring v oblasti periodicky vysychajúcich ramien Istragova zachytáva existenciu spoločenstva nosáčikov (Curculionidae) s dominanciou xerofilných a ruderálnych druhov po poklese celkovej druhovej diverzity. Oblasť Istragova plnila pred prehradením Dunaja významnú úlohu loviska pre volavkovité vtáky v čase po vyletení mláďat a pred migráciou. Vtáky využívali rozsiahle terénne depresie so zvyškovou plytkou vodou na uľahčený lov potravy. Tento jav sa vyskytoval aj v ostatných častiach ramennej sústavy, na Istragove však bol najmarkantnejší. Po znížení dynamiky vodného režimu však z tohto úseku vymizol, oblasť v súčasnosti plní funkciu hniezdiska pre hniezdiče litorálnej vegetácie.

Rameno, kde sú monitorované jednotlivé skupiny živočíchov, býva s hlavným tokom prepojené pri vyšších prietokoch v Dunaji. Rameno je počas celého sledovaného obdobia obývané druhovo bohatým spoločenstvom perloočiek a veslonôžok. Zmeny naznačujúce urýchlenie procesu izolácie ramena je možné vidieť jedine v narastajúcom podiele tychoplanktonických perloočiek v niektorých vzorkách predchádzajúcich rokov. Podobné abiotické podmienky, priaznivé pre rozvoj euplanktonických kôrovcov, ostali v oblasti medzi Gabčíkovom a Sapom zachované aj po prehradení. Výskyt lariev podeniek a potočníkov v ramene je v posledných rokoch veľmi chudobný až nepravidelný. V dôsledku bahnitého dna a chýbania makrofýt i pobrežnej vegetácie rameno nie je osídlené spoločenstvom vážok. Monitorovanie tejto skupiny živočíchov bolo preto v roku 2003 presunuté na vhodnú lokalitu v blízkosti pôvodného biotopu. Napriek tomu, že sa náhradná plocha vyznačuje dostatkom makrofýt a pobrežnej vegetácie, bol zaznamenaný iba nepravidelný výskyt jedného vzácneho druhu vážok, ktorý obýva prehrievané i vysychavé biotopy. Temporárna fauna je v ramene zastúpená hlavne larvami pakomárovitých. Ichtyocenóza je sledovaná v tejto časti ramennej sústavy na dvoch podlokalitách, ktoré sa líšia prepojenosťou s hlavným tokom Dunaja. Spoločenstvo rýb je nad hrádzou Foki stabilné, vyznačuje sa pomerne vysokou druhovou diverzitou a početnosťou druhov. V spoločenstve aj napriek častej komunikácii ramena s hlavným tokom dominujú eurytopné druhy. Vplyvom augustového povodňového prietoku došlo v roku 2002 k obohateniu spoločenstva reofilnými druhmi, ale ich pretrvávanie v roku 2003 nebolo potvrdené. V prípade ramena pod hrádzou Foki bola komunikácia s hlavným tokom Dunaja počas augustovej záplavy roku 2002 dočasne obnovená. V tomto čase sa prerušil i trend postupného znižovania druhovej diverzity ichtyocenózy a početnosti prítomných druhov. Pretrvávanie tohto stavu v roku 2003 nebolo potvrdené, vzorky ukazujú nízky počet a početnosť prítomných (hlavne eurytopných) druhov, reofilné druhy boli zastúpené jediným exemplárom.

Monitorovacia plocha 2609 (MP č. 15) – Sap, Erčéd

Monitorovacia plocha sa nachádza pri sútoku odpadového kanála z elektrárne a starého koryta Dunaja, kde takmer nedochádza k poklesu hladiny podzemnej vody a tým je zabezpečený aj dostatok vody pre vegetáciu i  živočíšne spoločenstvá lužného lesa. K zaplavovaniu lokality a k silnému podmáčaniu dochádza ako pred prehradením. Malakocenózy oblasti vykazujú štruktúru typickú pre vlhký variant mäkkého lužného lesa s jednoznačnou dominanciou pôvodných polyhygrofilných druhov. Extrémne nízke prietoky v Dunaji a nepriaznivé vlhkostné podmienky v roku 2003 sa však v tomto typickom spoločenstve prejavili nepravidelným výskytom niektorých polyhygrofilných druhov a výrazným poklesom početnosti spoločenstva hlavne v letnom období.

Z hľadiska ostatných dočasne sledovaných skupín živočíchov je možné pre oblasť inundácie ďalej konštatovať, že:

1)        zmeny po prehradení Dunaja sa odrazili na druhovom a kvantitatívnom zložení spoločenstva stonožiek (Chilopoda) v celej oblasti inundácie. Došlo k zmene počtu druhov, pričom vymizli niektorí hygrofilní zástupcovia a ako nové boli zaznamenané druhy menej náročné na pôdnu vlhkosť. Vzrástla i dominancia eurytopných stonožiek.

2)        pre posúdenie stavu a zmien sú indikačne významné predovšetkým tie druhy spoločenstva bzdôch (Heteroptera), ktoré žijú v listovej opadanke a v povrchových vrstvách pôdy. Citlivo reagujú totiž na zmeny charakteru lužných lesov, najmä na vlhkostné pomery, zásahy do lesných spoločenstiev, ich deštrukciu, výrub a následnú aridizáciu a ruderalizáciu. Pretrváva dostatočný stupeň vlhkosti listovej opadanky, ktorá je dominantným faktorom pre existenciu populácií charakteristických druhov bzdôch v oblasti inundácie. Dôkazom toho je i vysoká hustota populácií charakteristických hygrofilných druhov. Výsledky monitorovania ďalej poukazujú na to, že na rozdiel od pozitívne pôsobiacej dostatočnej vlhkosti listovej opadanky lužných lesov, záplavy povrchu terénu spôsobujú kratšie i dlhšie trvajúci pokles kvantitatívneho ale aj zmenu kvalitatívneho zastúpenia bzdôch.

3)        Zmena zastúpenia ekologických skupín druhov spoločenstva bystruškovitých (Coleoptera: Carabidae) je z hľadiska potrieb bioindikácie zmien spoločenstiev v lužných lesoch najvýznamnejším kritériom. Takéto zmeny boli v oblasti inundácie pozdåž starého koryta Dunaja pozorované už v roku 1993. Vo všeobecnosti je možné hovoriť o postupnom zvyšovaní zastúpenia tolerantnejších a na vodu menej náročných druhov a ústupe hygrofilných druhov. Boli zaznamenané i prípady invázie xenocénnych druhov. Zmeny abundancie jednotlivých druhov v inundácii zrejme odrážajú nielen samotné zmeny hydrologického režimu, ale sprostredkovane aj zmeny potravnej ponuky. Avšak naďalej platí, že výkyvy vlhkostných pomerov a výskyt záplav v jednotlivých rokoch sa zreteľne prejavujú – podobne ako pred prehradením Dunaja – v pomere zastúpenia druhov rôznych nárokov na vodu. V tomto úseku bolo spoločenstvo bystruškovitých najviac postihnuté zmenami v oblasti Dunajských krivín.

4)        Celá oblasť ramenného systému Dunaja s lužnými lesmi a mozaikou močiarnych biotopov predstavuje i napriek zmenám, ktoré v ornitocenóze podunajských lužných lesov nastali, aj v súčasnosti územie s nadregionálnym významom. Je však žiadúce pristúpiť k jeho renaturácii.

5)        Fauna cicavcov (Mammalia) inundačného územia Dunaja sa z hľadiska druhového zloženia po výstavbe Vodného diela Gabčíkovo podstatne nezmenila. Nastali však zmeny v jej štruktúre. Spoločenstvá drobných zemných cicavcov v podstate vytvárajú štyri druhy s dominanciou univerzálnych lesných zástupcov. Rozhodujúci vplyv na štruktúru dominancie tejto synúzie majú záplavy, resp. ich chýbanie. Ďalej, pri poklese hladiny podzemnej vody, klesá úživnosť biotopu a s tým súvisí znížená celková početnosť a biomasa mikromammálií. Synúzie v ramennej sústave v súčasnosti prežívajú dlhodobý stres prejavujúci sa neprirodzenou dominanciou jedného druhu (Clethrionomys glareolus), ktorého stavy pred prehradením Dunaja znižovali záplavy, v dôsledku jeho zníženej schopnosti zachrániť sa vylezením na dreviny. Ďalším nepriaznivým faktom je, že spomínaný druh je závažným konkurentom v priestore aj v potrave reliktnému a kriticky ohrozenému druhu.

6)        Zaujímavosťou je, že ramenná sústava predstavuje v súčasnom stave ideálny biotop pre bobry. V roku 2002 boli registrované 3-4 obývané bobrie revíry (aspoň jeden z nich obývaný reprodukujúcim sa párom), (Lisický, Mucha, (sc. ed.), 2003.

V.4.4  Oblasť pod sútokom derivačného kanála a starého koryta Dunaja

Oblasť pod sútokom odpadového kanála a starého koryta Dunaja je reprezentovaná plochami č. 2612 a 2617. Pôvodný vodný režim oblasti nebol výstavbou a prevádzkou Vodného diela Gabčíkovo narušený, preto priame vplyvy vodného diela nie sú v rastlinných a živočíšnych spoločenstvách oblasti pozorovateľné.

Monitorovacia plocha 2612 (MP č. 18) – Kľúčovec, Sporná sihoť

Monitorovacia plocha sa nachádza pod sútokom starého koryta Dunaja a odpadového kanála kanála, má tak zachovaný pôvodný vodný režim. Oblasť je počas vysokých vodných stavov v Dunaji pravidelne zaplavovaná. Terestrické spoločenstvá lokality nie sú prevádzkovaním VD Gabčíkovo priamo ovplyvnené.

Terestrické malakocenózy sa štruktúrou najviac podobajú pôvodným spoločenstvám najvlhších typov mäkkých lužných lesov, súdiac podľa prevahy polyhygrofilných druhov, ktoré sú dobre adaptované na podmienky cyklického klimaxu. Zoznam zaregistrovaných druhov je však v posledných rokoch početný, pozostáva z druhov s rôznymi ekologickými nárokmi, od polyhygrofilných po euryekné, ktoré sú sem splavované z okolitých oblastí.

Pretrvávanie prírodne zachovalých biotopov v celej sledovanej oblasti pod sútokom odpadového kanála a starého koryta Dunaja je možné ďalej potvrdiť na základe prítomnosti druhovo bohatých spoločenstiev nosáčikov (Curculionidae). Spoločenstvá sú charakterizované výrazným zastúpením hygrofilných druhov.

Vodná fauna ramena je na tejto monitorovacej ploche sledovaná v občasne prietočných ramenách (para-plesiopotamal). Spoločenstvo perloočiek je v posledných rokoch druhovo chudobné, pričom častejšie dominujú tychoplanktonické druhy, ktoré pred prehradením boli slabo zastúpené. Do roku 2003 podobný vývoj v spoločenstve veslonôžok nebol pozorovaný, keď rozvoj makrovegetácie vo vyplytčenom ramene spôsobil výraznú prevahu nepravých planktonitov (hlavne fytofilných). Druhové zloženie spoločenstva ostalo napriek týmto extrémnym podmienkam relatívne vysoké. Spoločenstvo podeniek sledovaného ramena je už niekoľko rokov tvorené jediným stagnikolným druhom s pretrvávajúcou nízkou početnosťou, ku ktorému sa v roku 2003 pridružil i druh eutrofných vôd. Spoločenstvo potočníkov je v jednotlivých rokoch nepravidelne zastúpené. Po dvojročnej absencii boli v ramene v roku 2002 nájdené larvy dvoch druhov, v roku 2003 bol potvrdený výskyt jediného filtrátora v letnej vzorke. Sledovanie spoločenstva vážok bolo v roku 2002 presunuté do blízkeho ramena s vhodnými podmienkami pre výskyt vážok. Výskyt lariev (hlavne eurytopných a stagnikolných druhov) je však nepravidelný i tu, pričom sa populácie vyznačujú veľmi nízkou početnosťou. Ichtyofauna je sledovaná v občasne prietočnom ramene, ktoré v minulosti slúžilo ako neresisko pre fytofilné druhy Dunaja. V dôsledku chýbajúceho prepojenia s Dunajom v čase neresu v posledných 10-tych rokoch (1992-2001) rameno túto funkciu nemalo. Počas tohto obdobia došlo k výraznej redukcii druhovej diverzity, spoločenstvo vytvárali 3-4 limnofilné druhy s nízkou početnosťou. V roku 2002, počas zvýšených prietokov, bola komunikácia ramena s Dunajom dočasne obnovená. Bolo zaznamenaných 10 druhov rýb a štvornásobná abundancia prítomných druhov. V spoločenstve dominovali eurytopné druhy, zastúpenie ohrozeného špecializovaného druhu prežívajúceho aj pri extrémnom prehrievaní ramena a nižšom obsahu kyslíka bolo výrazne znížené. Počas nízkych vodných stavov Dunaja a extrémne teplého vegetačného obdobia roka 2003 sa počet druhov a ich početnosť opätovne znížil na úroveň zaznamenanú pred záplavami roku 2002. Vývoj ichtyocenózy lokality je závislý na prietokoch v Dunaji.

Monitorovacia plocha 2617 (MP č. 23) – čičov , Starý les

Monitorovacia plocha sa nachádza cca 10 km pod sútokom Dunaja a odpadového kanála na brehu plytkého ramena, odrezaného protipovodňovou hrádzou Dunaja, pri obci čičov. Na ploche sa nepredpokladajú signifikantné zmeny vodného režimu. Monitorovacia plocha je pravidelne zaplavovaná. Lesný porast monitorovacej plochy je tvorený autochtónnymi druhmi vŕb a topoľov z prirodzenej obnovy.

Spoločenstvo terestrických ulitníkov nevykazovalo počas 13-tich rokoch monitorovania výrazné zmeny. V mimoriadne nepriaznivom roku 2003 však bol badateľný pokles stálosti hygrofilných a polyhygrofilných druhov v jednotlivých vzorkách, ako aj ich početnosti. Prienik cudzích a euryekných druhov naďalej nebol pozorovaný. Mokraďové malakocenózy sú na podobné krátkodobé výkyvy vlhkosti adaptované, pri zlepšení hydrologických podmienok je preto možné očakávať pomalý návrat k pôvodnej štruktúre.

Pomer podielu euplanktonických a tychoplanktonických druhov spoločenstiev perloočiek a veslonôžok sa v posledných rokoch menil v závislosti od rozvoja makrofýt. V plesiopotamali v celoročnom priemere väčšinou prevládali tychoplanktonické druhy. Spoločenstvá podeniek a potočníkov sú v plesiopotamali v celom sledovanom období druhovo i početnostne veľmi chudobné. I napriek nepriaznivým hydrologickým podmienkam roku 2003 došlo v spoločenstve vážok k zvýšeniu druhovej diverzity približne na úroveň roku 1999. Prevažne boli zaznamenané larvy stagnikolných a termofilných druhov, ale opakujúca sa prítomnosť zraniteľného druhu (Epitheca bimaculata) svedčí o dobrej zachovalosti biotopu pre výskyt vážok. Absencia jednotlivých druhov vo vzorkách môže byť v jednotlivých rokoch ovplyvnená i vplyvom nevhodných podmienok pre zber lariev (v dôsledku veľkých výkyvov vodnej hladiny). Spoločenstvo vodných mäkkýšov mokraďného jazera bolo v roku 2003 postihnuté mimoriadne nízkymi vodnými stavmi. Okrem poklesu druhovej diverzity bol zaznamenaný aj pokles stálosti a početnosti prítomných zástupcov. Ichtyocenóza plesiopotamalu bola v prvých rokoch monitorovania (1999-2001) druhovo pomerne chudobná (5-8) a pozostávala z limnofilných a eurytopných zástupcov. Po prepojení plesiopotamalu s Dunajom počas vysokých prietokov v roku 2002 došlo k výraznému zvýšeniu druhovej diverzity lokality. Svoju dominanciu si zachovávajú eurytopné a limnofilné druhy.

V.4.5  Pravostranná ramenná sústava

Spoločenstvo suchozemských mäkkýšov v oblasti inundácie (medzi Dunajom a protipovodňovými hrádzami) ako aj v oblasti chránenej proti povodniam (za hrádzami) je v podstate neporušené. Druhová diverzita spoločenstiev je počas sledovaných rokoch prevažne vysoká. Ako nepriaznivý jav suchého a teplého roku 2003 môžeme hodnotiť pokles početnosti druhov terestrických ulitníkov. Pozitívne môžeme hodnotiť rozšírenie, resp. trvalú prítomnosť niektorých druhov ulitníkov na brehu Dunaja i v bočných ramenách. Niektoré druhy (Vertigo moulinsiana) naznačujú existenciu výborných podmienok pre vývoj typických spoločenstiev. Z hľadiska akvatických ulitníkov je možné označiť rozšírenie druhu Lithoglyphus naticoides, trvalú prítomnosť Paladilhia oshanovae a výskyt Unio craccus v odklonenom úseku Dunaja za priaznivé smerovanie. Popri bočných ramenách sa usadili druhy Planorbis carinatus a Gyraulus riparius, čo taktiež naznačuje pozitívny vývoj. Druhová diverzita vodnej malakofauny je v pravostrannej ramennej sústave i v Mošonskom Dunaji stabilne pomerne vysoká s prevahou reofilných druhov.

Ramená pravostrannej ramennej sústavy popri starom koryte Dunaja, kde, po zavedení dotácie vody z Dunaja (v r. 1995) a následnom zvýšení hladiny vody a rýchlosti prúdenia, makrovegetácia ustúpila, sú v posledných rokoch všeobecne charakterizované zníženou druhovou diverzitou i abundanciou planktonických kôrovcov (perloočiek a veslonôžok). Najvyššou abundanciou a druhovou diverzitou sa najčastejšie vyznačujú biotopy Lipótskeho močiarneho jazera a Schisslerovho mŕtveho ramena. Avšak v extrémne suchom a teplom roku 2003 bol v Lipótskom močiarnom jazere zaznamenaný výrazný pokles počtu druhov, chýbali viaceré druhy viazané na makrovegetáciu. V Schisslerovom ramene, po prepojení s dotovanou ramennou sústavou, pokleslo množstvo makrofytov, čo viedlo aj k poklesu fytofilných kôrovcov. Tieto boli nahradené euplanktonickými druhmi, ktoré dominujú aj v súčasnosti.

V planktonickom oživení Zátonyi a Csákányi Dunaja je možné v jednotlivých rokoch badať kolísanie počtu i početnosti druhov. Ďalej všeobecne platí, že rozvoj zooplanktónu ramien v jednotlivých rokoch je závislí i na hydrologických pomeroch, čo je viditeľné i z jarného maxima abundancie perloočiek a veslonôžok v roku 2003. Pravdepodobne v dôsledku mimoriadne nepriaznivých hydrologických podmienok bol počet jedincov v lete a na jeseň nízky, hoci v predchádzajúcich rokoch boli zaznamenané jesenné maximá.

Rozdielne výsledky v monitorovaní podeniek a potočníkov na slovenskej a maďarskej strane sú dosahované nielen v Dunaji, ale aj v ramennej sústave. Druhová diverzita a abundancia druhov podeniek i potočníkov je na maďarskej strane dlhodobo výrazne vyššia. Spoločenstvá sú charakterizované vysokou stabilitou, hoci po zavedení dotácie vody ramennej sústavy vo všeobecnosti bolo možné pozorovať určitý nárast počtu druhov a jedincov. Monitorovacia plocha na Mošonskom Dunaji pri obci Feketeerdõ sa vyznačuje vysokou druhovou diverzitou spoločenstva podeniek. V Lipótskom močiari pretrváva masový výskyt podenky eutrofných vôd (Caenis horaria) popri nižšom počte druhov (v porovnaní s Mošonským Dunajom) a v jednotlivých rokoch sú zaznamenávané i zmeny druhového zloženia spoločenstva. Spoločenstvá potočníkov sú na základe sledovania lietajúcich imág stabilné a bohaté, čo je preukázané vysokým počtom druhov i jedincov. Svoju dominanciu si zachováva reofilný druh, i populácie niektorých charakteristických druhov sa stabilizujú. Na základe vývoja a zloženia spoločenstva potočníkov sú vodné plochy v oblasti Szigetközu v dobrom stave.

Druhové zloženie spoločenstva vážok plytkých a hlbokých štrkových jám v oblasti inundácie a v oblasti chránenej proti povodniam sa v období sledovania vyvíja nezmenene. Zloženie spoločenstva vážok neovplyvnilo ani väčšie množstvo vody prepúšťanej do Mošonského Dunaja. Avšak zvýšené množstvo vody zo starého koryta Dunaja (cez otvory v brehu nad Dunakiliti) v predtým pomaly tečúcich riečnych ramenách s početnými makrofytmi výrazne zmenilo predchádzajúce podmienky. Namiesto typickej bohatej vodnej fauny stojatých vôd sú v týchto ramenách v posledných rokoch zaznamenávané eurytopné a riečne druhy vážok a na niektorých miestach aj pokles druhovej diverzity.

Ichtyocenóza je monitorovaná na dvoch monitorovacích lokalitách inundačnej oblasti (plochy č. 4, 9) a na dvoch plochách oblasti chránenej proti povodniam (plochy č. 5, 12). Ichtyofauna Schisslerovho ramena (plocha č. 4) sa po jeho umelom prepojení s Csákányskym Dunajom v roku 1997 obnovila. Počet druhov radikálne stúpol, v súčasnosti je druhová bohatosť rybieho spoločenstva stredná. Dominantné zastúpenie majú eurytopné druhy, v strednej zarastenej časti ramena sa vyskytujú i limnofilné druhy, v krátkom umelom pripájacom kanáli je možné nájsť i reofilné druhy. Stav ichtyofauny zálivu Csákányskeho Dunaja (plocha č. 9) je v posledných rokoch (od zavedenia dotácie vody pomocou dnovej prehrádzky v roku 1995) porovnateľný so spoločenstvom pred prehradením. Obnovenie prepojenia medzi ramenom a Dunajom vyvolalo ústup makrovegetácie i limnofilných druhov rýb pri súčasnom návrate reofilných zástupcov. Mierne klesanie druhovej diverzity môže naznačovať trend zabahnenia odberného miesta, ale toto tvrdenie nie je možné zovšeobecňovať pre celú ramennú sústavu.

Po zavedení dotácie vody na monitorovaciu lokalitu č. 5 – Lipótsky močiar – je pozorovaná regenerácia ichtyofauny. V súčasnosti je druhová bohatosť lokality výrazná a vyrovnaná. Dominujú eurytopné druhy.

Hydrologické podmienky Gazfûi Dunaja (plocha č. 12) sú od uvedenia dotačného systému chránenej strany vyrovnané. Pre stabilizovanú ichtyofaunu je charakteristická stredná druhová bohatosť a pozostáva z eurytopných a limnofilných druhov. Dominantným zostáva eurytopný druh Rutilus rutilus.

Tab. V.12   Sledované skupiny rastlín a živočíchov na jednotlivých maď. monitor. plochách

V. 5  Literatúra

Ambros, Z., 1991: Bioindikace zmìn prostøedí lesních ekosystémù. Lesnictví, 37, č. 1, s. 7-13.

Ardó, J., 1974: Toxicita špecifických látok znečisťujúcich Dunaj, záverečná správa, VÚVH, Bratislava.

Bush, K.-F., Uhlmann, D., Weise, G., 1989: Ingenieurökologie, VEB Gustav Fischer Verlag Jena, 488 s.

Cambel, B., et al., 1993: Monitoring prírodného prostredia dotknutého výstavbou a prevádzkou VD Gabčíkovo – odborná skupina „biota“. Správa za rok 1992. Ústav zoológie a ekosozológie SAV Bratislava, Rukopis.

Dohoda, 1995: Agreement between the Government of the Slovak Republic and the Government of Hungary about Certain Temporary Measures and Discharges to the Danube and Mosoni branch of the Danube, signed on April 19, 1995 (Dohoda medzi vládou Slovenskej republiky a vládou Maďarskej republiky o niektorých dočasných technických opatreniach a o prietokoch do Dunaja a Mošonského ramena Dunaja, podpísaná 19. apríla 1995 v Budapešti).

Ellenberg, H., 1979: Zeigerwerte der Gefäßpflanzen Mitteleuropas. Scripta geobotanica, 9. Göttingen, 122 s.

Faško, P. a kol., 2003: Meteorologické a hydrologické sucho v roku 2003 na Slovensku, 11th International Poster Day – Transport of water, chemicals and energy in the system soil-crop canopy-atmosphere, Bratislava.

Fulajtár, E. a kol., 2004: Monitorovanie poľnohospodárskych pôd v oblasti vplyvu VD Gabčíkovo v roku 2003, Záverečná správa, Výskumný ústav pôdoznalectva a ochrany pôdy, Bratislava, január 2004

Halaj, J., Petráš, R., 1998: Rastové tabuľky hlavných drevín. SAP, Bratislava, 325 s.

ICPDR 2002: Joint Danube Survey, Technical Report of the International Commission for the Protection of the Danube River, September 2002, Vienna.

Jurko, A., 1958: Pôdne ekologické pomery a lesné spoločenstvá Podunajskej nížiny. SAV, Bratislava, 264s.

Jurko, A., 1986: Poznámky k diskusii o užitočnosti Ellenbergových indikačných hodnôt. Biológia, 41, 1, s. 91-100.

Jurko, A., 1990: Ekologické a socioekonomické hodnotenie vegetácie. Príroda, Bratislava, s. 195.

KHV 2003: Metodika pre odbery vzoriek, analýzy, vyhodnotenie a prezentácia výsledkov sledovania kvality vody Dunaja a jeho prítokov. Protokol z mimoriadneho rokovania pracovnej skupiny pre ochranu kvality vôd Slovensko-maďarskej komisie pre hraničné vody, Tihany, 19 – 22. mája 2003. Príloha IV, 19 s.

KSPV, 2003: Koordinácia, zber, spracovanie a výmena údajov z monitorovacích sietí prírodného prostredia a ich vyhodnotenie. Dokumentácia vykonaných prác, časť II., December 2003, Konzultačná skupina Podzemná Voda, s.r.o., Bratislava.

KSVP, 2003: Odborné práce na riešení rozdielov v údajoch o kvalite povrchových vôd nameraných slovenskou a maďarskou stranou, Konzultačná skupina Podzemná Voda, s.r.o., Bratislava.

Kúr, A., 2001: Databázová aplikácia Fytosys.

Krajňáková, M., 2001: Rozdiely medzi fytocenózami prírodného vŕbovo-topoľového lesa a lesných kultúr vybranej časti inundačného územia Dunaja. Rigorózna práca, PRIF UK, Bratislava, 57 s.

Lisický, M., J., et al. 1991: Správa o východiskovom stave prírodného prostredia SVD Gabčíkovo-Nagymaros, stupeň Gabčíkovo, z hľadiska biológie a krajinnej ekológie. Ústav zoológie a ekosozológie SAV, Bratislava, rukopis.

Lisický, M., J., Mucha, I. (sc.ed)., 2003: Optimalizácia vodného režimu ramennej sústavy v úseku Dunaja Dobrohošť-Sap z hľadiska prírodného prostredia. PRIF UK, Splnomocnenec vlády SR pre výstavbu a prevádzku sústavy VD G-N, Konzultačná skupina Podzemná Voda, s.r.o., Bratislava, 205 s.

Martinka, M., Chalupka, J., Paľušová, Z., Vítková, Z., Dobiášová, M., 2004: Monitoring hodnotenia vplyvu VDG na prírodné prostredie, Kvantitatívny a kvalitatívny režim povrchových a podzemných vôd za rok 2003. Hodnotiaca výročná správa, SHMÚ.

Matečný, I., et al., 1994: Monitoring prírodného prostredia dotknutého výstavbou a prevádzkou VD Gabčíkovo – odborná skupina „biota“. Správa za rok 1993. PRIF UK Bratislava, Rukopis.

Matečný, I., et al., 1995: Monitoring prírodného prostredia dotknutého výstavbou a prevádzkou VD Gabčíkovo – odborná skupina „biota“. Správa za rok 1994. PRIF UK Bratislava, Rukopis.

Matečný, I., et al., 1996: Monitoring prírodného prostredia dotknutého výstavbou a prevádzkou VD Gabčíkovo – odborná skupina „biota“. Správa za rok 1995. PRIF UK Bratislava, Rukopis.

Matečný, I., et al., 1997: Monitoring prírodného prostredia dotknutého výstavbou a prevádzkou VD Gabčíkovo – odborná skupina „biota“. Správa za rok 1996. PRIF UK Bratislava, Rukopis.

Matečný, I., et al., 1998: Monitoring prírodného prostredia dotknutého výstavbou a prevádzkou VD Gabčíkovo – odborná skupina „biota“. Správa za rok 1997. PRIF UK Bratislava, Rukopis.

Matečný, I., et al., 1999: Monitoring prírodného prostredia dotknutého výstavbou a prevádzkou VD Gabčíkovo – odborná skupina „biota“. Správa za rok 1998. PRIF UK Bratislava, Rukopis.

Matečný, I., et al., 2000: Monitoring prírodného prostredia dotknutého výstavbou a prevádzkou VD Gabčíkovo – odborná skupina „biota“. Správa za rok 1999. PRIF UK Bratislava, Rukopis.

Matečný, I., et al., 2001: Monitoring prírodného prostredia dotknutého výstavbou a prevádzkou VD Gabčíkovo – odborná skupina „biota“. Správa za rok 2000. PRIF UK Bratislava, Rukopis.

Matečný, I., et al., 2002: Monitoring prírodného prostredia dotknutého výstavbou a prevádzkou VD Gabčíkovo – odborná skupina „biota“. Správa za rok 2001. PRIF UK Bratislava, Rukopis.

Matečný, I., et al., 2003: Monitoring prírodného prostredia dotknutého výstavbou a prevádzkou VD Gabčíkovo – odborná skupina „biota“. Správa za rok 2002. PRIF UK Bratislava, Rukopis.

Matečný, I., et al., 2004: Monitoring prírodného prostredia dotknutého výstavbou a prevádzkou VD Gabčíkovo – odborná skupina „biota“. Správa za rok 2003. PRIF UK Bratislava, Rukopis.

Mucina, L., 1985: Používať či nepoužívať Ellenbergove indikačné hodnotyť Biológia, 40, 5, s. 511-516.

Mucha, I., (sc. ed.), 1995: Gabčíkovo Part of the Hydroelectric Power Project - Environmental Impact Review. (Evaluation based on two Year Monitoring) Faculty of Natural Sciences, Comenius University, Bratislava, 384 s.

Mucha, I., Banský, Ľ., Hlavatý, Z., Rodák, D., (eds.), 2001: Optimalizácia vodného režimu ramennej sústavy z hľadiska prírodného prostredia, Záverečná správa. 1/2: Podklady k expertíznemu vyjadreniu k optimalizácii vodného režimu v inundácii, 2/2: Zhrnutie názorov prírodovedných a ekologických expertov k optimalizácii vodného režimu v inundácii. Konzultačná skupina Podzemná Voda, s.r.o., Bratislava, viď. Optimalizácia 2001.

Mucha I., Rodák D., Banský Ľ., Hlavatý Z., Kučárová K., Lakatosová E., 2003: Monitorovanie prírodného prostredia v oblasti vplyvu VD Gabčíkovo, súhrnná správa za rok 2002. Konzultačná skupina Podzemná Voda, s.r.o., Bratislava.

Mucha I., Rodák D., Banský Ľ., Hlavatý Z., Kučárová K., Lakatosová E., 2004: Monitorovanie prírodného prostredia v oblasti vplyvu VD Gabčíkovo, súhrnná správa za rok 2003. Konzultačná skupina Podzemná Voda, s.r.o., Bratislava.

Mucha, I., Rodák, D., Hlavatý, Z., Banský, Ľ., 2002: Groundwater Quality Processes after Bank Infiltration from the Danube at čunovo. In C. Ray (ed.) Riverbank Filtration: Understanding Contaminant Biochemistry and Pathogen Removal, Kluver Academic Publishers, The Netherlands, s. 177-219.

MŽP SR, 1998: Metodický pokyn č.549/98-2 na hodnotenie rizík zo znečistených sedimentov tokov a vodných nádrží.

Nariadenie vlády č. 491/2001 „Kvalitatívne ciele povrchových vôd a limitné hodnoty ukazovateľov znečistenia odpadových vôd a osobitných vôd“, júl 2002.

Národná ročná správa (Maďarská): Report on the Activity in 1995, 1996, 1997, 1998, 1999, 2000, 2001, 2002, 2003 of the Hungarian - Slovak Joint Monitoring System Defined in the Intergovernmental Agreement, 19 April 1995, submitted by the Hungarian side as the Hungarian National Annual Report.

Národná ročná správa (Slovenská) z monitorovania prírodného prostredia na slovenskom území za roky 1995, 1996, 1997, 1998, 1999, 2000, 2001, 2002, 2003, podľa „Dohody medzi vládou Slovenskej republiky a vládou Maďarskej republiky o niektorých dočasných technických opatreniach a o prietokoch do Dunaja a Mošonského ramena Dunaja“ podpísanej dňa 19.apríla 1995.

Neštický, et al., 1996: Monitorovanie vplyvu VD Gabčíkovo na lesné ekosystémy. Záverečná správa LVÚ Zvolen, Rukopis.

Neštický, Š., Varga, L., 2001: Optimalizácia vodného režimu ramennej sústavy z hľadiska lesného hospodárstva. Expertízne vyjadrenie k optimalizácii vodného režimu v inundácii. In Optimalizácia 2001.

Rodák, D., Mucha I., 1995: Current Activities in the Ground Water Quality Monitoring – Monitoring Wells, Methods of Sampling, in Situ Measurements. In: Mucha, I., (sc. ed.) 1995: Gabčíkovo Part of the Hydroelectric Power Project - Environmental Impact Review. (Evaluation based on two Year Monitoring) Faculty of Natural Sciences, Comenius University, Bratislava, s. 71-77.

Rovný, B., et al., 1992: Monitoring prírodného prostredia dotknutého výstavbou a prevádzkou VD Gabčíkovo – odborná skupina „biota“. Správa za rok 1991. Ústav zoológie a ekosozológie SAV, Bratislava, Rukopis.

Rychnovská, M., 1987: Metody študia travinných ekosystémù. Academia, Praha, 269 s.

Spoločné výročné správy z monitorovania životného prostredia za roky 1995-2003, podľa „Dohody medzi vládou Slovenskej republiky a vládou Maďarskej republiky o niektorých dočasných technických opatreniach a o prietokoch do Dunaja a Mošonského ramena Dunaja“ podpísanej dňa 19.apríla 1995.

Šomšák, L., 1998: Flóra a fauna v rastlinných spoločenstvách Strednej Európy. PRIF UK – Tempus, Bratislava, 308 s.

Šomšák, L., 1999: Flora and vegetation conditions of floodplain ecosystems. In Mucha I. (ed.): Gabčíkovo Part of the Hydroelectric Power Project – Environmental Impact Review. Faculty of Natural Sciences, Comenius University, Bratislava, s. 241-245.

Šomšák, L., 2001: Optimalizácia vodného režimu ramennej sústavy z hľadiska prírodného prostredia – expertízne vyjadrenie. In Optimalizácia 2001, (Bratislava), Vol. 2. č. 1/2003, s. 59-98.

Šomšák, L., Balkovič, J., Šimonovič, V., Kollár, J., 2001: Fytocenologická mapa inundačného územia Dunaja. čiastkové poznatky. Katedra Pedológie PRIF UK, Bratislava, rukopis.

Šomšák, L., Šimonovič, V., Kollár, J., Lakatosová, E., 2002: Správa ku fytocenologickej mape územia Dunaja v úseku Dobrohošť – Sap (1:25000), správa, Konzultačná skupina Podzemná Voda, s.r.o., Bratislava, 37 s.

Štìpánek, M., červenka, R., 1974: Problémy eutrofizace v praxi, AVICENUM, 231 s.

Treindl, ¼., 1990: Chemická kinetika, SPN, Bratislava,  347 s.

Uherčíková, E., 1995: Fytocenologické a ekologické pomery lesov inundácie Dunaja. Kand. diz. práca, Ms. depon. in PriFUK a ÚZ SAV, Bratislava, 221 s.

Uherčíková, E., 1998: Transformation changes in the association Salici-Populetum in the inundation area of the Danube river (Slovakia). - Biologia (Bratislava), 53, s. 53-63.

Uherčíková, E., 2001: Expertízne vyjadrenie k optimalizácii vodného režimu v inundácii Dunaja. časť: Lesné fytocenózy v inundácii. In Optimalizácia 2001.

Uherčíková, E., Pišút, P., Hajdúk, J., 1999: Permanent monitoring plots and vegetation succession on the Gabčíkovo structure dikes, p. 281-322. In: Mucha, I. (ed.): Gabčíkovo Part of the Hydroelectric Power Project -Environmental Impact Rewiew. Faculty of Natural Sciences, Comenius University, Bratislava.

Valúchová, M., Kobelová, M., Hucková, A., Šípoš, P., Nagy, Š., 2003: Monitoring kvality povrchových vôd a sedimentov, kanálov a zdrže v oblasti ovplyvnenej Vodným dielom Gabčíkovo. Záverečná správa za obdobie do 31.12.2002.

Valúchová, M., Kobelová, M., Hucková, A., Tarabová, M., Nagy, Š., 2004: Monitoring kvality povrchových vôd a sedimentov, kanálov a zdrže v oblasti ovplyvnenej Vodným dielom Gabčíkovo. Záverečná správa za obdobie do 31.12.2003.

Valúchová, M., Kučárová, K., Šípoš, P., Mucha, I., 2002: Nadmerný rozvoj makrofýt, rias a siníc v zdrži VD Gabčíkovo, správa z terénnej obhliadky. SVP, OZ Povodie Dunaja, š.p. Bratislava, Konzultačná skupina Podzemná Voda, s.r.o., Bratislava.

Varga, L., Neštický Š., 1997: Rozšírenie stanovištných typov v záujmovej oblasti VD Gabčíkovo, Mapa 1:25000. LVÚ Gabčíkovo, rukopis.

Vodoprávne nariadenie Krajského úradu životného prostredia č.W/308/2001-ONR.

Vyhláška MZ č.29/2002, Zz. “Požiadavky na pitnú vodu a kontrolu kvality pitnej vody”, Bratislava, január 2002.

Vyhláška MZ č.151/2004, Zz. “Požiadavky na pitnú vodu a kontrolu kvality pitnej vody”, Bratislava, január 2004.

Zólyomi, B., et al., 1967: Einreihung von 1400 Arten der ungarischen Flora in ökologische Gruppen nach TWR-Zahlen. Fragm. Bot. Musei Hist.-Nat. Hung., 4, s. 101-142.

Ženišová, Z., Hyánková, K., 1997:  Hydrochémia, Cvičenia, skriptá, PRIF UK, Bratislava,134 s.